Utvärdering, problemidentifiering och optimering av den biologiska fosforavskiljningen vid Duvbackens reningsverk

Transkript

1 Umeå universitet Institutionen för ekologi, miljö och geovetenskap Utvärdering, problemidentifiering och optimering av den biologiska fosforavskiljningen vid Duvbackens reningsverk Mikrobiologiska, processtekniska och externa aspekter Examensarbete Jannice Örnmark Gävle, maj 2007

2 Utvärdering, problemidentifiering och optimering av den biologiska fosforavskiljningen vid Duvbackens reningsverk Mikrobiologiska, processtekniska och externa aspekter Examensarbete Jannice Örnmark Handledare: Sten Backlund Carin Eklund

3 SAMMANFATTNING Övergödning är ett globalt problem vars orsak i huvudsak står att finna i antropogent utsläpp av växtnäringsämnena kväve och fosfor till den akvatiska miljön. För att motverka skadorna på miljön har en rad olika tekniker utvecklats för att avlägsna fosfor från kommunala avloppsvatten innan det når recipienten. I Sverige är kemisk fällning den vanligaste metoden för fosforavskiljning eftersom det är en relativt enkel och stabil metod. De ökade kraven på låga utsläppsvärden har dock lett till att användandet av fällningskemikalier är omfattande. Detta strider mot visionen om ett hållbart ekologiskt samhälle befriat från användandet av ändliga naturresurser. På senare år har en ny metod för fosforavskiljning börjat tillämpats på svenska reningsverk. Tekniken går under benämningen biologisk fosforavskiljning (bio-p) och bygger på vissa mikroorganismers naturliga förmåga att lagra ett överskott av fosfor i cellstrukturen. Processen kräver en konfiguration med alternerande anaeroba och aeroba förhållanden samtidigt som en tillräcklig mängd kolkälla i form av flyktiga fettsyror (VFA) finns närvarande. När mikroorganismerna byggt på sig tillräckligt med fosfor avlägsnas cellmassan i form av ett slam, och på så vis avskiljs en betydande mängd fosfor från vattenströmmen. Duvbackens reningsverk i Gävle införde 2004 en bio-p-process med syftet att uppnå en mer ekologiskt hållbar avloppsrening med minskad kemikalieanvändning. Verket saknar krav på kväveavskiljning och har från och med oktober 2006 krav att rena fosfor till ett utsläppsvärde understigande 0,4 mg/l. På grund av processens känslighet för störningar har stundtals problem uppstått med förhöjda halter av fosfor i utgående vatten vilket har lett till att fällningskemikalie måste nyttjas emellanåt. Målet med denna studie var därför att utreda orsaken till dessa störningar samt att ta fram lämpliga metoder för att utvärdera verkets bio-pprocess med avseende på processtekniska, mikrobiologiska och externa parametrar. Detta uppnåddes genom försök med satsreaktor i laboratorieskala samt analyser av utvalda parametrar i processen kompletterat med mikrobiologiska metoder. Försök utfördes även i full skala på utvalda delar av processen för att få en ökad förståelse och en bättre karaktärisering av den aktuella bio-p-processen. Resultaten pekade på att fosforavskiljningen på Duvbackens reningsverk till största delen är biologisk. Karaktäriseringen av bioslammet gav dock en indikation på periodvis skiftande bio-p-aktivitet där processen tycks ha fungerat bättre i slutet av sommaren jämfört med i början. Vidare visades att tillgången till kolkälla i form av VFA skiftade kraftigt och mestadels var undermålig för mikroorganismerna i bio-p-processen. Ingen VFA producerades

4 heller spontant över försedimenteringssteget. Försöken i full skala visade dock att verket har goda möjligheter att internt framställa VFA genom hydrolys av primärslam direkt i försedimenteringssteget. Vidare fastslogs att de momentant förhöjda utsläppsvärdena av fosfor kunde sättas i samband med låga syrehalter i de aeroba zonerna och att orsaken sannolikt berodde på extern tillförsel av syreförbrukande material till reningsverket. Tre industrier med betydande utsläpp av syreförbrukande material kopplade till ledningsnätet återfanns. En rad betydelsefulla kontrollpunkter identifierades där mikroorganismernas tillgång till VFA tillsammans med syrehalten i de aeroba zonerna tycks vara mest kritisk för bio-p-processen. Den befintliga luftningskapaciteten klarar inte av momentant förhöjda koncentrationer av syreförbrukande material som verket periodvis får ta emot, men som även införandet av en hydrolysprocess skulle innebära. Resultaten visade också att den periodvisa recirkulationen av kemslam till biosteget verkar ha en negativ inverkan på bio-p-processen.

5 ABSTRACT Enhanced biological phosphorus removal (EBPR) is a relatively new method for reducing phosphorus in municipal wastewaters. The method is being applied at Duvbacken wastewater treatment plant in Gävle, were it has been used in operation since The process is sensitive to disturbances and due to this, the treatment plant has had problems with temporary heightened levels of phosphorus in the effluent. This study aims to investigate the reason for these interferences, and also to find suitable methods for evaluating the EBPR process by performing both laboratory analysis of selected significant parameters, microbial methods and batch tests in a laboratory reactor. As a compliment, and to get a better understanding and characterisation of the current EBPR process, experiments were also performed in full scale. The main goal is to improve the short-term stability of the EBPR process, so as to ensure low phosphorus levels in the effluent and minimise the usage of chemicals in the process. One important parameter was found to be the levels of carbon source in form of volatile fatty acids (VFA) which was found to be inferior for the process. Increased levels of VFA were successfully achieved by anaerobic hydrolysis of primary sludge. Another crucial parameter was found to be the temporary critical levels of oxygen in the aerobic zones, which were shown to be initiated by external instantaneous loads, consequently affecting the process negatively. Three industries with major discharges of oxygen-demanding sewage were identified, and the capacity of the existing aeration machinery was estimated to be to low for external instantaneous high loads and a possible future hydrolysis process. The usage of chemical precipitation was also shown to have possible bad influence on the process. Keywords: Enhanced biological phosphorus removal (EBPR), volatile fatty acids (VFA), sludge hydrolysis, phosphorus accumulating organisms (PAO), glycogen accumulating organisms (GAO)

6 INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1 INLEDNING SYFTE OCH AVGRÄNSNINGAR 1.2 LÄSHÄNVISNINGAR BAKGRUND FOSFOR I AKVATISKA MILJÖER Källor Effekter På recipienten Fosfor i avloppsvatten FOSFORRENING I SVERIGE Krav på fosforavskiljning Återföring av fosfor Metoder för fosforavskiljning 18 3 TEORI BIOGISK FOSFORRENING Processkonfiguration Biokemisk modell Mikroorganismerna Anaeroba zonen -fosforsläpp Aeroba zonen -fosforupptag Faktorer för fungerande biologisk fosforavskiljning Mikrobiell konkurrens Kolkällan Nitrat och syre Motjoner ph Temperatur Slamflykt Slamålder och anaerob uppehållstid Anaerobt släpp av fosfor Extern stötbelastning och variation i flöde Kemisk fällning SLAMHYDROLYS Flyktiga fettsyror Processkonfiguration Anaeroba nedbrytningsprocessen Bildningen av flyktiga fettsyror Metangasbildning Faktorer för fungerande hydrolys Uppehållstid ph Temperatur VFA-potential och -produktion 39

7 Extern stötbelastning Redoxpotential Slamtyp Belastning till biosteget BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING KOMBINERAD MED KEMISK FÄLLNING Fällningsprocessen Effekter på den biologiska fosforavskiljningen Processkonfiguration BIOLOGISK FOSFORRENING KOMBINERAD MED KVÄVERENING Biokemisk modell Nitrifikation Denitrifikation Processkonfiguration 46 4 DUVBACKENS AVLOPPSRENINGSVERK BELASTNING OCH RENINGSKRAV REAKTORKONFIGURATION OCH PROCESSER PROBLEMATIK KRING BIO-P-PROCESSEN 52 5 METODIK FÖR KARAKTÄRISERING AV BIO-P- PROCESSEN 53 6 METODIK COD BOD TOC TOT-P PO 4 -P NO3-N VFA-BESTÄMNING VFA-POTENTIAL FOSFORSLÄPP OCH UPPTAGSFÖRSÖK SS, GF OCH VSS MIKROSKOPERING 59 7 RESULTAT OCH DISKUSSION KARAKTÄRISERING AV INKOMMANDE AVLOPPSVATTEN VFA-analyser Belastning till biosteget Rekommendationer UTVÄRDERING AV BIO-P-PROCESSEN Fosfatprofil Slamålder och nitrathalt Fosforsläpps- och upptagsförsök Mikroskopering Fosforhalt i bioslammet Rekommendationer HYDROLYSFÖRSÖK Spontan hydrolys VFA-produktion med befintlig pump VFA-produktion med extern pump Effekter av hydrolysprocessen Fosfatprofil vid hydrolys Belastning från försedimentering Rekomendationer MOMENTAN STÖTBELASTNING Rekommendationer 85 8 SLUTSATSER 86 9 FRAMTIDA STUDIER 87 FÖRKORTNINGAR/FÖRKLARINGAR 88

8 REFERENSER 95 BILAGOR 98

9 1 INLEDNING Eutrofiering är ett globalt problem som leder till störningar i miljön i form av algblomning, minskad biologisk mångfald och igenväxta sjöar. Huvudorsaken är antropogent utsläpp av växtnäringsämnena fosfor och kväve. Allt sedan konsekvenserna av övergödning blivit kända har olika metoder för rening av avloppsvatten utvecklats. Kemisk fosforavskiljning är den mest frekvent förekommande metoden för att reducera fosfor men på senare tid har ett fenomen kallat biologisk fosforavskiljning (bio-p) uppmärksammats och fått en tillämpning på ett fåtal reningsverk. Metoden innebär att specifika processbetingelser på ett avloppsreningsverk gynnar naturligt förekommande fosforavskiljande mikroorganismer som därmed kan rena vattnet från fosfor. I dagsläget är huvuddragen kring denna biologiska process kända samtidigt som det finns mycket att vinna genom en ökad kunskap beträffande ekologin bakom de för processen specifika mikroorganismerna. Bio-P-processen passar väl in i ett kretsloppssamhälle och är ekologiskt föredelaktig då kemikalieförbrukningen minimeras samtidigt som kvalitén på det avskiljda slammet höjs. Duvbackens reningsverk i Gävle använder sig sedan några år tillbaka av en bio-p-process för att avskilja fosfor. Processen är känslig för störningar vilket har lett till att fällningskemikalier stundtals nyttjas vid momentant förhöjda halter av fosfor i utgående vatten. Det mesta av dagens forskning bygger på försök utförda i laboratorieskala där ideala förhållanden råder. Dessa studier är viktiga för att få en ökad kunskap om den mikrobiologiska processen samtidigt som försök i full skala är nödvändiga för att få en helhetsbild och för att utveckla lämpliga metoder för att karaktärisera och påvisa störningar i en aktuell bio-p-process. Kontinuerlig utvärdering av processen leder till ökad förståelse samtidigt som problem kan förebyggas och åtgärdas. Denna studie är inriktad på de specifika problem och omständigheter som uppstått i samband med nyttjandet av bio-p på Duvbackens reningsverk. 1.1 SYFTE OCH AVGRÄNSNINGAR Examensarbetet är indelat i en praktisk och en teoretisk del. Tonvikten av den praktiska studien innefattar en utvärdering av den befintliga bio-p-processen vid Duvbackens avloppsreningsverk i Gävle, samt en undersökning av orsaken till momentant förhöjda fosforhalter i utgående vatten. Syftet är att undersöka huruvida bio-p-processen fungerar optimalt eller om förbättringar kan göras internt, att identifiera kritiska kontrollpunkter och ta fram rekommendationer för förbättrad driftoptimering. Syftet är dessutom att utreda interna och externa faktorer som kan ha en negativ inverkan på processen och därmed bidra till att utsläppskvoten av fosfor stundtals överskrids. Huvudmålet är därmed att identifiera lämpliga åtgärder som kan vidtas för att på sikt minimera utsläppen av fosfor till recipienten 9

10 Inledning samtidigt som användandet av fällningskemikalier ska minimeras i linje med Duvbackens reningsverks miljömål samt de nationella miljömålen. Ett annat delmål är den teoretiska delen som innefattar en litteratursammanställning. Syftet med denna är att sammanfatta tillgänglig litteratur inom området för att samla adekvat information om bio-p-processen som kan användas i informationssyfte av personalen på Duvbackens reningsverk. Sammanställningen ska ge grundläggande kunskap om bio-p, de faktorer som påverkar processen samt viktiga driftsparametrar. Sammanställningen ska även innefatta teori om kemisk fällning i relation till bio-p eftersom dessa är de processer som i dagsläget nyttjas på reningsverket. Teori rörande biologisk kväveavskiljning kommer också att ingå eftersom krav på kväveavskiljning kan bli aktuella på Duvbackens reningsverk i framtiden. Sammanställningen syftar också till att ge förslag på kontrollprogram för kontinuerlig utvärdering av bio-p-processen med avseende på processtekniska och mikrobiologiska aspekter samt felsökning med avseende på interna och externa störningar. Tyngdpunkten i det laborativa arbetet kommer att ligga på analys av förhållandet mellan löst fosfor och lättillgänglig kolkälla (VFA) samt en utredning om denna kvot kan anses tillräcklig för den fosforavskiljande bakteriekulturen och därmed för en väl fungerande fosforavskiljningsprocess. Produktionen av VFA över försedimenteringssteget kommer också att analyseras, dels genom analyser i laboratorieskala och dels genom hydrolysförsök i full skala, för att på så sätt utreda avloppsverkets möjligheter att vid behov internt framställa ytterligare VFA. Vidare kommer bioslammet att karaktäriseras för att utvärdera mikroorganismernas fosforavskiljningskapacitet. Även externa faktorer kommer att utredas som möjlig orsak till de momentant förhöjda halterna av fosfor i utgående vatten. Här kommer bland annat analys av avloppsvatten från olika industrier med misstänkt hög belastning av syreförbrukande material att utföras. Ett antal begränsningar har gjorts på grund av den tidsbrist som råder under ett examensarbete. I rapporten redovisas teoretiskt förslag på andra studier som kan göras för att utvärdera en biologisk fosforavskiljningsprocess mer ingående. Den praktiska studien begränsas endast till den biologiska fosforavskiljningen och belyser exempelvis inget om slamhantering i samband med processen. 1.2 LÄSHÄNVISNINGAR Rapporten är indelad i en teoretisk del och en praktisk del. I teoriavsnittet beskrivs inledningsvis, i kapitel 2.1, bakgrunden till övergödningsproblematiken med fokus på fosfor. Kapitlet syftar till att ge en insikt i varför utsläppen av fosfor till den akvatiska miljön bör begränsas samtidigt som ett kretslopp på sikt återskapas. Därefter följer ett kapitel, 2.2, som specifikt berör fosforrening i Sverige. Kapitlet inkluderar teori om riktlinjer och bestämmelser för utsläpp, återföring av fosforberikat slam till jordbruksmarker samt en kort introduktion till olika fosforavskiljningsmetoder som tillämpas vid kommunala reningsverk i landet. I kapitel 3.1 ligger fokus på teoriavsnittet och här behandlas grundläggande kunskaper om biologisk fosforavskiljning för att ge en insyn i hur processen fungerar biokemiskt och praktiskt. Kapitlet innehåller vidare avsnitt om mikrobiell konkurrens, metoder för att detektera fosforavskiljande bakterier samt en mer ingående analys av olika faktorer som kan ha en inverkan på bio-p-processen. Teori om den för bio-p-processen essentiella kolkällan i form av flyktiga fettsyror (VFA) behandlas i ett separat kapitel, 3.2, som tar upp hur dessa kan framställas internt, genom hydrolys, samt faktorer som är viktiga att beakta vid denna process. Därefter följer ett kort kapitel, 3.3, om biologisk fosforavskiljning i relation till kemisk fosforrening samt 3.4 om kombinerad biologisk fosfor och kväverening. I kapitel 4 ges en 10

11 Inledning bakgrund om Duvbackens reningsverk som innefattar utsläppskvoter, reaktorkonfiguration, processer samt problematiken kring den befintliga bio-p-processen på verket. Den praktiska delen av rapporten bygger på data från provtagning samt analyser utförda vid Duvbackens reningsverk. Kapitel 5 innehåller en sammanfattande redogörelse av metoder som är lämpade att använda sig av vid utvärdering av en biologisk fosforavskiljning medan kapitel 6 tar upp den metodik som användes vid denna studie. Resultaten redovisas och diskuteras i kapitel 7 som också innefattar rimliga åtgärder ur ett ekonomiskt och praktiskt perspektiv. Kapitel 8 sammanfattar slutsatserna av studien och kapitel 9 inkluderar förslag på fortsatta studier. Avslutningsvis redovisas en ordlista i kapitel 10, referenser som nyttjats i studien i kapitel 11 samt ett antal bifogade bilagor med separat innehållsförteckning i kapitel

12 2 BAKGRUND Fosfor är ett näringsämne som är livsviktigt och återfinns i alla levande organismer där det har en central roll för cellens överlevnad. Bland annat ingår fosfor i ATP, som är en viktig länk i cellens energiförsörjningssystem och som en del i de byggstenar som bygger upp alla organismers arvsmassa, DNA och RNA (Johnsson et al., 1991). Den största delen av oorganisk fosfor återfinns i naturen bunden till mineraler såsom apatit och fosforit. Växter och en del mikroorganismer har förmågan att ta upp oorganisk fosfor ur mark och vatten och därmed integrera den till viktiga beståndsdelar i biomassan. Fosforn förs sedan vidare till mikroorganismer och djur i näringskedjan. När växter och djur dör återförs fosforn till marken i ett naturligt kretslopp. 2.1 FOSFOR I AKVATISKA MILJÖER Fosfor är det begränsande näringsämnet för många fotosyntetiserande organismer i akvatisk miljö. Problem uppstår då antropogen påverkan leder till att fosfor överskrider koncentrationer som är tillväxtbegränsande för dessa organismer. Samtidigt som fosfor är en bristvara inom industrin och jordbruket går enorma mängder till spillo via avlopp och avrinning där det slutar upp i naturen och orsakar olägenheter. Huvudsyftet med avloppsrening har länge varit att skydda människor från sanitära olägenheter i städerna och kom senare, i vissa delar av världen, även att inbegripa skydd av recipienten från vissa föroreningar och näringsämnen. Problematiken kring övergödning har länge varit känd vilket lett till att många tekniska lösningar har utvecklats som gett upphov till att utsläppen av näringsämnen har minskat. Trots detta kvarstår effekter av övergödningen i miljön eftersom näringsämnena finns kvar och bidrar till en långsam återhämtning samtidigt som kunskap och teknik inte nått ut till alla delar av världen KÄLLOR I dag odlar människan upp stora arealer till vilka vi bryter fossil fosformineral som modifieras och nyttjas som konstgödsel till våra grödor. Detta är inte hållbart ur ekologisk synpunkt eftersom fosfor är en begränsad ändlig resurs och beräkningar tyder på att tillgången till brytbar mineral kommer att sina inom en hundraårsperiod. Användandet av konstgödsel leder dessutom till att det naturliga kretsloppet bryts eftersom en betydande del av fosforn anrikas i den akvatiska miljön via läckage från jordbruket (Naturvårdsverket, 2002). Fosfor har dock till skillnad från kväve egenskapen att delvis binda till partiklar varför en del av fosforn blir kvar i marken. Den antropogena påverkan på vattendrag har också utmynnat i att många bäckar rätas ut och våtmarker dikas. 12

13 Bakgrund Detta leder till ökad erosion och minskad kontaktyta och följden blir att fosforn inte får samma chans att binda till markens partiklar och tar sig därmed mer obehindrat vidare mot sjöar och hav. Fosforns förmåga att binda till markens partiklar och mineraler gör den också till viss del otillgänglig för växterna i odlingsmarkerna. För att kompensera för detta använder jordbrukare ofta mer gödningsmedel än vad som egentligen behövs. Med tiden blir marken dock mättad på uppbunden fosfor vilket leder till att den överdimensionerade dosen utgör en betydande ökning av de för växterna tillgängliga fosforföreningarna. Grödorna på odlingsmarkerna hinner inte med att ta upp överskottet vilket betyder att lättillgängliga lösta fosforföreningar lakas ur jordbruksmarkerna och når den akvatiska miljön (Brandy & Weil, 1996). De mest betydande källorna till fosfor i den akvatiska miljön är förutom jordbruket även skogsbruk och betesmarker för kreatur. Dessutom sker punktutsläpp från industrier som vid tillverkning av pappersmassa, från slakterier och från bland annat urin och tvättmedel via den kommunala avloppsvattenhanteringen (Naturvårdsverket, 2002). Ca en tredjedel av fosforinnehållet i avloppsvatten härrör från tvättmedel medan huvuddelen kommer från fekalier och urin. Sammantaget släpper varje enskild person i Sverige ut i genomsnitt 2,0-3,5 g fosfor per dygn (Kemira Kemwater, 2003). Punktutsläppen från avlopp och industrier är lättare att åtgärda till skillnad från diffusa utsläpp från exempelvis jordbruket (Brandy & Weil, 1996). En av de viktigaste åtgärderna för att på sikt komma till bukt med fosforutsläppen är därför att begränsa utsläppet av fosfor direkt vid källan. Detta kan göras exempelvis genom att minimera användandet av oorganisk fosfor i jordbruket. I de fall detta inte är möjligt bör fosforn om möjligt hindras från att lakas ur från jordbruksmarker och det vatten som når sjöar, vattendrag och hav så långt det är möjligt och ekonomiskt försvarbart renas från näringsämnen. Detta kan uppnås genom att återskapa naturliga förhållanden exempelvis genom att låta marken vara obrukad i zoner längst med vattendragen. Dessa kantzoner fungerar då som ett filter som tar upp fosfor och hindrar detta från att laka ut i vattnet. Näringsämnena som avskiljs bör också tas om hand återföras till naturen för att komma ifrån beroendet av fossilt fosfor och på sikt få ett ekologiskt hållbart samhälle EFFEKTER PÅ RECIPIENTEN Fosforhalterna har under den senare hälften av 1900-talet blivit så höga att det tillsammans med den ökade mängden kväve leder till störningar i form av övergödning i naturen. Detta tar sitt uttryck i igenväxta sjöar, främst i Sveriges södra delar, algblomning samt syrefria bottnar i Östersjön som i förlängningen leder till att många arter, däribland människan, blir drabbade. Detta är inte enbart ett problem i Sverige utan är ett globalt problem som på grund av människans utbredning och levnadssätt blir allt mer påtagligt. Vilket näringsämne som har störst betydelse för övergödningsproblematiken beror framförallt på recipientens beskaffenhet. I havsvatten är vanligen kväve begränsat, och därmed det gödande näringsämnet, medan sjöar och vattendrag främst påverkas av fosfor. Den marina miljön kan dock påverkas av både kväve och fosfor beroende på vilket ämne som finns i underskott för algproduktionen (Seviour et al., 2003). Undantaget, där fosfor antas vara det begränsande näringsämnet, är kustvatten i norra Sverige. Här är salthalten så pass låg att det begränsande näringsämnet liksom i sjöar och vattendrag är fosfor. I havsvatten kan också cyanobakterier (blågröna alger) med förmågan att fixera atmosfäriskt kväve förekomma. Tillväxten av dessa alger påverkas då inte av begränsande kvävehalter i vattnet utan endast av 13

14 Bakgrund tillgången på fosfor (Naturvårdsverket, 2006). Effekterna av detta tas upp senare i detta stycke. När en fosformolekyl når vattnet tas den upp av eukaryota alger, bakterier eller vattenlevande växter som nyttjar fosforn för sin tillväxt. Dessa primärproducenter kan sedan fungera som näringskälla till andra organismer i vattendraget och fosforn förs på så vis vidare i näringskedjan. Händelseförloppet åskådliggörs i figur 1, där även problematiken kring övergödning summeras. Växtplankton Djurplankton Fiskar och fleråriga makroplankton Kväve och fosfor Överskott av kväve och fosfor Normal näringsväv Obalanserad näringsväv Ökad produktion av organiskt material Flytande bälten av alger Blågrön algblomning Luktproblem Försämrad ljusgenomsläpplighet Syrefria bottnar Toxiskt svavelväte Minskad biologisk mångfald Igenväxta sjöar Figur 1. Näringsämnenas upptag i näringsväven samt händelseförlopp i en eutrofierad störd akvatisk miljö. Problemet uppstår vid överskott av kväve eller fosfor vilket till en början leder till att mängden växtplankton ökar explosionsartat. Den ökade tillgången till primärproducenter får till följd att även djurplankton och andra större organismer, som fiskar, snabbt ökar i antal. Till en början tar sig detta i uttryck som en ökad växtlighet och ett grumligare vatten då tidigare oligotrofa vatten genomgår en eutrofieringsprocess. Ett allvarligt tillstånd uppstår då växter och alger dör och sedimenterar. När det organiska materialet bryts ner förbrukas nämligen syre vilket på sikt leder till att syrebrist kan uppstå (Naturvårdsverket, 2006). Fosfor bidrar således till en sekundär förbrukning av syre i recipienten och beräkningar visar att 1 gram fosfor kan ge upphov till så mycket som 100 g sekundärt syreförbrukande organiskt material i vattenmassan. Mängden närsalter som finns i obehandlat avloppsvatten kan medföra mer än fem gånger så stor sekundär syreförbrukning jämfört med den som primärt orsakas av den organiska substans som finns närvarande i avloppsvatten (Kemira Kemwater, 2003). När vattnet ovanför bottnen blir anaerobt leder denna fysikaliska betingelse till att mer fosfor, som tidigare varit uppbundet i sedimenten, får möjligheten att lösa sig i vattenmassan vilket i sin tur leder till en accelerering av eutrofieringsprocessen. Bakterier som finns närvarande i sedimenten kan även bilda toxiskt svavelväte och metangas som avges från 14

15 Bakgrund sedimenten och ytterligare förvärrar situationen i vattendraget. Den ökade turbiditeten i form av organiskt material leder också till en reducerad ljusgenomsläpplighet vilket är kritiskt för fotosyntetiserande organismer. En minskad fotosyntes på djupet leder vidare till att en minskad mängd koldioxid får möjlighet att omvandlas till syre och därmed minskar syresättningen ytterligare, speciellt nedanför språngskiktet (Seviour et al., 2003). Den ökade sedimentationen leder också till att botten höjs och att sjöar så småningom helt kan växa igen. Vissa arter blir gynnade medan andra blir missgynnade av eutrofieringsprocessen. Torsken, som är beroende av syrerika djuphål för sin fortplantning, får problem att överleva medan ekologiska förändringar i näringsväven kan utlösa massförökning av andra fiskarter och alger. När torsken försvinner kan detta exempelvis gynna andra mindre fiskarter vars bestånd tidigare hållits nere av torsken. I sjöar kan gäddan få problem då den ökade turbiditeten leder till en försämrad sikt som försvårar jakten för gäddan. Tillbakagången av gädda får då till följd att bland annat abborre och andra fiskar med djurplankton som huvudsaklig diet får möjlighet att öka i antal. Konsekvensen blir att växtplankton inte konsumeras vilket leder till ytterligare ökning av turbiditeten och en utökad algblomning. Eutrofieringsprocessen leder således till en minskad biologisk mångfald och på sikt, då syrebristen blir för utbredd, klarar sig heller inte de arter som till en början gynnades av processen (Naturvårdsverket, 2006). En art som till en början gynnas är cyanobakterien som kan bilda toxiner i vattnet vilket ytterligare förvärrar situationen för många arter. Cyanobakterien har också, som tidigare nämnts, en speciell förmåga att kunna ta upp och fixera atmosfäriskt kväve (N2) direkt ur luften. Detta får till följd att algen inte begränsas av kvävehalten i vattnet (Seviour et al., 2003). Cyanobakterierna gynnas således av höga fosforhalter eftersom fosfor är det enda som begränsar dess tillväxt. Detta har lett till diskussioner som delat upp forskarvärlden i två delar. Enigheter råder beträffande vikten att rena fosfor i vatten som når Sveriges kuster medan frågan om kväverening har blivit tvåeggad. Vissa hävdar att det fortfarande är betydelsefullt att rena kväve medan andra hävdar att det inte har någon betydelse eftersom cyanobakterierna ändå kan tillgodogöra sig detta och tillför havsvattnet kväve via luften. Här hävdar forskarna att det vore mer klokt att satsa resurserna som läggs på kvävereningen på att förbättra fosforreningen och minskning av de kväveföroreningar som når haven via luften (Naturvårdsverket, 2006) FOSFOR I AVLOPPSVATTEN Normalt förhåller sig biologiskt syreförbrukande material (BOD) till kväve och fosfor som 100:17:5 i ett kommunalt avloppsvatten (Johnsson & Jönsson, 1991). Fosforn kan därefter delas in i tre olika fraktioner, nämligen ortofosfat, polyfosfat och organiskt bundet fosfor. Ortofosfater (PO4-P) består av föreningar lösta i avloppsvattnet och är den typ av fosfor som lättast kan tas upp av mikroorganismer och växter. Poly-P (polyfosfat) består kemiskt av långa kedjor ortofosfat. I avloppsvattnet utgörs det av suspenderat material och är en biologiskt omvandlad form som lagras i bakteriecellen. Organiskt bunden fosfor är, som namnet antyder, uppbunden i kolloidala eller suspenderade partiklar och kan liksom poly-p genomgå hydrolys och därmed omvandlas till löst ortofosfat i avloppsvattnet. Den biologiska processen beskrivs i reaktionsformel 1 nedan och är en process som ständigt pågår och tillgängliggör fosforn för mikroorganismerna i avloppsvattnet. Poly-P H 3 PO 4 H 2 PO 4 - HPO 4 2- PO 4 3- fosforsyra ortofosfatjon (1) 15

16 Bakgrund % av fosfor i avloppsvatten är uppbundet till organiska föreningar. Fosfor från tvättmedel förekommer som poly-p medan fosfor härrörande från fekalier och urin till största delen redan föreligger som lösta ortofosfater (Kemira Kemwater, 2003). Faktumet att den största fraktionen förekommer som löst fosfor komplicerar reningsprocessen eftersom ortofosfater inte kan avskiljas mekaniskt och kemiska eller biologiska metoder måste tillämpas (Daton & Wallergård, 2003). 2.2 FOSFORRENING I SVERIGE Under 1960-talet fick övergödningsproblematiken stor uppmärksamhet i Sverige. Följden blev att staten gick in med åtgärder mot vattenföroreningarna och satsade pengar bland annat på utbyggnad av kommunala reningsverk under och 70-talet. I dag är så gott som alla hushåll i tätorterna anslutna till kommunala reningsverk där ungefär 95 % av vattnet genomgår både biologisk och kemisk rening (Naturvårdsverket, 2004). Varje år passerar ungefär 7000 ton fosfor de kommunala reningsverken. Här renas ca 95 % av fosforn bort och problemet ligger inte längre i utsläpp till recipienten utan hur det fosforberikade slammet tas om hand, se avsnitt KRAV PÅ FOSFORAVSKILJNING Halterna av gödande ämnen i mark och vatten skall inte ha någon negativ inverkan på människors hälsa, förutsättningarna för biologisk mångfald eller möjligheterna till allsidig användning av mark och vatten (Naturvårdsverket, 2006). Utdraget ovan är ett av de femton miljökvalitetsmålen som Sveriges riksdag antog 1999 med syftet att förhindra övergödningen av svenska vatten. De eutrofierande ämnen som det framför allt talas om är fosfor och kväve. Ett av delmålen till ovan nämnda miljökvalitetsmål berör särskilt fosforutsläpp och säger att vi fram till år 2010 ska ha minskat de vattenburna utsläppen av fosforföroreningar från mänsklig verksamhet till sjöar, vattendrag och kustvatten med 20 % från 1995 års nivå (Naturvårdsverket, 2006). I länsstyrelsernas tillstånd enligt miljöbalken anges i allmänhet riktvärden för föroreningar som släpps ut från reningsverk. Dessa riktvärden gäller på utgående vatten till recipienten och sammanfattas nedan. Kväve ska understiga 15 mg/l (10 mg/l för reningsverk med > pe). Fosfor ska understiga 0,5 mg/l men riktvärdet är ofta lägre beroende på recipientens beskaffenhet. Kemiskt syreförbrukande ämnen (COD) ska understiga 70 mg/l. För kväve har riktvärdet fastställts för reningsverk belägna med havsvatten som recipient mellan norska kusten och Stockholms skärgård. För dessa reningsverk råden även krav på fosforavskiljning, medan avloppsverk benägna ovanför denna punkt endast har krav på avskiljning av fosfor. Dessa krav är laga bindande från och med att miljöbalken trädde i kraft 1999 (Naturvårdsverket, 2006) ÅTERFÖRING AV FOSFOR Allt sedan de kommunala reningsverken byggdes har problem hur slammet som uppstår ska tas om hand funnits producerades exempelvis 1,2 miljoner ton slam (TS halt 20 %) i 16

17 Bakgrund Sverige. Slammet har en koncentration på omkring 3 % fosfor som i dagsläget med undantag för några få kommuner inte återförs till jordbruksmarker. LRF (Lantbrukarnas riksförbund) gick hösten 1999 ut med en rekommendation där medlemmarna uppmanades att inte nyttja slam från reningsverk till sina jordbruksmarker eftersom det ansågs vara förknippat med risker i form av oönskade föroreningar i slammet. Bland annat kom larm om förhöjda halter av tungmetaller som silver och kadmium, organiska föroreningar som exempelvis flamskyddsmedel och smittoämnen i slammet (Naturvårdsverket, 2002). Regeringens riktlinjer (proposition 1997/98:145) vad det gäller slamhantering sammanfattas nedan. Slutna kretslopp mellan samhälle och jordbruk ska skapas för närings- och humusämnen, i första hand för fosfor. Risk för smittspridning till människor och djur ska minimeras. Slamanvändningen ska inte leda till negativa hälso- och miljöeffekter, varken på kort eller på lång sikt. Användning av icke förnybara råvaror och energi för drift av VA-system ska minimeras och energin i avloppsvatten och/eller slam ska tillvaratas. Användare, konsumenter och jordbrukare ska ha förtroende för VA-systemen med avseende på funktion och uppfyllelse av de angivna kraven. Från och med januari 2005 började regeringens renhållningsproposition (1998:902) gälla med förbud mot deponering av organiskt avfall, där slam inräknas. Detta tillsammans med icke hållbart nyttjande av fossil fosfor på jordbruksmarker gör det viktigt att i framtiden möjliggöra återföring av slam från kommunal avloppsvattenhantering till jordbruket och på så vis återskapa ett naturligt kretslopp av fosfor. Målet att återföra fosfor i ett kretslopp berörs av ett annat delmål till miljömålen som säger att vi fram till 2015 ska återföra minst 60 % av fosforn i avlopp till produktiv mark, varav minst hälften bör återföras till åkermark. För att göra detta möjligt måste kvalitén på slammet höjas så att fosfor och andra näringsämnen kan återföras till naturen på ett hållbart och säkert sätt. I dag kvarstår problemen med främst organiska föroreningar som flamskyddsmedel och läkemedelsrester i slammet som tillsammans med hygieniska skäl gör att vi i Sverige nyttjar slam exempelvis för deponitäckning eller till gödsling av grönytor istället för att nyttja det i jordbruket (Naturvårdsverket, 2002). Ett annat problem är de stora vattenmängderna i slammet som gör transporter av slam från städerna till åkermark kostsamt. Mängden energi som krävs för att återföra näringsämnena från slammet till jordbruket kan således vara större än mängden energi som krävs för att skörda, transportera och förbruka näringsämnena i skörden (Kirchmann et al., 2005). Enligt beräkningar i Sverige är transporter längre än 30 km inte ekonomiskt försvarbara. Syftet med avloppsvattenrening har heller inte varit att återföra näringsämnen till naturen varför processen i dagsläget på grund av det kemikaliesamhälle som utvecklats inte är optimal för detta ändamål. Detta utgör den kanske största utmaningen för framtiden vilket inbegriper utvecklingen av nya metoder för att utvinna fosfor ur slam och lakvatten så att det på nytt kan nyttjas som växtnäringsämne i jordbruket (Kirchmann et al., 2005). Som ett led i detta arbete kommer bio-p in i bilden då denna metod bland annat bidrar till att mindre slammängder bildas samtidigt som kvalitén höjs. En av fördelarna är att biologiskt uppbunden fosfor är mer lättillgänglig för växer jämfört med kemiskt uppbunden fosfor i slam från ett konventionellt reningsverk (Tykesson, 2005). 17

18 Bakgrund METODER FÖR FOSFORAVSKILJNING Oberoende av om kemisk eller biologisk fosforavskiljning tillämpas är alla avloppsreningsverk utrustade med någon form av fysikalisk grovrening från större partiklar. Innan vattnet når försedimenteringen passerar det ofta genom rensgaller och sandfång som har till uppgift att avskilja större föremål och partiklar ur avloppsvattnet. Vattnet fortsätter sedan in i försedimenteringsbassängen där den partikulära fraktionen av inkommande fosfor fortsätter att avlägsnas ur systemet. Här nyttjas gravitationskraften och vattenmassan har en tillräckligt lång uppehållstid för att tillåta suspenderade partiklar, tillsammans med uppbunden fosfor, att sjunka till botten. Denna fraktion utgör maximalt 30 % av totalhalten varför efterföljande rening är nödvändig (Kemira Kemwater, 2003). Slammet, som tas ut i botten av bassängen, benämns primärslam och förs vidare till efterföljande slambehandlingssteg. I dagsläget är det vanligast att svenska avloppsreningsverk använder sig av biologisk rening för att avlägsna syreförbrukande ämnen ur vattnet tillsammans med kemisk fosforavskiljning där fällningskemikalier nyttjas för att fälla ut återstoden av fosforn. På senare tid har även ett nytt alternativ börjat tillämpas på svenska reningsverk. Process går under benämningen biologisk fosforavskiljning (bio-p) där naturligt förekommande fosforackumulerande bakterier i slammet gynnas för att binda upp fosfor som då kan avlägsnas från vattnet via slammet. 3 TEORI Teorin bakom biologisk fosforavskiljning behandlas i avsnitt 3.1 nedan. Denna reningsmetod kombineras också på vissa håll i södra Sverige med kväverening. Processkonfigurationen ser då lite annorlunda ut då även nitritbildande och denitrifierande bakterier måste gynnas i processen (Borglund, 2004). Biologisk fosfor- och kväveavskiljning kompletteras också ofta på många håll med kemisk rening av fosfor och teorierna bakom dessa processer återfinns i avsnitt 3.3 och BIOGISK FOSFORRENING Bio-P är en relativt ny metod med syftet att rena fosfor ur avloppsvatten och tillämpas endast på ett fåtal reningsverk i ett tjugotal kommuner i Sverige (Borglund, 2003). Utvecklingen av processen startade av en slump redan på 1960-talet då det på olika håll i världen, med början i Sydafrika, observerades ett nettoupptag av fosfor i aktivslamprocessen på reningsverk. Aktivslamprocessens huvudsakliga syfte var då att rena avlopp från organiskt material och inte fosfor. Fenomenet tycktes uppstå vid vissa processbetingelser med omväxlande anaeroba och aeroba förhållanden som tycktes gynna vissa typer av naturligt förekommande bakterier i avloppsvattnet med förmågan att ackumulera fosfor. Dessa specifika bakterier har senare visat sig ta upp löst fosfor från vattenmassan och bygga på sig detta i cellstrukturen i större 18

19 utsträckning än vad vanliga heterotrofa bakterier gör. Cellmassan, det aktiva slammet, kan då bakterierna tagit upp tillräckligt med fosfor avlägsnas ur systemet och på så sätt avskiljs en betydande mängd fosfor från vattenströmmen (Seviour et al., 2003). Bio-P introducerades i Sverige i liten skala redan på 80-talet då många reningsverk som ställde om till biologisk kväverening samtidigt passade på att införa en bio-p-process (Borglund, 2004). I takt med att större krav ställs på ekologiskt hållbar vattenrening med minskad energi- och kemikalieanvändning samt ökade krav från EU på minskad tillförsel av fosfor till naturen ökar också intresset för bio-p som ett alternativ till den konventionella fosforavskiljningen. Många av de processtekniska egenskaperna bakom bio-p-processen är i dag kända samtidigt som de mikrobiologiska och biokemiska processerna i dagsläget är långt ifrån utredda. Forskningen går dock hela tiden framåt och fler och fler reningsverk världen över får upp ögonen för fördelarna med denna process. Nedan följer en sammanfattning modifierad från Tykesson (2005) på några av de fördelar och nackdelar som finns med processen jämfört med kemisk fosforavskiljning. Fördelar Minskade kostnader för och hantering med kemikalier Ekologiskt fördelaktigt och i linje med ett kretsloppstänkande Bättre näringsinnehåll i slam då fosforn blir tillgängligare för växter Mindre slammängder Nackdelar Känsligare process Processen tar längre tid att starta upp Problem med fosforutlakning vid efterföljande rötning av bioslam Ökade energimängder vid luftning Bio-P-processen är känsligare för allahanda störningar jämfört med vid nyttjandet av fällningskemikalier eftersom en fosforavskiljande bakteriekultur nyttjas och således måste gynnas för att få till stånd en tillräcklig fosforavskiljning. På grund av detta tar det också tid för en nystartad process att få till stånd en optimal fosforavskiljning eftersom det kan ta flera veckor för en fosforavskiljande bakteriekultur att etablera sig i systemet. Skillnaden mellan ett slam från biologisk respektive kemisk fosforavskiljning är att det kemfällda slammet innehåller mer metallsulfater och metallhydroxider jämfört med slammet från en bio-pprocess, se avsnitt 3.3. Metallkomplexen i kemslammet är hydrofila vilket betyder att det binder in mer vatten i jämförelse med bioslammet. Följden blir att kemslam torde vara mer svåravvattnat jämfört med slam från en bio-p-process (Borglund, 2004). Ett högt vatteninnehåll är också negativt med tanke på transportkostnaderna. Driftsättet som tillämpas vid bio-p anses också kunna gynna flockformade bakterier framför filamentbildande, och därmed också gynna goda slamegenskaper som gör att slammet lättare sedimenterar (Jönsson, 1996). Detta tillsammans med att fosforn är mer biologiskt tillgänglig, då den inte är uppbunden i ett metallsulfat, betyder att slammet från en biologisk fosforavskiljning är mer lämpat att nyttja i jordbruk och därmed har en större potential att ingå i ett kretslopp PROCESSKONFIGURATION Ett fundamentalt krav för en fungerande bio-p-process är att vattnet förs genom alternerande anaeroba och aeroba zoner samtidigt som en del av slammet recirkuleras för att bibehålla en stabil bakteriekultur. Den enklaste konfigurationen kallas A/O-processen (Anaerobic/Oxic) och visas i figur 2. Uppställningen består efter försedimenteringen av en anaerob del följd av en aerob del, eftersedimentering och returslampumpning (Britton, 1999). Denna 19

20 Teori processuppställning karaktäriseras av korta hydrauliska upphållstider och hög belastning av organiskt material då nitrifikation sällan förekommer (Tykesson, 2002). Anaerobt Aerobt Primärslam Returslam Överskottsslam Figur 2. A/O-processkonfiguration för biologisk fosforavskiljning. Förbehandlat vatten får passera en anaerob och därefter en aerob zon. Det producerade bioslammet avskiljs sedan i en sedimenteringsbassäng varav delar av slammet recirkuleras till processen medan resterande mängd tas ut för slambehandling. Modifierad från Tykesson (2002) BIOKEMISK MODELL Försedimenterat vatten, rikt på tillgänglig kolkälla (VFA), får möta det aktiva slammet i det biologiska reningssteget. VFA är samlingsnamnet för flyktiga fettsyror som kan tas upp av mikroorganismer och därmed bidra till celltillväxt. Dessa fettsyrors betydelse för bio-pprocessen samt hur de bildas kommer att behandlas senare i detta kapitel samt i kapitel 3.2 En schematisk bild över händelseförloppet i de två zonerna presenteras i figur 3. Principen bakom bio-p är att de för processen specifika mikroorganismerna kan ta upp och lagra mer fosfor än vad de behöver för tillfället. Fosfor kan på så sätt genom sedimentering avskiljas via slammet som blir betydliga rikare på fosfor jämfört med vid vanlig biologisk rening. Delar av slammet recirkuleras samtidigt för att bibehålla en fosforavskiljande bakteriekultur. Nedan följer en mer ingående beskrivning av mikroorganismerna samt vad som sker i den anaeroba respektive den aeroba zonen där bio-p-processen äger rum. Hydrolys av slam Upptag av VFA Släpp av fosfor Upptag av fosfor Tillväxt av mikroorganismer Anaeroba delen Aeroba delen Figur 3. Schematisk beskrivning av bio-p-processen. Förbehandlat vatten passerar en anaerob del där bakterierna tar upp kol i form av VFA medan de släpper fosfor simultant. I den efterkommande aeroba delen nyttjar bakterierna kolet för att tillväxa samtidigt som fosfor återigen tas upp i cellmassan Mikroorganismerna Bakterier som står för bio-p-funktionen kallas för PAO (fosfatassimilerande organismer) och har den specifika förmågan att under anaeroba förhållanden kunna nyttja energin från tidigare lagrat poly-p för kolupptag. Bakterierna släpper fosfor simultant med upptaget av VFA och får då konkurrensfördelar i förhållande till vanliga heterotrofa bakterier eftersom de inte har 20

21 Teori behov av att konkurrera om kolkällan i den efterföljande aeroba zonen. PAO har också den för processen gynnsamma egenskapen, att de aerobt kan ta upp mer fosfor än vad som krävs för dess tillväxt, s.k. lyxupptag, och lagra detta för senare behov (Röttorp et al., 2000). För att bakterierna ska göra detta krävs en anaerob miljö, innan den aeroba, där bakterierna stressas och först släpper fosfor. Fosforsläppets storlek i den anaeroba zonen är således relaterad till upptagets storlek i den aeroba zonen. Vanliga heterotrofa bakterier tar bara upp så mycket fosfor som de behöver för stunden och kan heller inte ta upp VFA i anaeroba miljöer. Länge trodde forskarna att det endast var PAOs som besatt denna förmåga men det har visat sig att så inte är fallet (Gustavsson, 2005). I bio-p processen avskiljs fosfor enligt Tykesson (2005) på tre olika sätt. Fosfor assimileras i bakteriernas normala metabolism. Fosfor tas upp av PAO, s.k. lyxupptag. Fosfor fälls ut av metalljoner. För att möjliggöra celltillväxt kräver bakterierna tillgång på BOD, kväve och fosfor i ett inbördes förhållande 100:5:1 (BOD:N:P). Den fosfor som tas upp under celltillväxten kallas för assimilation (Tykesson, 2005). Vid en vanlig biologisk reningsprocess utan PAO avlägsnas främst organiskt substans medan fosfor endast avlägsnas till ca 20 % (Jönsson, 1996) Anaeroba zonen -fosforsläpp Efter den mekaniska reningen av partikulär fosfor når avloppsvattnet det anaeroba steget där bio-p-processen tar vid i fosforavskiljningen. VFA, som har förmågan att hydrolyseras anaerobt från andra mer komplexa kolföreningar, fortsätter att bildas. Samtidigt förbrukas också VFA vid kontakt med det aktiva slammet genom att det tas upp och lagras av PAO. Fettsyrorna lagras i form av en eller flera energirika föreningar, s.k. polyhydroxylalkanoater (PHA). Upplagringsprocessen kräver energi och reduktionsmedel (Tykesson, 2002). Hur fettsyrorna lagras beror på vilken typ av fettsyra som assimilerats. PHA nyttjas inte av PAO direkt utan lagras som reservnäring i väntan på syrerika förhållanden (Jansen et al., 2002). Energin som krävs för att biomassan ska kunna ta upp VFA och transportera kolmolekylerna genom cellväggen erhåller PAO genom nedbrytningen av lagrad poly-p till ortofosfat (PO43- ). (Röttorp et al., 2000). Det finns mer ingående biokemiska teorier som bygger på att PAO förutom poly-p nyttjar lagrat intracellulärt glykogen (C6H10O5) eller acetat (C2H4O2) som reduktionsmedel (elektrongivare) för lagring av VFA. Den senare, s.k. Comeau/Wentzelmodellen, bygger på degradering av acetat och vidare oxidation av acetyl-coa genom tricarboxylsyra-cykeln (TCA-cykeln) även kallad krebs-cykeln. En förenklad schematisk bild av hur detta kan gå till visas i figur 4 nedan. Studier har visat att TCA-cykeln vanligtvis nyttjas i samband med respiration då även syremolekyler tycks krävas som elektronacceptorer. Det är därför mer troligt att acetat nyttjas som reduktionsmedel under anoxiska eller aeroba förhållanden (Mino et al., 1998). Hypotesen kan dock inte helt förkastas eftersom andra studier, baserade bland annat på NMR (nuclear magnetic resonanse) har visat att en förhållandevis liten del kolkälla anaerobt tycks metaboliseras via TCA-cykeln (Seviour et al., 2003). Det är alltså möjligt att glykogen till största delen nyttjas men att även acetat till viss del bidrar till det anaeroba upptaget av VFA (Tykesson, 2002). 21

22 Teori O Acetyl-CoA CH 3 Acetat OH PO 4 -P Poly-P TCAcykeln VFA-upptag och lagring Energi / red-medel Figur 4. Förenklad schematisk bild över nedbrytning av intracellurlärt acetat via TCA-cykeln för lagring av VFA i cellen enligt den s.k. Comeau/Wentzel-modellen. Bakterien nyttjar poly- P som energikälla för VFA-upptag. Acetat fungerar som reduktionsmedel för reglering av redox-potentialen vid omvandling och lagring av VFA som PHA i cellstrukturen. Ytterligare studier visar också att en del VFA i form av acetat skulle kunna passera cellmembranet genom passiv diffusion vilket i så fall inte skulle kräva någon energi för bakterien (Seviour et al., 2003). Glykogen är ett mer troligt reduktionsmedel vid aktiv transport av VFA genom cellmembranet och flera studier har visat att PAO till största delen använder sig av detta vid anaerobt kolupptag. Detta är beskrivit biokemiskt som den s.k. Mino-modellen vars huvudsakliga processer illustreras i figur 5 nedan. Anaerobt Aerobt C 6 H 10 O 5 P-P-P-P energi och reduktionsmedel energi PHA kolkälla O 2 CO 2 PHA kolkälla energi C 6 H 10 O 5 celltillväxt P-P-P-P PO 4 3- Konc. löst fosfor VFA PO 4 3- fosforsläpp fosforupptag Nettoupptag Anaerob zon Aerob zon 22

23 Teori Figur 5. Förenklad metabolisk modell över bio-p-processen ( Mino-modellen ) Modifierad från Jönsson Glykogen fungerar enligt denna modell som en reglerare av redox-balansen i cellen samtidigt som det fungerar som en energikälla och ger då tillsammans med poly-p upphov till den energi som krävs för upptag av VFA. Det har vidare visat sig att både intracellulärt glykogen och poly-p kan vara den begränsande faktorn vid upptag av VFA. Då överskott av VFA i form av acetat tillfördes en reaktor i laboratoreiskala inhiberades acetatupptaget efter ett tag och orsaken visade sig i detta fall vara brist på glykogen och inte poly-p (Mino et al., 1998; Seviour et al., 2003). Nedbrytningen av poly-p för upptaget av VFA ger slutligen upphov till ett fosforsläpp från bakterierna då poly-p bryts ner till löst ortofosfat och transporteras ut ur cellen. Följden blir en ökad fosfatkoncentration i den anaeroba zonens vätskefas (Röttorp et al., 2000). Eftersom den lösta ortofosfaten bär en negativ laddning krävs också en ekvivalent mängd katjoner då fosfaten transporteras ut genom cellväggen. Motjonerna består främst av kalium- och magnesiumjoner (K+ respektive Mg2+) som även de transporteras ut i vattnet och därmed neutraliserar cellen (Britton, 1999; Tykesson, 2005) Aeroba zonen -fosforupptag I den följande aeroba fasen kommer PAO i kontakt med löst syre och börjar då att metabolisera det lagrade kolet varvid tillväxt och förökning av cellmassan sker. Här används syret som oxidationsmedel vid omsättning av PHA till den energi som bakterien behöver. PHA används också som kolkälla vid återskapandet av glykogen som på nytt lagras i cellen inför kommande anaeroba förhållanden (Röttorp et al., 2000). PAO nyttjar även energin från PHB (polyhydroxybuturat), en specifik typ av PHA, för att ta upp löst fosfor som syntetiseras till poly-p och återigen lagras i cellmassan (Röttorp et al., 2000). På samma sätt som motjoner släpptes i samband med fosforsläppet i den anaeroba delen sker nu ett upptag av dessa simultant med fosforupptaget. Molförhållandet mellan fosfor och motjonerna är 3:1:1 (P:K:Mg) (Borglund, 2004). Optimalt medför bakterietillväxten att fosforupptaget i den aeroba fasen är större än fosforsläppet i den anaeroba fasen varvid ett nettoupptag av fosfor sker (Röttorp et al., 2000). Studier har visat att storleken på fosforupptaget är proportionell mot fosforsläppets storlek, vilket illustreras i figur 6 nedan. Fosforkonc. (mg/l) i slammet Anaerobt Aerobt Hög konc. NaAc Medel konc. NaAc Låg konc. NaAc 23

24 Teori Figur 6. Anaerobt fosforsläpp och aerobt fosforupptag vid skiftande acetatdosering. Hög koncentration av acetat ger upphov till ett stort fosforsläpp medan en låg koncentration av acetat ger ett motsvarande lågt fosforsläpp. Modifierad från Jönsson (1996). Den upplagrade fosforn nyttjas sedan som energikälla av bakterierna på nytt då delar av slammet från den aeroba zonen recirkuleras till den anaeroba zonen. I takt med att bakteriekulturen tillväxer kan en betydande mängd bakteriebunden fosfor avlägsnas ur systemet. Detta uppnås genom att nettoupptaget av fosfor tas ut med den mängd slam som motsvarar bakteriekulturens tillväxt och förs vidare till slambehandlingssteget (Borglund, 2004) FAKTORER FÖR FUNGERANDE BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING Olika mikroorganismer har genom evolutionen anpassat sig för att klara sig i specifika livsmiljöer med vitt skiljda betingelser. Exempelvis kan nämnas bakterier som klarar sig i polarisarnas extrema kyla medan det finns andra som anpassat sig till hettan i varma källor. När det gäller bio-p är det av största vikt att styra processen och därmed skapa de betingelser som gynnar etableringen av PAO-populationen. Detta för att undvika att andra mikroorganismer konkurrerar ut PAO och stör fosforavskiljningsprocessen. Det har nämligen visat sig att det finns andra grupper av mikroorganismer som har förmågan att ta upp kolföreningar under anaeroba förhållanden. Nackdelen är att dessa organismer saknar PAO:s förmåga att ackumulera fosfor då de endast utvinner energi ur glykogen, därav namnet GAO (glykogenassimilerande organismer), och tar alltså inte upp mer fosfor än en vanlig heterotrof bakterie (Seviour et al.,2003). Bio-P-processen och konkurrensen mellan PAO och GAO påverkas av en lång rad olika faktorer. Alla dessa faktorer påverkar olika delprocesser av bio-p-processen på olika sätt och optimala förhållanden kan aldrig råda för alla delprocesser samtidigt. I figur 7 nedan visas en förenklad bild över samspelet mellan olika faktorer som har en inbördes inverkan på varandra men även direkt på bio-p-processen. Syresättning Nitrifikation Kemfällning Hydrolys Process utformning Denitrifikation Slamflykt Uppehållstider Slamålder ph Temperatur VFA Syrehalt Fosfat Me + Nitrat Avloppsvattnets karaktär Bio-P processen Mikrobiell population PAO GAO Figur 7. Tre fundamentala faktorer och deras inbördes effekter på bio-p-processen. Modifierad från Tykesson (2002). 24

25 Teori Komplexiteten gör det svårt att utföra försök i laboratorieskala samtidigt som det är svårt att överföra resultaten från en sådan undersökning till en fullskaleanläggning (Tykesson 2005). Detta bör has i åtanke då slutsatser från sådan forskning görs. Nedan följer ett urval av några av de viktigaste miljöfaktorerna och omständigheterna att beakta vid biologisk fosforavskiljning Mikrobiell konkurrens I den anaeroba zonen sker upptag av kol i form av VFA för både PAO och GAO. Om det inte finns tillräcklig mängd VFA som tillåter dessa två bakteriegrupper att samexistera kommer de att konkurrera med varandra om tillgänglig kolkälla. GAO kan då i vissa fall bli den dominerande bakteriekulturen varvid bio-p-processen hämmas eller i värsta fall slås ut. En bristande mängd VFA är således ofta en huvudanledning till att bio-p-processen inte fungerar optimalt (Seviour et al., 2003). GAO:s använder glykogen som både energikälla och reduktionsmedel för sitt upptag av VFA men i övrigt är metabolismen i stort sett den samma som för PAO (Gustavsson, 2005). Glykogenmetobolismen hos GAO är dock mer komplex och mindre energieffektiv i jämförelse med PAOs metabolism. Slam rika på PAO tar således både upp mer acetat och gör också detta snabbare jämfört med slam rika på GAO (Mino et al., 1998). I tabell 1 nedan sammanfattas skillnaderna mellan de olika mikroorganismerna i det aktiva slammet med avseende på kolupptag. Tabell 1. Jämförelse mellan olika organismgrupper och deras upptag av VFA Upptag av VFA Mikroorganism Miljö Energikälla Reduktionsmedel PAO Anaerobt Poly-P Glykogen Glykogen (Acetat) GAO Anaerobt Glykogen Glykogen Heterotrofa bakterier Aerobt Studier har utförts med syftet att undersöka om PAO och GAO i själva verket tillhör samma bakteriesläkten och om GAO-aktiviteten då i själva verket skulle bero på att PAO var uttömda på poly-p. Hypotesen som testades var om PAO skulle kunna ta upp VFA i frånvaro av poly- P i cellmassan om tillräcklig mängd VFA fanns närvarande. Försöket utfördes i laboratorieskala på en PAO-population under anaeroba förhållanden. Försöksreaktorn hade överskott på acetat samtidigt som fosfortillförseln minskades. PAO blev då uttömda på poly-p och skulle teoretiskt endast kunna nyttja glykolys av glykogen som energikälla för upptag av VFA. Studien visade att PAO inte kunde ta upp acetat i frånvaro av fosfor vilket tyder på att PAO- och GAO-gruppen består av olika mikroorganismer (Brdjanovic et al., 1998 a). Det är alltså bara PAO och GAO som anaerobt kan ta upp VFA och eftersom PAO innehar en konkurrensfördel mot GAO då de kan nyttja energi från nedbrytandet av intracellulära poly-p är det viktigt att kvoten mellan VFA och fosfatfosfor är fördelaktig för PAO (Röttorp et al., 2000). PAO har en väldigt energikrävande metabolism eftersom de till skillnad från GAO, förutom att tillväxa, även måste återuppbygga sina poly-p och glykogenförråd under den aeroba fasen. Förmågan att snabbt kunna ta upp substrat i form av VFA under den anaeroba fasen blir därför kritisk för PAOs överlevnad i bio-p-processen (Mino et al., 1998). 25

26 Teori I litteraturen anges att halten VFA ska vara ungefär gånger så hög som halten av löst fosfor i vatten inkommande till den anaeroba zonen för att gynna PAO och därmed bio-pprocessen (Britton, 1999). Förhållandet är dock komplext då försök i laboratoriereaktor har visat att även GAO kan gynnas av en hög halt VFA. Dessa tycks få en konkurrensfördel då VFA-halten är hög samtidigt som halten av löst fosfor är låg. Om halten av fosfor är så låg att endast normal celltillväxt kan ske tas kolkällan anaerobt upp av GAO utan att PAO har någon möjlighet att konkurrera. Värt att nämna är att ett överskott av fosfor inte heller alltid verkar gynna PAO. Laboratorieförsök har nämligen visat att GAO även under dessa betingelser kan bli den dominerande bakteriekulturen (Tykesson, 2005). Några av de PAO-släkten som i dag är påvisade är Acinetobacter, Pseudomonas, Aerobacter, Moraxella, Escherichia coli, Beggiatoa och Mycobacterium (Britton, 1999). Länge trodde forskarna att det var endast Acinetobacter som var ansvarig för bio-p-processen. Detta antagande byggdes på resultat från cellodlingar på artificiella medier och det visade sig att Acinetobacter var den bakteriestam som selekterades medan andra bakterier inte kunde tillväxa på dessa medier. Senare forskning har visat att Acinetobacter står för mindre än 10 % av den totala mängden PAO i det aktiva slammet. Antagandet att aktiva slam från en bio-pprocess endast innehåller en dominant grupp av mikroorganismer har också visat sig vara fel. Istället verkar det som om en divers grupp av mikroorganismer tillsammans är ansvariga för fosforackumuleringen (Mino et al., 1998; Seviour et al., 2003). Andra studier har pekat på en trend att endast ett fåtal bakterisläkten av det totala antalet i det aktiva slammet är involverade i bio-p-processen. Dessa studier bygger på jämförelser mellan aktivt slam från konventionell biologisk rening med slam från bio-p-processer. I en väl fungerande bio-p-process kan det alltså vara så att endast några få procent är fosforackumulerande organismer (Seviour et al., 2003). Än så länge finns det inget universellt synsätt på hur en typisk bio-p-kultur ska se ut och det är osäkert om det ens existerar någon sådan. Vilka bakteriesläkten som slutligen finns närvarande i det aktiva slammet har visat sig vara beroende av bland annat avloppsvattnets karaktär och sammansättning samt processutformningen på reningsverket (Tykesson, 2002) Kolkällan En annan kvot, förutom VFA/P-kvoten, som kan användas som ett grövre mått på kolkälla och förutsättningen för bio-p-processen är halten av COD i förhållande till totalfosfor. I litteraturen anges värden på 35 g COD per g totalfosfor för att uppnå en halt på 1 mg P/l i utgående vatten eller en halt på minst 40 g COD per g totalfosfor (Borglund, 2003). Kvoten kan också användas för att skatta hur stor del av fosforn som bör avskiljas biologiskt i en bio- P-process. Gustavsson et al. (2006) anger en kurva, se figur 8, där COD/P-kvoten plottas mot andelen fosfor i överskottsslammet som krävs för 90 % biologisk fosforavskiljning. En hög halt COD kan också tyda på att en stor mängd lättnedbrytbart material finns närvarande och därmed en hög potential för avloppsvattnet att producera VFA (högt VFA-potential) (Tykesson, 2005). 26

27 Teori Andel P i bioslam (%) COD/P-kvot inkommande till biosteget 90% P reduktion Assimilation Figur 8. En känd kvot COD/P in till biosteget kan användas för att prediktera hur stor procentandel fosfor som bioslammet bör innehålla. Hämtad från Gustavsson (2005). Det är fortfarande oklart huruvida endast ett fåtal substrat är viktiga för bio-p-processen eller om många olika kolkällor kan användas av mikroorganismerna. Det finns exempelvis indikationer på att vissa bakterier, utan föreliggande fermentation, kan nyttja andra kolkällor än VFA som karboxylsyror, sockerarter och aminosyror i cellmetabolismen (Mino et al., 1998). Få studier finns gjorda men dessa har visat att bland annat glutamat och aspartat kan tas upp och nyttjas av PAO (Seviour et al., 2003). Försök har även visat att specifika bakterier assimilerar vissa typer av VFA medan andra ratas. Vilka mikroorganismer som finns närvarande har således stor betydelse för vilken VFA-fraktion som tas upp i cellmassan. Oberoende forskning har konstaterat att fosforsläppet och därmed fosforupptaget blir olika stort beroende på vilken kolkälla som PAO använder som substrat (Jönsson, 1996). Olika typer av VFA är alltså olika effektiva med avseende på fosforavskiljningen. Tabell 2 nedan visar exempel på olika substrat och dess förhållande till fosforsläpp. Tabell 2. Kvot mellan fosforsläpp och upptag av kolkälla under anaeroba förhållanden. En hög kvot indikerar ett stort fosforsläpp i förhållande till mängden upptaget kol. Tabellen är hämtad från Jönsson (1996) VFA mg P släppt /mg COD upptaget Ättiksyra 0,37 Propionsyra 0,12 Smörsyra 0,15 Iso-smörsyra 0,16 Valeriansyra 0,19 Iso-valeriansyra 0,25 Tykesson et al. (2006) utförde försök med satsreaktor där acetat och propionat jämfördes med avseende på upptag och simultant fosforsläpp hos mikroorganismerna. Acetat visade sig här, liksom i andra studier, vara mest effektivt. Både PAO och GAO tog upp acetat medan endast en liten del tog upp propionat. Acetat och propionat, som kan tas upp direkt av mikroorganismerna, har en större inverkan på fosforavskiljningskapaciteten medan andra mer komplexa VFA-föreningar som valeriansyra troligen måste fermenteras till lägre fettsyror 27

28 Teori innan de kan tas upp i cellerna (Tykesson, 2002). Detta ses också i tabell 2 där ättiksyra leder till det största fosforsläppet per upptagen VFA-enhet. Typen av tillgänglig kolkälla, och inte bara mängden, kan även ha en betydelse med avseende på konkurrensen mellan mikroorganismerna. Studier i laboratorieskala har bl.a. visat att GAO kan ta upp och lagra många olika typer av substrat och att olika typer av GAO verkar föredra olika kolkällor. I försöket ändrades den huvudsakliga kolkällan från acetat till propionat med resultatet att olika typer GAO dominerade vid de olika tillfällena (Tykesson, 2005). Även Randall et al. (1997) utförde försök där olika typer av VFA och alkoholer tillsattes till en satsreaktor med bio-p-slam. Försöket visade bland annat att stärkelse, som är svårnedbrytbart endast gynnade bio-p-processen marginellt. Vidare testades olika typer av VFA varav de med en grenad kolstruktur visade sig vara mest gynnsamma för bio-pprocessen. Alkoholerna visade sig här ha en liten eller ingen inverkan på fosforsläpp respektive fosforupptag. Glukos verkar inte kunna nyttjas direkt av PAO men kan lätt fermenteras, i det aktiva slammet varefter det kan tas upp i cellmassan (Tykesson, 2005). GAO verkar dock ha förmågan att byta ut acetat mot glukos och kan då nyttja detta som både energikälla och reduktionsmedel. En hög halt glukos kan således missgynna PAO i konkurrensen med GAO (Mino et al., 1998). Också andra studier har visat att glukos gynnar GAO och därmed kan vara missgynnsamma för bio-p-processen (Randall et al., 1997; Seviour et al., 2003) Nitrat och syre En av de viktigaste parametrarna för en väl fungerande bio-p-process tillsammans med en lämplig mängd VFA är att den anaeroba zonen verkligen hålls fri från syre. Här spelar halten av nitrat (NO3-N) en stor roll. En hög nitrathalt kan påverka bio-p-processen negativt på två sätt. Dels innebär det att denitrifierande bakterier kan konkurrera ut PAO i sin jakt på VFA och dels kan en hög nitrathalt bidra till ett anoxiskt fosforupptag istället för ett anaerobt fosforsläpp. Det finns nämligen vissa typer av PAO som kan utnyttja syret i nitrat istället för löst syre som elektronacceptor vid respiration (Tykesson, 2005; Seviour et al., 2003). Nitrifikation är en aerob process och kan efter bildande i de aeroba zonerna följa med returslammet tillbaka till den anaeroba delen av biosteget. Processerna bakom nitrifikation behandlas i avsnitt Nitrathalten på returslammet bör hållas lägre än 0,5 mg/l för att undvika störningar i bio-p-processen (Borglund, 2004). Satsvisa anaeroba försök i laboratorieskala har visat en reducerad fosforsläppshastighet om nitrat finns närvarande i slammet. Någon ökning av fosforsläppshastigheten skedde heller inte förrän nitrathalten minskade i reaktorn (Tykesson, 2005). Även syre i den anaeroba delen påverkar processen negativt. Löst syre kan följa med inkommande vatten vid häftiga regn eller då fallhöjden i ledningsnätet är hög. Följden blir, liksom vid närvaro av nitrat, att fosforavskiljningsprocessen hämmas. PAO får också konkurrens av vanliga heterotrofa bakterier som kan bryta ner och tillgodogöra sig organiskt material i närvaro av syre. Det lättillgängliga kolet som är viktigt för bio-p-processen förbrukas då snabbt av andra processer. Lika viktigt som det är att hålla den anaeroba zonen fri från syre är det att upprätthålla en god syrenivå i den aeroba zonen. Om syrenivån sjunker under en för PAO kritisk nivå kommer fosforupptaget att hämmas eller i värsta fall, om miljön blir helt anaerob, att avstanna vilket i förlängningen leder till ökade utsläpp av fosfor till recipienten. Som ett riktvärde krävs en 28

29 Teori syrehalt över 2 mg /l i luftningssteget (Jönsson, 1996). Det är således viktigt att kapaciteten på blåsmaskinerna klarar av extremsituationer med hög organisk belastning av syreförbrukande material samt hög hydraulisk belastning. Syrehalten får heller inte vara för hög, för mycket syre vid låg organisk belastning har nämligen visat sig leda till för snabb nedbrytning av lagrat PHB i bakteriecellerna (Gustavsson et al., 2006) Motjoner Som tidigare nämnts krävs motjoner i form av kalium (K+) och magnesium (Mg2+) för fosforsläpp respektive upptag. Således krävs adekvata mängder av dessa joner för att möjliggöra ett fullständigt fosforupptag för PAO. Olika studier har visat att bakteriecellen tar upp mellan 0,23 och 0,30 mol kalium per mol fosfor (Tykesson et al., 2003). Upptaget beror på att bakteriecellen måste kompensera för laddningsförändringen som uppstår då den avger fosfor i form av negativt laddat fosfat. Detta uppnås genom att avge positivt laddade kalium och magnesiumjoner. Om inte dessa joner finns närvarande kan inget fosforsläpp ske. Det omvända gäller således vid fosforupptag i den aeroba zonen då fosfat tas upp tillsammans med kalium- och magnesiumjoner till cellen (Borglund, 2004). Labboratorieförsök har visat att extra tillsats av magnesiumjoner tydligt förbättrat fosforavskiljningsprocessen men det kan vara svårt att överföra dessa resultat till verkligheten (Seviour et al., 2003). Försök på australiensiska fullskaleverk har dock kunnat visa en korrelation mellan låga halter av magnesiumjoner under sommaren och en felande bio-p-process (Seviour et al., 2003). Studier har visat att magnesiumflöden på över 8 mg/l förbättrar bio-p-processen (Gustavsson et al., 2006). Förhållandet mellan motjoner och fosfor vid först fosforsläppet och sedan fosforupptaget har visat sig vara ickekonstant när slam från olika avloppsreningsverk har analyserats i laboratorieskala (Tykesson, 2005). Studier gjorda på Öresundsverket (Helsingborg) visade släpp i storleksordningen 0,27-0,36 mol kalium och 0,29-0,32 mol magnesium per mol släppt fosfor. Enligt Jönsson (1996) stämmer dessa värden överens med resultat från tidigare studier gjorda på andra slam ph Mikroorganismernas tillväxt påverkas av omgivningens ph och olika bakterier har specifika ph-optima. När det gäller PAO är inte påverkan till fullo känd men försök har visat att ett lågt ph verkar ge ett lågt fosforsläpp samtidigt som upptaget av VFA inte verkar påverkas nämnvärt hos populationen. En anledning till detta kan vara att energin som fodras för att transportera VFA genom cellmembranet varierar termodynamiskt med ph-värdet. Vid låga ph-värden krävs mindre energi för upptag av VFA jämfört med vid högre ph. Eftersom energin för VFA-upptag bland annat skapas genom nedbrytning av poly-p till löst ortofosfat betyder det således att mindre mängd fosfat avges vid låga ph (Seviour et al., 2003). Försök utförda av Tykesson et al. (2006) visar också att fosforsläppshastigheten ökar med ett ökat ph vilket styrker denna teori. Skillnader i förhållandet mellan fosforsläpp/acetatupptag har visat sig kunna variera mellan 0,25-0,75 mol fosfor per mol kol då ph ändrades mellan 5,5 till 8,5 (Smolders et al., 1994). Detta betyder således att ph kan vara av stor betydelse för att få till stånd en väl fungerande bio-p-process (Mino et al., 1998; Smolders et al., 1994). Andra studier visar dock att acetatupptaget verkar ha ett visst ph-beroende. Här verkar det som om acetatupptagshastigheten minskar vid ph överstigande 8,5 (Schuler & Jenkins, 2002). Vissa forskare menar att andelen glykogen och poly-p som finns upplagrat i cellen har större betydelse för VFA-upptaget än ph har (Seviour et al., 2003). ph verkar också kunna påverka vilken av dessa två energikällor som är begränsande för organismen. Vid höga ph verkar exempelvis poly-p vara den faktor som begränsar acetatupptaget och inte glykogen (Mino et al., 1998). De biokemiska processerna ser även ut att variera beroende på hur PAO- 29

30 Teori populationen är uppbyggd och mer forskning krävs således inom området för att reda ut rådande frågetecken (Seviour et al., 2003). Hos GAO verkar hastigheten på acetatupptag i den anaeroba zonen påverkas markant av ph jämfört med hos PAO. Studier har visat att acetat tas upp snabbare vid lägre ph samtidigt som mindre mängd glykogen fodras för upptaget. Vid högre ph minskade hastigheten på acetatupptaget samtidigt som större mängd energi i form av glykogen krävdes. GAO fungerar alltså mer effektivt och får således konkurrensfördelar vid lägre ph i den anaeroba zonen (Filipe et al., 2001a; Filipe et al., 2001b; Schuler & Jenkins, 2002). Laboratorieförsök har visat att ett ph under 7,25 verkar leda till att GAO får konkurrensfördelar mot PAO även om omvända förhållanden då PAO har dominerat vid ph 7 också har uppvisats (Filipe et al., 2001c; Seviour et al., 2003). Återigen tyder detta på att olika sammansättningar av PAOpopulationer har olika egenskaper och att en generell bild därför är svår att få (Seviour et al., 2003). Det finns tecken på att bio-p-processen reglerar sig själv med avseende på ph. Studier har visat att då GAO tar över i den anaeroba zonen så höjs ph allt eftersom bakterierna tar upp VFA. Detta beror på att VFA verkar surgörande på vattnet och då dessa molekyler tas upp utan att fosfat samtidigt avges stiger ph-värdet i vattenfasen (Filipe et al., 2001c). Om ph är lågt i den anaeroba fasen betyder detta att ph även blir lågt i efterföljande aerob zon. Även PAO:s aeroba metabolism tycks påverkas negativt av låga ph. Fosforupptagshastigheten vid ph 6,5 var endast 37 % av hastigheten vid ph 7,5. Ett lågt ph innebär alltså att bakterierna tar upp mindre fosfor medan mer fosfor följer med vattnet ut ur systemet. Detta innebär vidare att PAO som recirkuleras till den anaeroba zonen har ett undermåligt lager av fosfor vilket i sin tur betyder att de kan missgynnas vid konkurrensen om VFA mot GAO. GAO verkar varken påverkas negativt eller positivt av ph-förändringar i den aeroba zonen (Filipe et al., 2001d). Det finns många olika faktorer som kan påverka ph-värdet i slammet på ett avloppsreningsverk. Exempelvis kan fällning med järn eller aluminium leda till en sänkning av ph. Att reglera ph i bio-p-processen är inget ekonomiskt och miljömässigt hållbart alternativ eftersom en av fördelarna med processen jämfört med kemisk fosforavskiljning är just det faktum att inga kemikalier tillsätts (Tykesson, 2005) Temperatur Generellt sett minskar enzymaktiviteter, och därmed mikroorganismers aktivitet, vid lägre temperaturer. På samma sätt hämmas också mikroorganismernas aktivitet vid högre temperaturer. Vilken temperatur som är optimal skiljer sig emellertid mellan olika bakteriesläkten och blir betydelsefull vid konkurrens mellan dessa. Temperaturen på vattnet i ett konventionellt reningsverk är svår att påverka och är årstidsberoende samtidigt som den kan variera över dygnet beroende på bl.a. nederbördsmängder. Generellt kan reaktionshastigheter i biologiska processer sägas följa en förenklad version av Arrhenius lag. Denna säger att reaktionshastigheten fördubblas med en temperaturökning på 10ºC (Brdjanovic et al., 1998b). Temperaturen har större inflytande över PAO jämfört med över vanliga heterotrofa bakterier. Vad det gäller konkurrensen mellan PAO och GAO i det aktiva slammet är förhållandet komplext. Bland annat har studier visat att ett maximalt fosforsläpp hos PAO i den anaeroba zonen sker mellan 20 C och 30 C och att de aeroba processernas kinetik (respiration, 30

31 Teori fosforupptag, PHA-förbrukning och tillväxt) ökar vid högre temperaturer. Det är dock inte klarlagt vad de exakta temperaturoptima är för PAO, för olika delprocessen som fosforsläpp, VFA-upptag, PHA- och syreförbrukning och det kan mycket väl vara så att de skiljer sig mellan olika organismer inom PAO-gruppen (Brdjanovic et al., 1997). För att demonstrera komplexiteten kan nämnas att temperaturen även har påverkan på andra processer som i sin tur påverkar konkurrensen mellan PAO och GAO. En låg temperatur leder bland annat till att nitrifierande bakterier missgynnas och hindrar därmed att nitrat följer med returslammet till den anaeroba zonen vilket är positivt för bio-p-processen (Tykesson, 2005). En låg temperatur missgynnar också produktionen av VFA i försedimenteringssteget och i den anaeroba zonen vilket kan vara negativt för bio-p-processen (Gustavsson, 2005). Låga temperaturer på 10 C eller lägre tycks ge PAO konkurrensfördelar mot GAO (Tykesson, 2005) även om VFA-upptag och fosforsläppshastigheterna blir mer än tre gånger lägre vid temperaturer på 5 C jämfört med vid 20ºC (Brdjanovic et al., 1997). Andra studier pekar på att PAO är den dominerande kulturen vid 20ºC medan GAO dominerar vid högre temperaturer på upp emot 30ºC (Seviour et al., 2003). Studier gjorda i norra Sverige tyder på att en bio-p-process är möjlig ner till temperaturer mellan 4 och 5 C (Tykesson, 2005). Generellt kan alltså sägas att PAO tycks klara sig bättre i konkurrens mot GAO vid temperaturer lägre 20ºC även om dess metabolism fungerar bättre och går snabbare vid temperaturer över 20ºC (Brdjanovic et al., 1997) Slamflykt När bio-p-processen fungerar optimalt och acetat och fosfor finns i överskott kan fosforhalten i slammet vara så hög som % av TS (Gustavsson, 2005). En följd av detta är att slamflykt bör undvikas då annars stora mängder slambundet fosfor kan följa med vattnet ut till recipienten (Borglund, 2004). För fosforhalter under 0,6 mg/l i utgående vatten krävs en utgående SS-halt som är under 10 mg/l då bio-p-slammet normalt antas innehålla ca 6 % fosfor. Således krävs en SS-halt under 6,7 mg/l då fosforhalter på utgående vatten ska understiga 0,4 mg/l. Med tanke på detta är viktigt att bioslammet har goda sedimentationsegenskaper. Bl.a. filamentbildande bakterier kan ha en negativ inverkan på dessa egenskaper eftersom de bidrar till att densiteten hos slamflockarna minskar och flytslam kan bildas (Pers. med. Carin Eklund, ). Halten av löst fosfor i utgående vatten kan vara extremt låg men till föga nytta om SS-halten fortfarande är hög (Kemira Kemwater, 2003). En lösning kan i detta fall vara att införa ett filtersteg i slutsedimenteringssteget (Borglund, 2004) Slamålder och anaerob uppehållstid Slamåldern bör hållas tillräckligt låg så att inte nitrifierande bakterier gynnas och en nitrifikationsprocess sätts igång (Gustavsson et al., 2006). Detta är speciellt viktigt att beakta under sommarperioden, då temperaturen på avloppsvattnet naturligt är högre. Vid temperaturer kring 20ºC kan nitrifikation förekomma även vid väldigt låga slamåldrar. Bio-Pprocessen har visat sig fungera vid så låga slamåldrar som ner till ett par dagar. Om temperaturen ligger kring 10ºC bör slamåldern dock vara minst 2,5 dagar för en väl fungerande bio-p-process (Aspegren, 1995). Det är också viktigt att den anaeroba uppehållstiden i biosteget är optimal då denna är specifik beroende på yttre omständigheter som bland annat mängden lättnedbrytbart organiskt material som finns tillgängligt och kan bildas i avloppsvattnet, samt mängden fosfor som ska avskiljas (Gustavsson et al., 2006). I praktiken används oftast s.k. plug-flow -reaktorer i biosteget där vattenmassan får passera en enkel bassäng under omrörning. Även nya designer börjar synas 31

32 Teori på marknaden där hänsyn tas till bland annat avloppsvattnets karaktär, temperatur, nitrathalt och syrebalans. Studier gjorda i Holland visar att halten VFA i inkommande till den anaeroba zonen kan ha stor betydelse för hur lång uppehållstiden bör vara. Här har fosforsläpp påvisats vid uppehållstider på under en timme för vatten med COD-halter på över mg/l. Eftersom VFA även produceras i den anaeroba delen av biosteget ger en längre uppehållstid möjligheten för större VFA-produktion och lägger därmed grunden för en större bio-ppopulation, ett större fosforsläpp och ett större nettoupptag av fosfor i slutändan (Janssen, 2001). VFA som produceras i den anaeroba zonen går dock inte att mäta eftersom den tas upp av mikroorganismerna i samma stund som den bildas (Tykesson, 2005). VFA bör heller inte vara detekterbar i slutet av den anaeroba zonen då detta skulle tyda på ett överskott av VFA som skulle belasta den aeroba zonen genom att vid nedbrytning förbruka syre. Tillgänglig VFA i den aeroba zonen betyder också att fosforsläpp och -upptag kan ske samtidigt varför en försämrad fosforavskiljning kan väntas (Jönsson 1996). För att maximera fosforsläppet nämns uppehållstider på upp till tre timmar som normalt (Janssen, 2001). Om uppehållstiden i den anaeroba delen blir för lång finns risken att kolkällan tar slut vilket innebär att PAO inte kan lagra på sig tillräckligt med PHA i cellstrukturen. Detta får till följd bakterierna på grund av energibrist inte kan ta upp tillräckligt med fosfor i den efterföljande aeroba zonen och fosforavskiljningsprocessen blir då lidande. Överdimensionerade anaerobbassänger eller låga flöden sommartid kan leda till för lång anaerob uppehållstid med brist på VFA och efterföljande fosforsläpp som följd (Borglund, 2004) Anaerobt släpp av fosfor Om PAO utsätts för anaeroba förhållanden under senare skeden av processen kan s.k. sekundera fosforsläpp äga rum. Detta problem uppstår om uppehållstiderna för slammet i anaeroba förhållanden blir för långa samtidigt som brist på VFA råder. Bakterien behöver då fortfarande energi för att upprätthålla livsviktiga funktioner och löser detta genom att liksom i den anaeroba zonen bryta ner poly-p till ortofosfat men utan att samtidigt ta upp VFA. Problemet kan bland annat uppstå i sedimenteringsbassänger eller då överskottsslammet pumpas via förtjockare till rötkammare eller i själva rötkammaren. Fosforn släpper och följer med rejektvattnet från centrifugen och belastar på nytt det inkommande vatten. Studier finns gjorda som tyder på att ca 2/3 av den fosfor som tagits upp i bio-p-processen normalt förs tillbaka till reningsprocessen på detta sätt (Aspegren, 1995). En del av den fosfor som är kemiskt bunden kan också släppa i den anaeroba rötningsprocessen. Detta beror på att trevärt järn (Fe3+) reduceras till tvåvärt järn (Fe2+) och följaktligen då kan binda en mindre mängd fosfor. En lösning till detta kan vara att blanda primärslam med överskottslam i rötkammaren eftersom primärslammet ger ett extra tillskott på metaller som härrör från inkommande avloppsvatten. Detta har dock visat sig kunna ge upphov till skumningsproblem och är därför inte alltid en optimal lösning. Andra lösningar kan vara att fälla fosforn i rejektvattnet efter centrifugering eller tillsätta järn externt i rötkammaren (Wild et al., 1997) Extern stötbelastning och variation i flöde Avloppsvattnets karaktär är inte densamma över dygnet utan varierar beroende på aktiviteter utefter ledningsnätet. Ofta är flödet och belastningen lite högre under morgon och kväll då husliga bestyr pågår i hemmen. Till detta adderas belastning i form av syreförbrukande organiskt material, tungmetaller och andra föroreningar från olika industrier som är kopplade till det kommunala ledningsnätet och vars utsläpp varierar över dagar, veckor och år. Även nederbördsmängder kan ha betydelse, speciellt vid snösmältning och kraftiga regn då avloppsvattnet kan spädas ut kraftigt. Flödets varierande storlek förändrar även uppehållstiderna vid de olika stegen i reningsverket. 32

33 Teori Industrier med utsläpp av stor mängd BOD, en hög BOD/COD-kvot, belastar reningsverk med stora mängder lätt nedbrytbart organiskt material som vid nedbrytning förbrukar syre i avloppsvattnet. Problem kan då uppstå i de aeroba zonerna där syrehalten kan vara svår att hålla optimal. En för låg syrehalt leder till att nästan allt syre åtgår till nedbrytningsprocesser och inget återstår då till PAO:s fosforupptag. Fosforn följer då istället med vattnet och belastar recipienten eller leder till att fällningskemikalier måste nyttjas (Pers. med. Jes La Cour Jansen, ). Studier har visat att då låg belastning av organiskt material med en efterföljande belastningsökning äger rum verkar detta leda till ett ökat fosforsläpp samtidigt som upptaget i den aeroba zonen försämras. Detta tycks bero på att PAO under perioden med låg VFA-halt förbrukar all PHA i cellen. När sedan näringshalten ökar i vattnet råder brist på PHA i bakteriecellen vilket leder till ett snabbt svar hos bakterierna som vill bygga på sig ny kolkälla. Därför återgår fosforsläppets storlek snabbt till det normala samtidigt som det efterföljande fosforupptaget inte hinner med på grund av brist på intracellulärt PHA och nettoeffekten blir en försämrad fosforavskiljning. Variationer i mängden organiskt material verkar också påverka konkurrensen mellan GAO och PAO. Perioder med överflöd av VFA verkar gynna GAO och blir till nackdel för PAO då konkurrens sedan uppstår vid lägre halter (Tykesson, 2005). Uppehållstiden i ledningsnätet beror på hur stort flödet är och påverkas således av perioder med hög nederbörd osv. En lång uppehållstid kan leda till att det organiska materialet får en längre anaerob tid i ledningsnätet och kan på så vis leda till att mer VFA bildas. Detta kan därmed bidra till en varierande belastning och sammansättning av VFA till bio-p-processen och på så vis påverka mikroorganismerna i processen. En lång uppehållstid leder bland annat till att mer acetat bildas i förhållande till andra typer av VFA (Mino, 1998) Kemisk fällning Det kan vara av intresse att följa upp hur stor del av fosforn som binds kemiskt i biosteget vid bio-p-drift. Detta för att se att inte allt för stor del av fosforn görs otillgänglig för PAO som då kan hämmas till förmån för GAO, med en försämrad fosforavskiljning som följd. Detta visade bland annat Tykesson et al. (2003) i en laboratoriestudie där fällningskemikalie tillsattes en satsreaktor med väl fungerande bio-p-process. Följden blev ett försämrat fosforsläpp som tycktes bero på en minskad aktivitet samt population av PAO. I sammanhanget bör nämnas att inkommande mängder fosfor i svenska kommunala reningsverk är förhållandevis låga (Gustavsson et al., 2006). Fosforn kan bindas till katjoner som järn och aluminium vilka tillförs biosteget antingen från inkommande vatten eller från internströmmar (Borglund, 2004). Det har konstaterats att en del av fosforn i ett reningsverk fälls kemiskt trots att ingen fällningskemikalie nyttjas i processen (Tykesson, 2002). Om reningsverket dessutom använder sig av kemisk fällning kan effekterna på bio-p-processen som vi ska se i avsnitt 3.3 bli än större. 3.2 SLAMHYDROLYS När avloppsvattenhanteringen introducerades i Sverige var målet med den biologiska reningen att avlägsna organiska syreförbrukande kolföreningar ur vattnet. Först när effekterna av övergödningen blev uppmärksammade insågs vikten av att även avskilja näringsämnen som fosfor och kväve. De organiska kolföreningarna gick då från att vara ett problem som skulle avlägsnas till en resurs i den biologiska fosforavskiljningsprocessen. För en optimal bio-p-process krävs som tidigare nämnts en tillräcklig mängd lättillgänglig kolkälla i flödet från försedimenteringen som möter mikroorganismerna i den anaeroba zonen. Detta är en av 33

34 Teori de viktigaste faktorerna att beakta vid bio-p-drift, eftersom den fosforavskiljande bakteriekulturen är beroende av en tillgänglig kolkälla för sin överlevnad. En viss del av denna kolkälla finns redan närvarande i det inkommande avloppsvattnet medan ytterligare tillskott kan bildas genom anaerob nedbrytning (hydrolys) av slam exempelvis över försedimenteringssteget. Eftersom förståelsen om varför en tillräcklig mängd kol i förhållande till fosfor är viktig för PAO i bio-p-processen följer ett stycke om mikroorganismernas kolskälla beträffande flyktiga fettsyror, VFA, och hur en optimal mängd av denna kan säkerställas FLYKTIGA FETTSYROR VFA utgör en del av det totala kolinnehållet i avloppsvattnet och är samlingsnamnet för de, av bakterierna, mest lättupptagliga fettsyrorna som exempelvis smörsyra, ättiksyra och propionsyra. En viss mängd VFA finns redan i det inkommande avloppsvattnet men halten är ofta inte tillräcklig för en tillfredställande fosforavskiljning. Nedan redovisas hur stor del av totalhalten COD i ett avloppsvatten som består av VFA samt hur stor fraktion som anses vara lätt nedbrytbart organiskt material % VFA % lätt nedbrytbart organiskt material Den största fraktionen kol i avloppsvattnet består således av större, men lätt nedbrytbara, föreningar som fetter, proteiner och kolhydrater som inte kan tillgodogöras av mikroorganismerna eftersom dessa molekyler är för stora för att kunna transporteras genom cellväggen. Detta kan dock möjliggöras genom att dessa molekyler spjälkas till enklare kolföreningar, VFA, som senare kan tas upp i cellmassan (Henze et al., 1995). Detta kan göras medvetet då problem med bio-p-driften på ett reningsverk uppstått och orsakerna visats sig vara en för låg VFA/P-kvot eller betydande mängder GAO i slammet. VFA-produktionen kan ske genom intern hydrolys av det organiska materialet i befintligt primärslamm eller genom hydrolys av organiskt material i bioslammet (Daton & Wallergård, 2003). VFA kan också tillsättas externt till avloppsvattnet, men detta är oftast inte ekonomiskt försvarbart. Några exempel på interna respektive externa kolkällor enligt Jönsson (1996) följer nedan. Interna kolkällor Organiskt material i avloppsvattnet Hydrolyserat primär- eller bioslam Klarfas av hydrolyserat slam Klarfas från slambehandling Externa kolkällor Acetat Etanol Restprodukter från industrier Värt att nämna är att hydrolys av kolföreningar även sker under anoxiska och aeroba förhållanden, exempelvis i den aeroba zonen. Här sker dock en förbrukning av de producerade flyktiga fettsyrorna omgående varför de inte kan ses som en koncentrationsökning i vattenfasen. 34

35 Teori PROCESSKONFIGURATION Hydrolys av primärslam kan antingen ske genom sidoströmshydrolys i en separat hydrolystank eller i förtjockar eller genom huvudströmshydrolys genom cirkulering av slammet direkt i försedimenteringsbassängen (Janssen, 2001). En befintlig försedimenteringsbassäng kan nyttjas som en kombinerad hydrolystank och sedimentationsbassäng. Delar av det sedimenterade slammet recirkuleras då tillbaka till vattenfasen och producerat VFA tvättas ut istället för att följa med slammet till slambehandlingssteget. Detta tillämpas bland annat på ett fullskaleverk i Sverige, Öresundsverket i Helsingborg, med en förbättrad bio-p-process som följd (Tykesson, 2005). En nackdel med denna processutformning är att belastningen av suspenderat material (SS) och fosfor ökar in till biosteget och därmed kan leda till en oönskad syreförbrukning i den aeroba zonen. Sker hydrolysen i en separat tank undviks detta problem samtidigt som processen blir mer flexibel. Exempelvis kan hydrolysen tillåtas fortgå längre i en extern tank. Detta är dock ofta en kostnadsfråga och det blir således billigare att nyttja befintlig försedimenteringsbassäng för hydrolys (Tykesson, 2005). Vilken processutformning som bör nyttjas och som är optimal blir till slut specifik för det aktuella avloppsvattnet och hur avloppsreningsverket ser ut initialt. Inga riktlinjer finns, och olika lösningar fungerar olika bra beroende på aktuella omständigheter för varje enskilt verk. Nedan följer exempel på några vanliga processutformningar. (a) Huvudströmshydrolys (b) Sidoströmshydrolys (c) med hydrolystank HT med förtjockare Sidoströmshydrolys med hydrolystank F-sed F-sed F-sed FTJ HT FTJ Figur 9. Exempel på processkonfiguration vid primärslamshydrolys. HT = hydrolystank, F- sed = försedimentering och FTJ = förtjockare. Modifierad från Janssen et al (2002). Bioslamm kan som tidigare sagt också nyttjas för hydrolys av VFA. En möjlig processutformning är att leda delar av slammet till en separat tank med anaerob miljö som illustreras i figur 10 nedan (Henze et al., 2002). Detta har bland annat testats av ett fullskaleverk i Sverige, Källby avloppsreningsverk, och fungerade där utan anmärkning. Returslamshydrolys är inte lika vanligt förekommande som primärslamshydrolys. I Danmark fanns det dock reningsverk som använde sig av denna metod för att öka mängden tillgänglig kolkälla till bio-p-processen. 35

36 Teori (a) Sidoströmshydrolys med hydrolystank (b) Sidoströmshydrolys med hydrolystank bio-bassäng bio-bassäng HT HT Figur 10. Exempel på processkonfiguration vid bioslamshydrolys. (a) visar en sidoströmshydrolys där returslammet får passera en separat hydrolystank. (b) visar en sidoströmshydrolys där endast en del av returslammet får passera en hydrolystank. Modifierad från Janssen et al (2002) ANAEROBA NEDBRYTNINGSPROCESSEN Processerna för den anaeroba nedbrytningen av organiskt material i vatten ser lite olika ut beroende på vilken typ av slam som nyttjas. Detta beroende på att primärslam respektive bioslam dels har olika sammansättning av organiskt material och dels har olika mängd tillgängligt för hydrolys (Daton & Wallergård, 2003). Den maximala mängd VFA som kan bildas genom anaerob nedbrytning och därefter finns tillgänglig för upptag av bakterierna brukar kallas för VFA-potential (Borglund, 2004). Den anaeroba nedbrytningen av organiskt material består av flera delprocesser vars förlopp illustreras i figur 11 nedan. VFA bildas under de tre första stegen kallade hydrolys, syrabildning och ättiksyrabildning. Här spjälkas det organiska materialet till enklare kortkedjiga kolföreningar med ättiksyra som den enklaste slutprodukten. Därefter sker också en metanbildning där metangas avgår från vattenmassan (Daton & Wallergård, 2003). 36

37 Teori Organiskt material Proteiner Kolhydrater Fetter 1. Hydrolys Lösliga organiska föreningar Aminosyror Sockerarter Fettsyror 2. Syrabildning Flyktiga fettsyror (VFA) Propionsyra, smörsyra etc. 3. Ättiksyrabildning Vätgas, koldioxid Ättiksyra 4. Metanbildning Metangas Figur 11. Förenklad schematisk bild över den anaeroba nedbrytningsprocessen av organiskt material. Processen sker i fyra steg, nämligen hydrolys, syrabildning, ättiksyrabildning och metanbildning. Modifierad från Lettinga et al. (1998) Bildningen av flyktiga fettsyror Nedbrytningen sker anaerobt av specifika mikroorganismer som utsöndrar katalyserande extracellulära enzymer. Enzymerna har som funktion att katalysera de kemiska reaktioner, som normalt bryter ner kolkedjorna, genom att sänka energin som krävs för dessa. Bakterierna gör detta för att möjliggöra transport av de enkla kolkedjorna genom cellväggsstrukturen. I det första steget av nedbrytningen, hydrolysen, spjälkas fetter, proteiner och kolhydrater till enklare föreningar som aminosyror, fettsyror och sockerarter (Voet et al., 1999). I det andra steget, syrabildningen, bildas de flyktiga fettsyrorna genom att acidogena (syrabildande) bakterier tar över i nedbrytningsprocessen. Produkterna som bildas är i huvudsak propionsyra, smörsyra och ättiksyra. I det tredje steget, ättiksyrabildningen, omvandlas dessa flykta fettsyror ytterligare till enklare föreningar. Acetogena (ättiksyrabildande) bakterier oxiderar fettsyrorna med ättiksyra, vätgas och koldioxid som slutprodukt. Omvandlingen av propionsyra samt smörsyra till ättiksyra följer reaktionsformlerna 2 och 3 nedan. CH 3 CH 2 COOH + 2H 2 O CH 3 COOH + CO 2 + H 2 (2) Propionsyra Ättiksyra CH 3 CH 2 CH 2 COOH + 2H 2 O 2CH 3 COOH + 2H 2 (3) Smörsyra Ättisksyra 37

38 Teori Metangasbildning Metangasbildningen, sker med hjälp av en grupp strikt anaeroba bakterier som kan delas upp i två olika grupper. Ungefär två tredjedelar av den metangas som bildas står acetotrofa metanogena bakterier för, d.v.s. de använder ättiksyra som substrat med metan som slutprodukt. Bildande av metan följer då reaktionsformel 4 nedan. 2CH 3 COOH CH 4 + CO 2 (4) Resterande mängd metangas bildas ur koldioxid och vätgas med hjälp av hydrogenotrofa metanogena bakterier enligt reaktionsformel 5. CO 2 + 4H 2 CH 4 +CO 2 (5) (Britton, 1994) FAKTORER FÖR FUNGERANDE HYDROLYS Andra parametrar, förutom uppehållstid och ph, som har betydelse vid slamhydrolysen är bland annat avloppsvattnets sammansättning, temperatur, reaktorkonfigurationen, förekomst av vissa metaller samt redoxpotential. Optimala processbetingelser sammanfattas i tabell 3 nedan. Tabell 3. Parametrar att beakta vid styrning av hydrolysprocessen Parameter Optimal Uppehållstid 3-5 dagar. Ej över 6 dagar. Rundpumpning % av inkommande flöde. ph 6 < ph < 7 Alkalinitet Hög för god buffringskapacitet. Temperatur Hög temp. ger snabbare hydrolys ~20ºC Syrehalt Anaerobt Redoxpotential mv VFA-potential Hög Uppehållstid Det är de tre fösta stegen i nedbrytningsprocessen som är av vikt för bio-p-processen eftersom det är här som PAO:s tillgängliga kolkälla, VFA, bildas. Slamhydrolysen måste dock uppnå minst syrabildning och helst ättiksyrabildning för att ge fullgod produktion av VFA. Det är därför viktigt att slammet ges tillräcklig uppehållstid så att de acidogena bakterierna får tid att föröka sig och bryta ner det organiska materialet. I praktiken brukar uppehållstiden inte överstiga sex dygn beroende på den stora slamvolym som då måste beaktas och problem med VFA som bryts ner fullständigt och därmed går förlorad (Daton & Wallergård, 2003). Hur lång uppehållstiden bör vara går inte säga generellt då den optimala tiden varierar beroende på avloppsvattnets specifika karaktär och egenskaper. I litteraturen finns rekommendationer på tre till fem dagars uppehållstid tillsammans med en rundpumpning av det hydrolyserade slammet som bör ligga på % av det inkommande flödet (Fuji, 2000). Går nedbrytningsprocessen för långt förloras den bildade mängden VFA genom metangasbildning som är det sista steget i processen. Förloppet illustreras i figur 12 nedan. 38

39 Teori VFAkonc VFA-bildning Metanbildning Uppehållstid Figur 12. Hydrolysprocessen beror av slammets uppehållstid. VFA-produktionen fortgår till dess att nedbrytningsprocessen övergår i metanbildning. Mängden VFA minskar då och den för mikroorganismerna tillgängliga kolkällan går förlorad. Hämtad från Gustavsson (2005). Detta fenomen kan upptäckas med blotta ögat eftersom metangasbubblorna, när de lämnar vattenfasen, ger intrycket av att det regnar i hydrolysbassängerna (Pers. med. Lars-Erik Jönsson, ) ph VFA-produktionen i sig sänker vattnets ph vilket kan hämma ytterligare nedbrytning av VFA, då metangasbildningen sker inom ph-intervallet 6,7-7,4 med ett optimum kring ph 7 (Britton, 1994). Låga ph gynnar VFA-bildning, men till en viss gräns. ph värden under 5,5-6,0 hämmar produktionen av VFA varför låg alkalinitet (buffringsförmåga) kan vara negativt för procesen (Janssen et al., 2002). ph-reglering av avloppsvattnet kan ge gynnsamma effekter i form av ökad VFA-bildning och minskad metangasbildning men är på grund av ekonomiska aspekter inte vanligt förekommande. Utan ph-reglering buffrar avloppsvattnet vid primärslamshydrolys till ett slutligt ph på omkring 5-7 (Guerro et al., 1999) Temperatur Som exempel kan nämnas att hydrolysen går ungefär tre gånger så snabbt vid 20 C jämfört med vid 10 C vilket betyder en del säsongsmässiga variationer i VFA-produktion (Mosel- Engler et al., 1998). I detta sammanhang bör också nämnas att metanogena bakterier trivs bäst i temperaturer över 20ºC, varför temperaturer över detta värde bör undvikas (Daton & Wallergård, 2003) VFA-potential och -produktion Små partiklar hydrolyseras snabbare än stora varför ett avloppsvatten med finfördelat material ger ett större VFA-potential. En hög koncentration av slam är också fördelaktigt. Hur stor VFA-potentialen är skiljer sig också markant mellan olika typer av primärslam beroende på avloppsvattnets karaktär. Produktionen av lättnedbrytbar COD ( VFA) kan skilja så mycket som mellan 30 och 300 g COD/g SS. Om för liten mängd VFA bildas vid primärslamshydrolysen bör alternativ som extern tillförsel av ättiksyra beaktas. Studier gjorda i Holland har visat att COD-produktionen bör ligga över 160 mg/g SS för att intern hydrolys ska vara ekonomiskt försvarbar (Janssen, 2001). Vid hydrolys av primärslam i befintlig försedimenteringsbassäng bör slammet som pumpas runt vara svart till färgen. Detta har visat sig vid drifterfarenheter vid Öresundsverket i Helsingborg där hydrolysprocessen då har genererat VFA-mängder som varit optimala för bio-p-processen (Pers. med. Lars-Erik Jönsson, ). 39

40 Teori Extern stötbelastning Det är viktigt att kvoten mellan VFA och fosfor hela tiden övervakas och att ingen plötslig sänkning av VFA-koncentrationen äger rum då detta kan gynna tillväxten av GAO framför PAO (Tykesson, 2005). Perioder med låg tillförsel av VFA följt av en ökning har visat sig leda till ett försämrat fosforupptag i bio-p-processen. I de fall hydrolys av primärslam nyttjas bör rundpumpningen av slam avbrytas vid hög hydraulisk belastning. Det föreligger annars en risk att det höga flödet leder till att sedimentationen försämras och slam, som är belastande för bio-p-processen, följer med in till biosteget. Risk finns också för att mikroorganismerna, som står för hydrolysprocessen, sköljs bort vilket kan hämma processen och det kan då ta tid innan en ny mikroflora byggs upp (Pers. med. Lars-Erik Jönsson, ) Redoxpotential VFA genereras vid en redoxpotential mellan 250 mv och 450 mv medan generering av metan sker mellan 450 mv och 500 mv. En redoxmätare online kan därför med fördel användas för att styra processen (Fuji, 2000) Slamtyp Vid hydrolys av bioslam är fördelen att slammet redan innehåller en stor mängd aktiva mikrober som kan bidra till nedbrytningen. Samtidigt kan bioslammet vara mer syreberikat jämfört med primärslammet vilket kan leda till att bildad VFA bryts ner innan den hunnit komma till nytta (Daton & Wallergård, 2003). Halten av organiska ämnen som kan brytas ner är också lägre i ett bioslam samtidigt som tillgången till slammet är större och andra fördelar som mindre luktproblem är rapporterade. Hydrolysatet behöver heller inte separeras från slammet vilket är fallet vid primärslamshydrolys. Uppehållstiden och mängden bioslam som bör hydrolyseras är viktigt att optimera eftersom den anaeroba miljön i hydrolystanken får till följd att PAO släpper fosfor som leder till en ökad belastning tillbaka till biosteget (Gustavsson, 2005). Hydrolys av bioslam kan också ha skiftande resultat beroende på yttre omständigheter hos det aktuella verket. Försedimentering och slamålder är exempel på faktorer som kan minska utvinningen av VFA ur ett bioslam (Tykesson, 2005). Producerar reningsverket energi med hjälp av utvinning av metangas ur rötat slam kan hydrolys av primärslam leda till en sänkning av producerad mängd biogas jämfört med vid vanlig drift. Ett alternativ som inte är studerat i detalj är hydrolys på en blandning av bioslam och primärslam. Här skulle fördelen med en hög halt organiskt lättnedbrytbart material i primärslammet kunna kombineras med den höga halten mikroorganismer i bioslammet. Dessutom skulle belastningen av fosfatfosfor minska i jämförelse med hydrolys av enbart returslam (Gustavsson, 2005) Belastning till biosteget Det är inte bara VFA som frigörs under hydrolysen utan även kväve- och fosforföreningar. Detta bör beaktas vid primärslamshydrolys då belastningen till biosteget kan öka till följd av den ökade mängden fosfor, dels för att halten SS ökar in till bio steget och dels för att fosfor frigörs då trevärt järn reduceras till tvåvärt järn (Banister et al., 1998). Försök utförda på Öresundsverket har visat att det är lämpligast att tillföra det hydrolyserade slammet i början av försedimenteringen. Detta för att undvika belastning till biosteget genom att slammet tillåts återsedimentera samtidigt som bildat VFA kan tvättas ur genom bassängen (Pers. med. Lars- Erik Jönsson, ). 40

41 Teori Hydrolysen av primärslam kan i annat fall bli kontraproduktiv för bio-p-processen om inte luftningskapaciteten i den aeroba delen klarar av den ökade mängden COD. Om så är fallet och hydrolysen sker i en separat tank kan problemet lösas genom att fälla fosfor i klarfasen med kalk (Banister et al., 1998). Nämnas bör att fosforn som frigörs vid hydrolys endast delvis kan förväntas förbruka VFA i det anaeroba steget. I det fall fosfor frigjorts vid reduktion av järn (Fe3+ Fe2+) kommer nämligen en återfällning att ske i den biologiska processen då järnet återigen oxideras. 3.3 BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING KOMBINERAD MED KEMISK FÄLLNING Kemisk fosforrening är en enkel metod som är relativt okänslig för störningar vilket har bidragit till dess utbredda användning. De kemikalier som är mest frekvent använda är olika järn- och aluminiumsalter men också kalk i olika former. Den viktigaste parametern att ta hänsyn till vid kemisk fällning är ph. Olika fällningskemikalier fungerar optimalt vid olika ph varför aktuellt ph i avloppsvattnet är en kritisk kontrollpunkt vid val av fällningskemikalie. Vid fällning med järn ligger optimalt ph omkring 5 medan optimalt ph för aluminium ligger vid FÄLLNINGSPROCESSEN Övergripande går den kemiska fällningsprocessen till så att metallsalterna efter tillsats i avloppsvattnet bildar svårlösta komplex med löst fosfor. Förutom metallfosfat bildas också utfällda metallhydroxider som underlättar fällningsprocessen och bidrar till en ökad slamproduktion (Tykesson, 2005). Fällningen sker i tre steg, nämligen koagulering, flockulering och sedimentering. Vid det första steget, koaguleringen, sker en rad olika kemiska reaktioner som får de kolloidala partiklarna att aglomera till s.k. mikroflockar. Detta innebär bland annat att den tillsatta kemikalien reducerar den elektriska repulsionen mellan partiklarna som därmed kan gå samman och bilda större partiklar, mikroflockar. Under detta steg är det viktigt att omrörningen är tillräcklig för en turbulent inblandning av kemikalien. Detta ökar chansen för en kemekalimolekyl att stöta på en fosformolekyl i vattenmassan och mängden avskild fosfor ökar därmed (Tykesson, 2002). Även med god omrörning är det dock oundvikligt att också metallhydroxider bildas. Dessa metallhydroxider kan ha en negativ inverkan på bio-pprocessen i de fall kemslammet återförs till den anaeroba zonen av biosteget, vilket utvecklas vidare i stycke (Kemira Kemwater, 2003). Mikroflockarna går samman till större flockar under flockuleringssteget. Omrörningen avtar då samtidigt för att inte flockarna ska slås sönder. När en flock blivit tillräckligt stor sjunker den på grund av tyngdkraften mot botten under sedimenteringssteget. Kemslammet kan sedan avlägsnas med hjälp av skrapor från botten på bassängen (Kemira Kemwater, 2003). Vid fällning med järn kan antingen tvåvärt järn (Fe2+) eller trevärt järn (Fe3+) användas. Trevärt järn kan användas direkt medan tvåvärt järn först ofta reduceras till trevärt eller används i kombination med kalk. Trevärt järn ger liksom aluminium ett svårlösligt metallfosfat och en metallhydroxid. Övergripande går reaktionen till så att den positivt laddade metalljonen från fällningskemikalien reagerar med den lösta fosfatjonen och bildar ett olösligt salt enligt reaktionsformel 6. Metalljonen ingår som sagt också i en del sidoreaktioner som bland annat leder till bildandet av metallhydroxider vars förlopp visas i reaktionsformel 7 och 8 (Tykesson, 2002). 41

42 Teori 3 Me 3+ + H 2 PO 4- MePO 4 (s) + 2H + (6) Me HCO 3- Me(OH) 3 (s) + 3CO 2 (7) Me H 2 O Me(OH) 3 (s) + 3H + (8) EFFEKTER PÅ DEN BIOLOGISKA FOSFORAVSKILJNINGEN Som tidigare nämnts kan fosforn avskiljas på tre olika sätt i bio-p-processen. Assimilation Lyxupptag av PAO Kemisk fällning Det sker en inbördes tävlan om tillgänglig fosfor mellan dessa olika processer i vattenfasen och metalljonerna är antagligen mycket effektivare på att binda upp fosforn jämfört med PAO (Tykesson, 2005). Laboratorieförsök har också visat att i de fall fällningskemikalier tillförs bio-p-processen minskar mängden tillgänglig fosfor markant. När fällningskemikalier som järn eller aluminium tillsätts kommer en viss del bilda olösliga komplex med fosfor medan överskottet som vi såg i avsnittet ovan kommer att bilda metallhydroxider. Dessa hydroxider kan vid senare tillfällen genom adsorption fälla ut löst fosfor i vattenfasen vilket också sker om det bildade kemslammet förs med överskottslammet tillbaka till processen (Tykesson, 2005). Därmed minskar den för mikroorganismerna tillgängliga mängden fosfor, och i och med det, upptaget från PAO som illustreras i figur 13 nedan. Assimilation Poly-P Kem fällning Ökad kemikaliedos Assimilation Poly-P Kemfällning Figur 13. Omfördelning av fosforavskiljningsfraktioner vid ökad mängd fällningskemikalie. Storleken på cirklarna representerar storleken på respektive fraktion fälld fosfor. Modifierad från Tykesson (2005). Detta får till följd att PAO-aktiviteten kan sjunka till förmån för GAO som på så sätt får mindre konkurrens om kolkällan och då kan tillåtas bli den dominerande bakteriekulturen i bioslammet. Den biologiska fosforavskiljningen hämmas då och bio-p-processen blir störd eller i värsta fall utslagen. Detta kan i sin tur leda till en ond cirkel där ytterligare tillsats av fällningskemikalie måste göras och bio-p-processen hämmas då ytterligare. PAO kan också få problem att återhämta sig trots att kemikaliedoseringen upphör Detta på grund av att GAO redan kan ha etablerat en dominerande bakteriekultur och att kemikalierester kan finnas kvar långt efter tillsats (Tykesson, 2002). 42

43 Teori Kemisk fällning kan dock, om den används på rätt sätt, vara ett bra komplement till den biologiska reningen för att då bio-p-processen av någon anledning inte fungerar som den ska uppnå angivna utsläppskvoter. Kemfällning som sker i ett eget steg efter den biologiska processen påverkar heller inte bio-p-processen såvida inte processen är utformad så att det bildade kemslammet återförs till den anaeroba zonen PROCESSKONFIGURATION För att åstadkomma en optimal fällningsprocess kan fällningskemikalien väljas att tillsättas vid olika skeenden av processen. Var tillsatsen sker är väldigt viktigt för resultatet av reningen (Tykesson, 2002). Fällningsprocesserna namnges utefter val av tillsatspunk i jämförelse med placeringen av den biologiska reningen. Förfällning Simultanfällning Efterfällning Vid förfällning tillsätts kemikalien innan det biologiska steget, enligt figur 14, för att avlasta den biologiska processen. Kemslammet tillåts sedimentera i försedimenteringsbassängen där både fosfor och organiskt material avskiljs (Tykesson, 2002). En fördel med förfällning är att bassängvolymen för biosteget kan minskas och att den ökade mängden primärslam leder till att mer metangas kan utvinnas i efterföljande rötningsprocess. En nackdel är att det krävs stora kemikaliemängder för att åstadkomma en fullgod rening vid skiftande fosforbelastning samtidigt som slamproduktionen blir hög (Kemira Kemwater, 2003). Tillsats av kemikalie Försedimentering Biosteg Eftersedimentering Omrörning Flockulering Figur 14. Schematisk bild över den processkonfiguration som tillämpas vid förfällning. Modifierad från Tykesson (2002). Simultanfällning används uteslutande för fosforavskiljning och här tillsätts fällningskemikalien innan eller direkt i aktivslamsteget och sedimenteringen sker i efterföljande sedimenteringsbassäng enligt figur 15 nedan (Tykesson, 2002). Det biologiska steget fungerar då också som ett flockningssteg och i efterföljande steg kan både kemslam och bioslam avskiljas (Kemira Kemwater, 2003). Inga extra bassängvolymer är nödvändiga men istället krävs, på grund av den ökade slamproduktionen, en större volym på biobassängen jämfört med vid de andra fällningsprocesserna (Tykesson, 2002). Simultanfällning leder till att slamproduktionen ökar vilket i sin tur bidrar till att slamåldern sänks avsevärt. Detta försämrar möjligheterna för nitrifikation om krav finns på kväverening (Kemira Kemwater, 2003). 43

44 Teori Tillsats av kemikalie Försedimentering Biosteg Eftersedimentering Figur 15. Schematisk bild över processkonfigurationen som tillämpas vid simultanfällning. Modifierad från Tykesson (2002). Det slutliga alternativet är efterfällning. Här krävs ett eget steg efter det biologiska steget där kemikalien kan blandas in enligt figur 16 nedan. Olika tillämpning finns där efterfällning antingen används som ett vanligt fällningssteg eller som ett poleringssteg som endast används då fosforhalten överstiger aktuellt utsläppskrav. Försedimentering Biosteg Eftersedimentering Omrörning Flockulering Tillsats av kemikalie Figur 16. Schematisk bild över processkonfigurationen som tillämpas vid efterfällning. Modifierad från Tykesson (2002). Efterfällningen kan fungera som en extra säkerhet vid hög hydraulisk belastning då den fångar upp slamflykt från det biologiska steget (Kemira Kemwater, 2003). Då biologisk fosforavskiljning nyttjas kan inte förfällning respektive simultanfällning tillämpas. Detta, som nämnts tidigare, på grund av att fällningskemikalierna påverkar bio-p-processen negativt. Efterfällning kan med fördel användas som en uppbackning då bio-p-processen av någon anledning inte fungerar som den ska. Det är här en fördel om kemikalieinblandningen sker på så sätt att kemikalierna inte följer med returslammet tillbaka till biosteget och belastar den anaeroba zonen (Daton & Wallergård, 2003). 3.4 BIOLOGISK FOSFORRENING KOMBINERAD MED KVÄVERENING Kväveavskiljning på kommunala reningsverk sker nästan uteslutande med biologiska metoder. Här kombineras ofta biologisk fosforrening med biologisk kväverening och kvävets naturliga kretslopp nyttjas för att omvandla ammoniumkväve (NH4-N) i det inkommande avloppsvattnet till kvävgas (N2) som avgår till atmosfären och på så vis avskiljs från vattenströmmen BIOKEMISK MODELL Avloppsvattnet som kommer in till reningsverket innehåller mest kväve i ammoniumform men även organiskt bunden kväve. En viss del av detta kväve avskiljs på alla reningsverk, dels i den primära reningen men även via det aktiva slammet, om reningsverket också nyttjar biologisk rening. Kväve är nämligen ett näringsämne som liksom fosfor tas upp av mikroorganismerna, vilket betyder att en viss del av kvävet tas upp i cellmassan och på så vis kan avskiljas via slammet. Det biologiska upptaget av kväve kallas för assimilativ rening och ger upphov till att ca 5 g kväve tas upp för varje 100 g BOD som avskiljs. Detta innefattar dock bara % av den totala mängden kväve. Resterande mängd avlägsnas ur systemet, då speciella krav på kväverening finns, genom s.k. dissimilativ kväveavskiljning (Kemira 44

45 Teori Kemwater, 2003). Processen består av en rad biokemiska reaktioner som i slutändan leder till att kvävgas avgår från vattnet till atmosfären (Borglund, 2004) Nitrifikation Innan kvävet kan avgå från vattnet i form av kvävgas måste ammonium omvandlas till nitrat (NO3-). Detta sker genom en så kallad nitrifikationsprocess där autotrofa bakterier oxiderar ammonium till nitrat i två steg enligt reaktionsformel 9, 10 och 11. NH ,5 O 2 NO H + + H 2 O (nitratbildande, nitrosomonas) (9) NO ,5 O 2 NO 3 - (nitratbildande, nitrobakter) (10) NH O 2 NO H + + H 2 O (totalreaktion) (11) I det första steget är nitritbildande bakterier kallade nitrosomonas verksamma och oxiderar ammoniak som står i jämvikt med ammonium i vattnet. I det andra steget är det nitratbildande bakterier kallade nitrobakter som är verksamma. Mikroorganismerna påverkas av en rad olika faktorer som exempelvis ph, alkalinitet, syrehalt, slamålder och temperatur. Nitratbildningen är surgörande och om vattnet har en låg alkalinitet kommer leder det till en ph-sänkning. Detta kommer i sin tur att hämma nitritbildningen eftersom nitrobakter trivs bäst vid ett ph mellan 8 och 9. Vid ett högre ph föreligger också en större fraktion av kvävet som ammoniak vilket kan tas upp lättare av bakterierna. Vid ph under 5,5 avstannar nitrifikationen helt (Kemira Kemwater, 2003). Vidare är syrehalten viktig för att möjliggöra nitrifikation. Nitrifikationshastigheten avtar då syrehalten understiger 2 mg/l. Bakterierna involverade i nitrifikationsprocessen har en relativt lång generationstid. Detta betyder att de etablerar sig i systemet först då slamåldern är tillräckligt hög för att gynna dem (Borglund, 2004). Temperaturen är också viktig för nitrifikationsprocessen. Vid låga temperaturer ner emot 4ºC tillväxer bakterierna sakta och nitrifikationen går långsamt. Detta betyder att slamåldern måste hållas hög om bakterierna ska ha möjlighet att genomföra en fullständig nitrifikation. Låga temperaturer kräver således stora bassängvolymer för att skapa en lång uppehållstid (Kemira Kemwater, 2003) Denitrifikation Vid denitrifikation omvandlas nitrat till kvävgas genom en rad olika reaktioner som här sammanfattas enligt reaktionsformel 12, där mikroorganismer anaerobt nyttjar syret i nitrat för oxidation. Vid processen bildas slutligen kvävgas som drivs av till atmosfären och på så vis avskiljs från vattenmassan (Kemira Kemwater, 2003). 2 NO H + + organisk substans N 2 + HCO 3 - (denitrifierande organismer) (12) Den denitrifiernade förmåga innehas av en lång rad olika organismer som finns närvarande i det aktiva slammet. Mikroorganismerna är fakultativt anaeroba och heterotrofa vilket betyder att de kan nyttja syre såväl som nitrat för sin oxidation samt att de använder sig av organiskt kol som substrat. De föredrar dock syre eftersom det är energimässigt fördelaktigt. Syre får därför inte förekomma för en optimal denitrifikationsprocess. Anoxiska förhållanden ska råda där syre endast finns att tillgå uppbundet till kväve i nitrit och nitrat. Faktorer som främst påverkar denitrifikationsprocessen är således syrehalt och nitrathalt men även mängden tillgänglig kolkälla som kan vara begränsande för mikroorganismerna (Kemira kemawater, 45

46 Teori 2003; Borglund, 2004). För att reducera 1 g kväve krävs 3-6 g kolkälla i form av lättillgänglig COD. Mängden är inte alltid tillräcklig och liksom vid biologisk fosforavskiljning kan hydrolys av primärslam nyttjas för att öka mängden lätt tillgänglig kolkälla för mikroorganismerna. Även externa kolkällor som metanol, etanol, ättiksyra eller stärkelse används ibland men är på grund av kostnaden mest ett komplement till intern hydrolys. Optimalt ph för processen ligger mellan 7 och 9 (Kemira Kemwater, 2003) PROCESSKONFIGURATION Ofta har avloppsreningsverk krav på både reduktion av fosfor och kväve till recipienten. Då även kväve ska avskiljas måste hänsyn tas till de bakomliggande processerna vid kväveavskiljning. Reaktorkonfigurationen blir mer komplex då också en anoxisk zon krävs. Den enklaste konfigurationen består av ett anaerobt steg följt av ett anoxiskt steg och sist ett aerobt steg vilket visas i figur 17 nedan. Denna uppställning kallas för trestegs-phoredox eller A2O (Anaerobic/Anoxic/Oxic) och är en modifierad version av Phoredox som består av ytterligare ett anoxiskt och ett aerobt steg (Gustavsson, 2005). Processen inleds med ett anaerobt steg för att få till stånd en fosforavskiljning. Anledningen till att det anoxiska steget är i följd före det aeroba steget beror på att de denitrifierande mikroorganismerna som nämnts ovan kräver organiskt kol för tillväxt (Borglund, 2004). Fördelen är att avloppsvattnets befintliga innehåll av lättillgängligt BOD nu kan utnyttjas i den anoxiska zonen (Kemira Kemwater, 2003). Det för organismerna lättillgängliga kolet oxideras nämligen vid närvaro av syre (Borglund, 2004). Används efternitrifikation, där det anoxiska steget är placerat efter det aeroba, kommer nitratrikt vatten fattigt på BOD att nå den anoxiska zonen. Mikroorganismerna kräver då tillsats av en extern kolkälla för att få till stånd en denitrifikationsprocess (Kemira Kemwater, 2003). Anaerobt Anoxiskt Aerobt Returslam Överskottsslam Figur 17. A 2 0/Phoredox-processen. Kombinerad kväve- och fosforavskiljning. Modifierad från Tykesson (2002). Problemet med Phoredox-konfigurationerna är att returslammet återförs till den anaeroba zonen. Detta slam kan vara rikt på nitrat och stör då bio-p-processen. För att minska problemet med en försämrad fosforavskiljning har en ny processutformning tagits fram, kallad UTC-processen (University of Cape Town) vars konfiguration redovisas i figur 18. Här ser returslampumpningen lite annorlunda ut då slam från slutet av den aeroba zonen pumpas i retur till den anoxiska delen. Vidare pumpas slam från den anoxiska zonen till den anaeroba bassängen och risken för nitrat i den anaeroba zonen minimeras därmed. Nackdelar med processen är att slamhalten i den anaeroba delen blir lägre jämfört med i resterande biosteg och att all nitrat måste hinna förbrukas i den anoxiska zonen för att inte nitrat ska återföras till det anaeroba steget och där hämma bio-p-processen (Borglund, 2004). Det finns även varianter av denna utformning där den anoxiska zonen delats upp i två delar med en skiljevägg. Returslam pumpas från den anoxiska delen, som inte mottar returslam från den 46

47 Teori aeroba zonen, till den anaeroba delen. Detta för att ytterligare undvika tillförsel av nitrat till den anaeroba bassängen. Anaerobt Anoxiskt Aerobt Returslam Figur 18. UCT-processen. Kombinerad kväve- och fosforavskiljning. Modifierad från Tykesson (2002). Vissa bakterier kan bidra både till fosforavskiljnings- och kväveavskiljningsprocessen. Detta utnyttjas i den s.k. Dephanox-konfigurationen vars konfiguration redovisas i figur 19 nedan. Efter en initial anaerob zon passerar slammet ytterligare en försedimenteringsbassäng och den ammoniumrika klarfasen förs vidare till en luftad biobädd där nitrifikation sker. Det avskilda slammet leds förbi biobädden och återförs till processen där det blandas med det nitratrika slammet och passerar därefter en anoxisk zon. Slutligen leds slammet in i ytterligare en luftad zon för fullständig denitrifikation och fosforupptag. Anaerobt Aerobt (biofilm) Anoxiskt Aerobt Figur 19. Dephanox-processen. Kombinerad kväve och fosforavskiljning. Modifierad från Tykesson (2002). Det finns även en rad ytterligare konfigurationer som kan nyttjas vid kombinerad biologisk kväve och fosforavskiljning (se Tykesson, 2002, för ytterligare info). Exempelvis finns en utformning med en sidoströmsprocess där den anaeroba delen är separerad från den aeroba. Slammet från den aeroba delen får sedimentera och leds därefter vidare till en anaerob bassäng eller förtjockare där ett fosforsläpp sker. Fosforn fälls här ut med hjälp av fällningskemikalie efter den anaeroba zonen (Phostrip-processen). 47

48 4 DUVBACKENS AVLOPPSRENINGSVERK Duvbackens reningsverk är beläget i Gävle och togs för första gången i drift Recipienten är Gävlebuktens inre fjärd som står i förbindelse med saltare vatten i den yttre fjärden. Till den inre fjärden mynnar Gavleån och Testeboån och utloppet från avloppsreningsverket mynnar i en muddrad ränna i linje med utloppet från Gavleån. I den inre fjärden anses fosfor vara det begränsande näringsämnet medan det är oklart huruvida det är fosfor eller kväve eller en kombination av dessa som begränsar tillväxten i den yttre fjärden. Fjärden anses vara näringsrik och innehåller höga halter av kväve. Fosforhalterna är mycket höga sommartid medan det under vintertid är låga halter. Detta beror troligtvis på tillförsel av fosfor från de båda åarna sommartid. Tillförseln av näringsämnen har lett till så näringsrika förhållanden att växtplanktonmassan (klorofyllhalten) är mycket hög i hela fjärden. Halten i den inre fjärden är mer än två gånger förhöjd jämfört med i Bottenhavet. Trots detta är syrehalten förhållandevis god och kväve- och fosforhalterna tycks inte ha ökat nämnvärt under 1990-talet (Tillstånd enligt miljöbalken till avloppsrening, 2001). Reningsverket byggdes om under 2003 och införde 2004 en biologisk reningsteknik (bio-p) som omfattar fosforavskiljning men inte kväveavskiljning. Syftet var att minimera användande av kemikalier samtidigt som tidsandan efterfrågade mer miljövänliga och kretsloppsinriktade reningsmetoder. Ombyggnationen innebar att förfällningen togs bort men att efterfällningen bibehölls som ett polersteg i de fall bio-p-processen inte skulle klarar av uppställda krav. Målet är dock att uppnå gällande utsläppskrav utan nyttjande av fällningskemikalie. 4.1 BELASTNING OCH RENINGSKRAV Duvbackens reningsverk är dimensionerat för personekvivalenter (pe) och ett flöde (Qdim) på 1900 m3/h. Avloppsreningsverket belastades 2005 av personer samt industrier med skiftande verksamheter motsvarande 6000 pe. Belastningen, koncentrationerna av näringsämnen samt syreförbrukande ämnen, på inkommande avloppsvatten mellan 2003 och 2005 redovisas i tabell 4 (Gävle kommun 2003; Gävle kommun 2004; Gävle kommun 2005). Tabell 4. Medelvärden på flöde, koncentration av näringsämnen samt syreförbrukande ämnen på inkommande vatten till Duvbackens reningsverk 48

49 Duvbackens avloppsreningsverk Parameter Medelflöde (m 3 /h) COD (mg/l) BOD 7 (mg/l) Kväve (mg/l) Fosfor (mg/l) 5,1 7,2 7,7 Reningsverket måste följa av regeringen uppställda utsläppskrav. Från och med gäller riktvärden och kvartalsmedelvärden enligt följande. BOD7 < 8 mg/l Ptot < 0,4 mg/l Mängden BOD7 och fosfor får på årsbasis inte överstiga 120 respektive 7 ton ska kraven skärpas ytterligare och riktvärdet samt kvartalsmedelvärdet blir då 0,3 mg P/l och mängden får då inte överskrida 5,25 ton per år (Slutliga villkor för utsläpp till vatten från Duvbackens avloppsreningsverk, 2006). För närvarande finns inget krav på kväveavskiljning men en viss del av kvävet reduceras ändå i verket. Krav på kväveavskiljning kan dock komma att gälla i framtiden. Nedan i tabell 5 visas en sammanställning på halter av näringsämnen och syreförbrukande föreningar på utgående vatten mellan 2003 och Det totala utsläppet av fosfor 2005 låg på 5,62 ton (Gävle kommun 2003; Gävle kommun 2004; Gävle kommun 2005). Tabell 5. Medelvärden på flöde, koncentration av näringsämnen samt syreförbrukande ämnen på utgående vatten från Duvbackens reningsverk Parameter Medelflöde (m 3 /h) COD (mg/l) BOD 7 (mg/l) Kväve (mg/l) 24,2 26,7 24,1 Fosfor (mg/l) 0,37 0,43 0, REAKTORKONFIGURATION OCH PROCESSER Avloppsreningsverkets processuppställning är beläget utomhus och består av mekanisk rening, biologisk fosforreduktion samt slambehandling. Processuppställningen redovisas i tabell 6 nedan. Möjlighet finns också till efterfällning om den biologiska reningen inte klarar uppställda krav på fosforavskiljning. Dessutom finns ytterligare ett polersteg bestående av en våtmark med aktiv yta på 1,5 ha som delflöden av det renade vattnet tillsammans med rejektvatten från centrifugen kan passera. Den mekaniska reningen består av rensgaller, sandfång, försedimentering samt eftersedimentering. Försedimenteringen består av sex stycken separata linjer. Primärslammet tas ut i botten på bassängerna och förs till efterföljande slambehandligssteg. Tabell 6. Processuppställning vid Duvbackens reningsverk Anläggningsdel Antal (n) Aktiv yta (m 2 ) Ytbelastning vid Q dim (m/h) Aktiv volym (m 3 ) Uppehållstid vid Q dim (h) 49

50 Duvbackens avloppsreningsverk Fingaller 2 (spaltvidd 3mm) Sandfång ,39 Sedimenteringsbassänger , ,3 Anaerob , ,35 Aerob , ,35 Mellansedimentering Aerob ,5 Aerob (Inblandning och flockuleringskammare) Slutsedimentering , ,9 Primärslamsförtjockare Bioslamsförtjockare Rötkammare Rötslamssilo (förtjockare) Torrslamssilo Ett flödesdiagram över biosteget på Duvbackens reningsverk kan ses i figur 20 nedan. Den biologiska reningen är uppdelad i en anaerob zon efterföljd av tre aeroba zoner varav de två första luftas kontinuerligt. Den anaeroba delen, som tar emot det förbehandlade avloppsvattnet tillsammans med returslam, består av tre parallella linjer som var och en består av två separata bassängvolymer i serie. Totalt består således den anaeroba delen av sex separata volymer som alla är utrustade med omrörare. Reaktorkonfigurationen i aerob luftningzon 1 är utformad på samma sätt och består följaktligen även den av tre linjer med sex separata volymer där kontinuerlig luftning äger rum. Syresättning sker via tre bottenluftare distribuerat via 140 diskar med luftningsmembran. Anaerob linje 1 samt aerob luftningszon 1 linje 1 kan köras separat med förbehandlat avloppsvatten från försedimenteringsbassäng linje 1 och 2 genom att en skiljevägg kan sättas ner i slutet av försedimenteringen. Returslammet kan dock inte recirkuleras enbart från linje 1 eftersom flödet efter aerob luftningszon 1 går ihop till ett gemensamt flöde och vidare till aerob luftningszon 2. Denna del består av två rektangulära parallella bassänger som luftas med hjälp av fyra ejektorluftare (celpox-luftare) per bassäng. Flödet går återigen ihop och leds vidare till aerob luftningszon 3, som består av 14 separata luftningsbara (bottenluftare) bassänger. Här sker luftningen med vissa tidsintervall. Slammet leds vidare från biosteget till slutsedimenteringssteget som består av tio separata, parallella bassänger. Här kan vid behov fällningskemikalie (järnkloridsulfat PIX 110) tillsättas i de fall utgående fosforkoncentrationer överskrider 0,5 mg/l. Bioslammet och det eventuella kemslammet tas ut i botten av bassängen och leds till en slamkammare som antingen pumpar slam i retur till den anaeroba delen eller pumpar överskottslam för vidare slambehandling. 50

51 Duvbackens avloppsreningsverk Aerob reaktor 3 Slutsedimentering Bypass Förbehandlat avloppsvatten Anaerob reaktor Aerob reaktor 1 Returslam Aerob reaktor 2 Slamkammare Figur 20. Flödesdiagram över biosteget på Duvbackens reningsverk. Överskottsslam till slambehandling Utgående vatten Bioslam tillsammans med primärslam förtjockas, rötas och avvattnas. Bioslam och primärslam förtjockas i separata förtjockare och blandas därefter i rötningsprocessen. Polymer (Polyakrylamid Zetag) tillsätts till slammet som avvattnas i en centrifug. Rejektvatten från slamavvattning samt förtjockare återförs till processen och belastar på nytt försedimentering samt efterföljande biosteg. Initialt var det meningen att rejektvattnet skulle tillföras våtmarken. I dagsläget är dock våtmarken mättad på fosfor och det har visat sig att våtmarkens yta och därmed kapacitet att ta emot allt rejektvatten var för liten. Ombyggnationen till bio-p-drift innebär också att 6 stycken mellansedimenteringsbassänger i dag står tomma. Ibland nyttjas de dock för att ta hand om breddvatten eller för att leda förbi vatten vid utsläpp från industri med syftet att inte slå ut bio-p-processen. Vattnet leds sedan med ett lågt flöde tillbaka till försedimenteringssteget. Kontinuerliga onlinemätare är installerade på olika platser i avloppsreningsverket vilka redovisas i tabell 7 nedan. Signalerna insamlas och lagras i det överordnade processystemet Uni View. Tabell 7. Onlinemätare vid Duvbackens reningsverk Sensortyp Antal sensorer Placering Löst syre (mg O 2 /l) 1 per linje 2 per bassäng Aerob reaktor 1 Aerob reaktor 2 5 sensorer i 5 skiljda Aerob reaktor 3 bassänger Nitratkväve (mg NO 3 /l) 1 1 Utloppet på aerob reaktor 2 Slamkammaren Ammoniumkväve (mg NH 4 /l) 1 1 Utloppet på aerob reaktor 1 Utloppet från reningsverket Fosfatfosfor (mg PO 4 /l) 1 Utloppet från reningsverket, Totalfosfor (mg P/l) 1 Utloppet från reningsverket Löst fosfor (mg PO 4 /l) 1 Utloppet från aerob reaktor 3 51

52 Duvbackens avloppsreningsverk Suspenderad substans (mg SS/l) Utloppet från aerob reaktor 1 Utloppet från aerob reaktor 2 Slamkammaren Utloppet från reningsverket 4.3 PROBLEMATIK KRING BIO-P-PROCESSEN Sedan installationen 2004 av det nya reningssteget med bio-p har Duvbackens avloppsreningsverk från och till haft problem med förhöjda fosforhalter över tidigare gällande riktvärdet (>0,5 mg/l) i utgående vatten. De förhöjda halterna tycks uppstå mestadels sporadiskt utan någon synlig kontinuitet och orsakerna till detta kan vara flera. Under sommaren 2006 har dock fosfortopparna uppkommit kontinuerligt en gång per dag fram emot kvällen under några av veckodagarna. Förhöjda koncentrationer av fosfor i utgående vatten har nästan alltid föranletts av en momentan sänkning av syrehalten i den aeroba delen av biosteget. Vid de flesta av dessa tillfällen har fällningskemikalie fått tillsättas för att förhindra att vatten med fosforkoncentrationer över gällande riktvärde släpps ut i Gävlebukten. Kemikaliedoseringen är negativt för bio-p-processen då kemslammet återförs till systemet och järnhydroxider kan bidra till en kemisk utfällning av fosfor vilket begränsar tillgången för PAO i processen. För övrigt har de biologiska reningsstegen fungerat utan anmärkning och periodvis, ibland i veckor och speciellt på helgerna, överskrids inte gällande utsläppskrav. Den biologiska reningen med avseende på organiskt material har fungerat väl under hela tiden. På grund av att syrekoncentrationen oftast sjunker innan en stundande fosfortopp kan det misstänkas att syreförbrukande material stötvis tillförs processen från interna eller externa källor. På grund av problemet med momentant förhöjda halter av fosfor i utgående vatten är det av största vikt att undersöka huruvida den befintlig bio-p-processen fungerar optimalt, samt utreda troliga orsaker till överskridande halter. Detta för att på sikt uppfylla det skärpta kravet på 0,3 mg P/l som kommer att gälla från och med 2012 samt att minimera tillsats av fällningskemikalie i slutsedimenteringen. 52

53 5 METODIK FÖR KARAKTÄRISERING AV BIO-P- PROCESSEN Bio-P-processens komplexitet gör att det kan vara svårt att utföra försök i laboratorieskala samtidigt som det är komplicerat att överföra resultaten från en sådan studie till en fullskaleanläggning. Försöken utförs ofta i satsreaktorer med syntetiska avloppsmedier, konstanta betingelser och med en enda kolkälla, ofta acetat, vilket gör villkoren för bio-pprocessen drastiskt olika de som existerar i verkligheten. Detta måste beaktas då slutsatser dras av forskning baserat på försök i laboratorieskala (Seviour et al., 2003). Det finns dock en del relativt enkla metoder och analyser som kan användas och är värdefulla för att utvärdera bio-p-processen i full skala. Förslag på kontrollprogram samt åtgärder sammanfattas i bilaga 1. Fungerar inte den biologiska fosforavskiljningen som den ska föreligger en stor risk att GAO av någon anledning har tagit över som dominant bakteriekultur i bioslammet. För att undersöka om så är fallet eller för att av andra anledningar utvärdera bio-p-processen finns olika metoder för att kontrollera vilka mikroorganismer som finns närvarande och är aktiva i slammet. Fosforupptaget kan utvärderas genom fosforsläpps- och upptagsförsök i laboratorieskala eller genom att följa halten av löst fosfor genom bio-p-processen i full skala. Fosforsläppsförsök kan också nyttjas för att utvärdera potentialen för att starta upp en bio-p-process på ett avloppsreningsverk och även för att följa en nyuppstartad process (Tykesson, 2005). Ett annat sätt att få en indikation på hur väl den anaeroba processen fungerar är att mäta redoxpotentialen. En låg redoxpotential indikerar anaeroba förhållanden och det tycks finnas en relation mellan redoxpotential och fosforsläpp i den anaeroba zonen. Redoxpotentialen behöver dock inte vara direkt kopplad till koncentrationen av fosfatjoner utan kan istället vara relaterad till upptaget av VFA och därmed indirekt till fosforkoncentrationen (Koch & Oldham 1985). Det finns även enkla infärgningsmetoder av slam för att genom mikroskopering påvisa om bakterierna i slammet lagrar poly-p eller endast kolkälla inuti cellerna (Tykesson, 2005). Poly-P lagras i bakteriecellens granuler vilka är lätta att påvisa i mikroskopet. Det finns även mer avancerade molekylärbiologiska metoder som FISH/MAR (fluorescence in situ hybridisation and microautoradiography) där släktskapet på bakterierna kan bestämmas. Detta används i dagsläget i forskning för att utreda vilka bakterietyper som tillhör PAO- respektive GAO-grupperna (Tykesson, 2005). 53

54 54

55 6 METODIK Nedan följer beskrivningar på de metoder som användes i denna studie. 6.1 COD COD anger den del av avloppsvattnets föroreningsinnehåll som kan oxideras med ett kemiskt oxidationsmedel. Stickproverna filtrerades omgående genom veckfilter (Munktell V120H). Om inte analysen utfördes omgående syrakonserverades provet och ställdes i kylskåp. Analys utfördes på både filtrerat och ofiltrerat prov. COD analyserades med Dr. Lange-ampuller av typ LCK 114 som bygger på en förenklad metod av Svensk Standard BOD 7 BOD7 är ett mått på avloppsvattnets innehåll av biologiskt nedbrytbara ämnen. Nedbrytningen sker med hjälp av mikroorganismer som samtidigt förbrukar löst syre i provet. Kvoten mellan COD/BOD indikerar hur lätt organiska föreningar kan brytas ner på biologisk väg i provet. Ett lågt värde indikerar en hög koncentration av lätt nedbrytbart organiskt material medan ett högt värde indikerar en hög koncentration av ämnen som är svårnedbrytbara i provet. Proverna analyseras omgående för att undvika mikrobiell aktivitet som kan påverka analysresultatet. BOD7 mättes enligt Svensk Standard Lämpliga spädningar av provet gjordes med avseende på den förväntade mängden organiskt material. Om avloppsvattnet tas i direkt anslutning till en industri kan mängden mikroorganismer i vattnet vara låg och provet behöver då ympas. 1 ml ymp per 500 ml prov tillsattes då till proverna. Som ymp användes filtrat av det till reningsverket inkommande avloppsvattnet. 6.3 TOC TOC är ett mått på avloppsvattnets totala innehåll av organiskt material och utgör således en fraktion av de totala syreförbrukande föreningarna. 55

56 Metodik Stickproverna filtrerades omgående genom veckfilter (Munktell V120H). Om inte analysen utfördes omgående syrakonserverades provet och ställdes i kylskåp. Analys utfördes på både filtrerat och ofiltrerat prov. TOC mättes med Dr. Lange-ampuller av typ LCK 386 som är en fotometrisk metod för detektion av COD. 6.4 TOT-P Stickproverna filtrerades omgående genom veckfilter (Munktell V120H) och analyserades därefter omgående. Om inte analysen utfördes omgående syrakonserverades provet och ställdes i kylskåp. Analys utfördes på både filtrerat och ofiltrerat prov enligt Svensk Standard PO 4 -P Stickproverna filtrerades omgående genom veckfilter (Munktell V120H) och analyserades därefter omgående enligt Svensk Standard Fosforavskiljningen kan utvärderas genom att göra en fosfatprofil över bio-p-processen. Detta uppnås genom att följa halten av löst fosfor genom biosteget i full skala. Fosforsläppets storlek i den anaeroba zonen är således en användbar faktor för att kunna relatera fosforsläppet till fosforupptaget i den aeroba zonen. Därmed fås ett bra mått på bio-paktiviteten, en indikation på huruvida bio-p-bakterier finns närvarande och om dessa är aktiva (Tykesson, 2005). 6.6 NO3-N Stickproverna filtrerades genom veckfilter (Munktell V120H) och analyserades därefter omgående. NO3-N mättes med Dr Lange-ampuller av typ nr som bygger på en förenklad metod av Svensk Standard VFA-BESTÄMNING VFA-analyserna utfördes med fempunktstitrering där 0,050 M HCl användes. Provhanteringen är kritisk eftersom denna lättflyktiga del av kolföreningar lätt förbrukas om provet får stå. Borglund (2003) gjorde analyser där prover frystes ner och tinades före analys. Detta resulterade i en markant minskning av VFA-halten i proverna. Analys på avloppsvatten provtaget vid samma tillfälle utfördes också under en timmes tid och uppvisade ingen minskad halt VFA, vilket torde kunna tolkas som att prover kan analyseras upp till en timme efter provtagningstillfället (Borglund, 2003). Mätdata behandlades i programvaran TITRA 5 som beräknar mängden VFA omräknat i mg ättiksyra (HAc)/l samt alkaliniteten i mg kalciumkarbonat (CaCO3)/l. 6.8 VFA-POTENTIAL VFA-potentialen är ett mått på hur mycket lättnedbrytbart och hydrolyserbart organiskt material som finns i avloppsvattnet. VFA-potentialen är summan av mängden tillgänglig VFA 56

57 Metodik samt den mängd organiskt material som lätt kan hydrolyseras till VFA. Försöket är användbart för att se hur mycket VFA en hydrolysprocess maximalt kan bidra med. I korthet gick metoden ut på att provet filtrerades efter att först ha flockulerats genom tillsats av zinksulfatlösning vid ph 10,5 under omrörning. Vid flockuleringen binds kolloider mindre än 0.45 m som annars kunde ha stört VFA-potentialbestämningen och filtratet innehåller nu endast löst organiskt material. VFA-potentialen erhölls genom att analysera filtratet på COD och därefter räkna bort den inerta fraktionen av löst organiskt material. Den inerta fraktionen bestämdes genom att analysera flockulerat utgående vatten på COD. För detaljerad metodbeskrivning se bilaga FOSFORSLÄPP OCH UPPTAGSFÖRSÖK Fosforsläpps- samt upptagsförsök utfördes för att karaktärisera slammet från bio-p processen. Försöket fungerar som en indikator på om PAO finns närvarande i slammet och om dessa är aktiva. Om försöket utförs regelbundet på ett reningsverk kan resultaten användas vid optimering av bio-p-processen eller för att identifiera problem. Försöket kan också användas för att undersöka om en hydrolysprocess fungerar, med avseende på generering av kolkälla, för en bio-p-process (Tykesson, 2002). Metoden för fosforsläppsförsök gick i korthet ut på att slam från slutet av den aeroba delen förluftades och därefter utsattes för anaeroba förhållanden med överskott på lättillgänglig kolkälla. Därefter följde en period med luftning. Försöksförloppet redovisas i figur 21 nedan och en mer detaljerad metodbeskrivning finns i bilaga 2. Genom att under försökets gång mäta halten av löst fosfor i filtrerade prover uttagna från reaktorn, med 15 minuters mellanrum, kan först fosforsläppet och sedan fosforupptaget följas. Därefter beräknades det maximala fosforsläppet samt fosforsläpps- och upptagshastigheten. PO 4 -P (mg/l) Aerobt Anaerobt Aerobt Tid Figur 21. Schematisk bild över tillvägagångssätt vid fosforsläpps och upptagsförsök. Fosforsläppshastigheten redovisas som mg P per g VVS h. Flyktig suspenderbar substans (VVS) är den organiska delen av SS och ett grovt mått på andelen bakterier i slammet. Fosforsläppshastigheten anses spegla PAO:s andel av den totala mängden bakterier i slammet. Anledningen till att hastigheten beräknas per g VSS är att en jämförelse mellan kapacitet hos bioslammet vid olika tillfällen skall kunna göras (Tykesson, 2002). Fosforsläpps- respektive upptagshastigheterna kan enligt Janssen et al (2002) klassificeras med avseende på fosforavskiljningskapacitet. Indelningen redovisas i tabell 9 nedan. 57

58 Metodik Tabell 9. Klassificering av slam från bio-p-processen med avseende på fosforavskiljningskapacitet. Data hämtad från Janssen et al (2002) P-släpps eller upptagshastigheter Klassificering (mg P/g VVS h) <3 Måttlig 3-7 God >7 Mycket god Parallellt med fosforanalys utfördes även VFA-analyser under försökets gång. Förhållandet mellan släppt fosfor och upptagen kolkälla kan nämligen nyttjas för att uppskatta förhållandet mellan mängden GAO och PAO i slammet. Kvoten P/VFA (KGAO) användas då som en indikator på om GAO finns närvarande och stör bio-p-processen (Tykesson, 2002). Ju mer fosfor som släppt i förhållande till VFA som tagits upp, desto större andel av mikroorganismerna tillhör GAO. Kvoten för en väletablerad PAO-population i en fungerande bio-p-process bör vara minst 0,5 g P per g VFA. I de fall kvoten underskrids kan GAO finnas närvarande och ta upp acetat (Barnard & Scruggs, 2003). Om fällningskemikalier nyligen har tillsatts slammet och om kemslammet blandas med returslammet kan metallhydroxider finnas närvarande och störa försöket. När koncentrationen av fosfor ökar i vattenfasen kan dessa metallhydroxider fälla ut fosfor och det biologiska fosforsläppet blir då följaktligen underskattat. Hur stor inverkan detta kan få på resultatet är inte fullt utrett och varierar antagligen beroende på slammets karaktär och ph. Trots detta kan resultat från fosforsläppsförsök antas vara pålitliga om än dock mer ungefärliga jämfört med slam opåverkat av hydroxider (Tykesson, 2005). Försök gjorda på sex olika avloppsreningsverk, varav ett utan blandning av kem- och returslam visade att fosforsläppshastigheten var mycket högre för verket som inte lät kemslam recirkuleras till processen (Tykesson, 2002). Vid höga ph-värden samt höga fosfat- och kalciumkoncentrationer kan även kalciumfosfater fällas ut ur vattenfasen. ph stiger ofta redan under förluftningsperioden till ungefär 8 beroende på att koldioxid avgår vid luftningen. Detta beror på att den öppna ytan mot luften är större i en satsreaktor i förhållande till ett fullskaleverk där vattnet buffras och normalt aldrig når så högt ph-värde. Det höga ph-värdet kan således vid höga kalciumkoncentrationer inducera förhållanden då kalciumfosfat fälls ut och därmed ge en missvisande underskattad bild av det biologiska fosforsläppet. Ett högt ph-värde kan också som tidigare nämnts gynna PAO i konkurrensen med GAO. Detta kan leda till ett överskattat fosforsläpp och bör även beaktas vid utvärderingen av försöket till full skala. Studier har visat att om ph hålls omkring 7 så undviks utfällning med kalcium. Om problem med utfälld fosfor uppstår kan alternativt koncentrationen av motjoner (K+ eller Mg2+) följas i vattenfasen. Fördelen med denna metod är att kaliumjonen inte är lika benägen att bilda komplex med andra ämnen som fosfatjonen är (Borglund, 2004). Förhållandet mellan släppt fosfor och upptagen motjon måste då dock först utredas (Tykesson, 2005). I denna studie analyserades ph parallellt med VFA-halten med glaselektrod enligt Svensk Standard SS, GF OCH VSS Halten suspenderad substans (SS) krävs vid beräkning av VFA-halten samt fosforsläpps- och upptagshastigheter. Vid bestämning av fosforsläppshastigheten krävs även analys av glödförlust (GF) då hastigheten beräknas per viktenhet VSS. SS och GF mättes enligt svensk standard och

59 Metodik VSS fås genom att efter analys av SS analysera provet vidare med avseende på glödförlust. Glödförlusten beräknas i procent och subtraheras från SS-värdet och ger då halten av VSS MIKROSKOPERING Ett relativt enkelt och icke tidskrävande sätt att se i vilket skick bio-p-processen befinner sig är att analysera prov i mikroskop. Här kan indikeras om PAO finns närvarande och om dessa är aktiva. Slam från en fungerande bio-p-process har vissa speciella egenskaper beroende på om slam tagits från den anaeroba eller den aeroba zonen. I ett slamprov från den anaeroba zonen bör PHA och PHB kunna detekteras men ingen poly-p medan ett prov från den aeroba zonen bör visa infärgat poly-p men inget PHA eller PHB. Det kan också ses om bakterierna binder in fosfor eller enbart VFA i cellmassan och analyssvaret kan därmed vara en indikator på om PAO eller GAO är den dominerande bakteriekulturen. GAO är en genetisk divers grupp som består av både grampositiva och gramnegativa mikroorganismer. Cellerna kan ses i mikroskop arrangerade som tetraeder eller kluster. Neisserinfärgning är en enkel infärgningsmetod där metylenblått används för att infärga poly- P. I mikroskopet syns metakromatiska korn, ofta intracellulära granuler innehållandes poly-p, som blåsvarta korn inuti en gulbrun cell medan positiva filament blåfärgas helt. Vid Sudansvartinfärgning nyttjas sudansvart samt safranin vid infärgningen. Här syns intracellulära PHB-granuler som blåsvarta korn. Lipider kan dock också infärgas vilket kan försvåra utvärderingen av mikroskoperingen. 59

60 7 RESULTAT OCH DISKUSSION Denna studie har fokuserat på några av de för Duvbackens reningsverk mest kritiska parametrarna i tabell 8 ovan. Resultat, diskussion och rekommendationer kommer att redovisas utefter följande delmål. Karaktärisering av inkommande avloppsvatten Utvärdering av befintlig bio-p-process Hydrolysförsök Orsaker till momentan stötbelastning av syreförbrukande material Eftersom huvudsyftet med examensarbetet var att utreda orsaken till befintliga störningar av fosforavskiljningen låg fokus av studien på att utvärdera den befintliga bio-p-processens kapacitet samt att karaktärisera inkommande avloppsvatten med avseende på för bio-pprocessen betydelsefulla parametrar. Detta är ett led i ambitionerna med att stävja problemen med de förhöjda utsläppen av fosfor då det är viktigt att den biologiska fosforavskiljningen styrs och fungerar optimalt. En instabil process klarar nämligen inte av stötbelastningar och variationer på samma sätt som en väl fungerande bio-p-process. Hydrolysförsök utfördes också för att undersöka hur mycket VFA som kan produceras internt ur primärslammet över försedimenteringen och således bidra till en förbättrad bio-p-process. Därefter undersöktes orsaken till den troligt momentana stötbelastningen, dels genom att genomföra analyser för att få en bild av belastningsvariationer över dygn och veckodagar, och dels genom analys av utsläpp från utvalda belastande industrier på ledningsnätet samt även interna källor som rejektvatten och internströmmar. Försöksupplägget för studien av interna parametrar kan ses i tabell 10. Tabell 10. Försöksupplägg för studien på Duvbackens reningsverk Försöksupplägg Period Tidsplan Process Syfte 1 3 mån (maj-aug) Ingen ändring (befintlig process) Karaktärisera inkommande avloppsvatten med avseende på för bio-p-processen kritiska parametrar samt stötbelastning. Utvärdera befintlig bio-p-process. Utröna om någon betydande spontan hydrolys sker över försdimenteringen. 60

61 Resultat och diskussion 2 1 v (sept) Ökning av befintlig recirkulation 3 1 v (okt) Hydrolys av primärslam i linje 1 Utreda hur mycket VFA som kan produceras med hjälp av befintlig stationär pump. Utreda hur mycket VFA som kan produceras med hjälp av extern pump samt studera effekterna av detta. 7.1 KARAKTÄRISERING AV INKOMMANDE AVLOPPSVATTEN Inkommande avloppsvatten till Duvbackens reningsverk studerades under fyra månader, majaugusti För att karaktärisera avloppsvattnet med avseende på bio-p-processen utfördes en rad analyser och studier enligt följande. VFA-analyser Belastning till biosteget (temperatur, ph, flöde, nitrat, fosfat, TOC, COD, SS, alkalinitet) Värden för temperatur, ph och flöde togs ur det överordnade processystemet Uni View som regelbundet registrerar mätvärden online VFA-ANALYSER Försöken utfördes under försöksperiod 1, se tabell 10, för att få bakgrundsdata på hur mycket VFA som normalt tillförs bio-p-processen. Processen fick under perioden fortgå som vanligt. För att den biologiska avskiljningen av fosfor ska fungera optimalt krävs en halt VFA som är minst tio gånger så hög som halten av löst fosfor i vattnet. Med detta som utgångspunkt utförs analyser av VFA och löst fosfor (PO4-P) på stickprover tagna i slutet av försedimenteringsbassängen. Variationen under perioden baserat på 110 stickprover redovisas i figur 22 nedan. Max-, min- och medelvärden på kvoten VFA/P och halten av VFA in till biosteget redovisas i tabell 11 nedan. Rådata redovisas i bilaga 3. VFA/PO4-P kvoten maj-aug 2006 VFA/PO4-P 18,0 16,0 14,0 12,0 10,0 8,0 6,0 4,0 2,0 0, Datum 61

62 Resultat och diskussion Figur 22. VFA/PO4-P-kvoten på 110 stickprover tagna i slutet av försedimenteringen, majaugusti Linjen markerar lägsta kritiska nivån som kvoten bör överstiga för en optimal bio-p-process. Tabell 11. Max- min och medelvärden på VFA/PO 4 -P-kvoten samt VFA-halten på 110 stickprover tagna i slutet av försedimenteringen, maj-augusti 2006 Min kvot Max kvot Medel kvot Min halt (mg/l) Max halt (mg/l) Medel halt (mg/l) 3,3 16,4 8, Medelvärdet på kvoten VFA/P ligger för perioden under den optimala gränsen på över 10 som anges i litteraturen. Studien visade således att det lättillgängliga kolet i försedimenterat vatten på Duvbackens reningsverk inte har optimal VFA-halt för bio-p-processen, med avseende på mängden löst fosfor. Förutom variation mellan olika veckor varierade kvoten mellan tillgänglig kol och fosfor över dygnet. Även om medelvärdet för perioden kan tyckas ligga relativt nära den för litteraturen godtagbara kvoten varierade värdet ordentligt med periodvis väldigt låg kvot vilket torde ha en negativ inverkan på bio-p-processen och därmed på fosforavskiljningen. Även medelkoncentrationen av VFA varierar mycket med stundtals mycket låg tillförsel av VFA till biosteget. Variationer i tillgång till kolkälla kan enligt Tykesson (2005) ha en mycket negativ inverkan på PAO-populationen och därmed bio-pprocessen i helhet. En periodvis låg VFA/P-kvot följt av en höjning av fraktionen VFA kan leda till att PAO reagerar snabbt i den anaeroba delen genom att ta upp kolkällan och därmed släppa stora mängder fosfor. Problemet uppstår i efterföljande aerob zon där bakterierna har för litet förråd av PHA för att kunna ta upp fosfor och kompensera för fosforsläppet. Följden blir en störning av fosforavskiljningen med förhöjda fosforhalter i utgående vatten. Då VFA-koncentrationen för samtliga prover plottades mot tiden kunde ingen särskild trend över dygnet påvisas. Vissa dagar var VFA-koncentrationen dock något högre morgon och kväll vilket skulle kunna bero på en ökad belastning på grund av aktiviteter i hemmen vid dessa tider. Spridningen var dock för stor för att kunna dra några säkra slutsatser. Stickproverna är tagna med ett spann från 07:00 på morgonen till 21:00 på kvällen varför inga data finns på hur situationen ser ut nattetid. Nämnas bör att proverna togs under sommaren då belastningen in till reningsverket är lägre, på grund av semesterperioden, jämfört med vid övrig tid på året. Detta kan ha haft en påverkan på resultaten då en mindre mängd organiskt material tillförs processen. Belastningen av fosfor torde dock också vara lägre sommartid varför det är osäkert om kvoten VFA/P påverkas i förhållande till andra tidpunkter på året. Sommaren 2006 var också ovanligt varm med en låg nederbörd och det är oklart hur detta kan ha påverkat analysresultaten. Nederbördsmängder samt temperaturer redovisas månadsvis i bilaga BELASTNING TILL BIOSTEGET Under försöksperiod 1, se tabell 10, utfördes analyser på utvalda belastande parametrar på stickprov tagna i slutet av försedimenteringen för att få en bild av aktuell belastning till biosteget. Resultaten redovisas i tabell 12 och 13 där värden för ph, temperatur och flöde är hämtat ur det överordnade processystemet Uni View. Rådata redovisas i bilaga 3, 5, 6, 7 och 8. Tabell 12. ph, temperatur och flöde maj-augusti 2006 Månad ph Temperatur Flöde 62

63 Resultat och diskussion (ºC) (m 3 /h) Maj 7,7 11, Juni 7,4 13, Juli 7,3 15, Augusti 7,1 16, Tabell 13. Belastning av nitratkväve, organiskt kol, kemiskt syreförbrukande föreningar, fosfatfosfor, flyktiga fettsyror samt alkalinitet på ca 100 stickprover vardera, tagna på försedimenterat vatten in till biosteget Månad NO 3 -N (mg/l) TOC (mg/l) COD (mg/l) PO 4 -P (mg/l) SS (mg/l) VFA (mg HAc /l) Maj 1,0 42,4 249,5 3,4 68,8 29,1 111,5 Juni 0,7 78,7 389,7 3,6 72,9 30,9 369,9 Juli 0,5 70,2 274,8 5,9 76,9 40,4 280,0 Augusti 0,5 83,4 356,7 4,9 84,8 41,8 233,8 Alk. (mg CaCO 3 /l) ph bör enligt Filipe et al. (2001d) och Seviour et al. (2003) ligga över 7,25 för att inte GAO ska få konkurrensfördelar mot PAO i den anaeroba zonen. ph låg över 7,25 för alla månader utom augusti då ph i medel var 7,1. Om detta kan ha påverkat bio-p-processen negativt är oklart, vissa studier beskrivna i litteraturen har nämligen visat en dominans av PAO enda ner till ett ph-värde kring 7,0. Enligt Tykesson (2005) får PAO konkurrensfördel vid temperaturer under 10 C och Seviour et al. (2003) menar att GAO får konkurrensfördel vid så höga temperaturer som 30 C. Temperaturen understeg inte 10 C under några av de månader som studien pågick men var också långt ifrån 30 C. Temperaturen torde således inte ha haft någon större inverkan på bio-p-processen vad det gäller konkurrensen mellan PAO och GAO. De mikrobiologiska processerna hos PAO påskyndas vid temperaturer över 20 C vilket är en temperatur som aldrig nås ens under de varmaste sommarmånaderna på Duvbackens reningsverk. Vintertid understiger temperaturen 10 C vilket kan förväntas minska den biologiska aktiviteten samtidigt som PAO gynnas i konkurrensen mot GAO. Nitrathalten och VFA-halten på försedimenterat vatten in till den anaeroba zonen av biosteget redovisas månadsvis i ett stapeldiagram i figur 23 nedan. Nitrat- och VFA-halt NO3-N (mg/l) 1,2 1 0,8 0,6 0,4 0,2 0 Maj Juni Juli Augusti VFA (mg/l) NO3-N (mg/l) VFA (mg HAc /l) Figur 23. Stapeldiagram över belastningen av nitrat och tillförseln av VFA från ca 100 stickprover på försedimenterat vatten in till biosteget månadsvis, maj augusti

64 Resultat och diskussion Nitrathalten var något förhöjd under maj och juni jämfört med resterande månader. En förhöjd nitrathalt kan enligt Tykesson (2005) leda till ett anoxiskt fosforupptag från vissa typer av PAO och kan således leda till en hämmad bio-p-processen. En förhöjd nitrathalt kan även gynna denitrifierande bakterier som därmed konkurrerar med PAO om tillgänglig kolkälla i den anaeroba zonen vilket också kan bidra till en försämrad bio-p-process. Halten av VFA var lägre under maj och juni vilket även detta kan bidra till en hämmad bio-p-process och därmed en försämrad fosforavskiljning REKOMMENDATIONER Kvoten mellan kol och fosfor in till biosteget är inte optimal och stora variationer har påvisats vilket torde vara negativt för en väl fungerande bio-p-process. Det är viktigt att kvoten höjs samtidigt som variationerna minskar för att få en mer stabil process och en mer pålitlig fosforavskiljning. Några tydliga mönster i dygnsvariation kunde inte påvisas. Fler analyser på stickprov tagna över hela dygnet borde göras samt även analyser under andra tider på året för att få en klar bild över variationer över dygnet samt säsongsmässiga variationer. 7.2 UTVÄRDERING AV BIO-P-PROCESSEN Bio-P-processen på Duvbackens reningsverk studerades under sex månader, maj-oktober, För att karaktärisera den befintliga bio-p processen på Duvbackens reningsverk genomfördes en rad analyser och studier enligt följande. Fosfatprofil över biosteget Slamålder och nitrathalt Fosforsläpps- och upptagsförsök Mikroskopering Fosforhalt i bioslammet För beräkning av påverkan från kemslam, fosforhalt i bioslammet, slamflykt, syrehalter samt slamålder användes data ur det överordnade processystemet Uni View FOSFATPROFIL Halten löst fosfor kan följas över biosteget och användas som en indikation på om bio-pprocessen fungerar optimalt. Fosfathalten i den anaeroba zonen bör vara hög då detta indikerar ett för processen gynnsamt fosforsläpp varefter halten i efterföljande aeroba steg bör vara så låg som möjligt för att indikera ett av PAO fullgott fosforupptag. Stickprov för fosfatanalys togs under försöksperiod 1 och 2, se tabell 10, enligt figur 24 nedan för att följa fosforsläpp respektive upptag. Provpunkt 4 och 5 provtogs endast under två dagar för att följa fosforupptaget genom hela den aeroba processen. Resultaten från studien redovisas i tabell 14 och figur 25 nedan. 64

65 Resultat och diskussion Försedimentering Anaerob zon Aerob zon * 2* 3* 1 2 Aerob zon 2 4* Aerob zon 3 5* * Provpunkt Figur 24. Provpunkter för fosfatanalys under försöksperiod 1 och 2. Stickprover togs i biosteget linje 1 samt i slutet av försedimenteringslinje 1. Tabell 14. Fosfatprofil över biosteget, maj-september Baserat på 140 stickprov varedera, tagna i försedimenteringen linje 1, anaerob linje 1, samt aerob zon 1 linje 1. Under två dagar togs även stickprov i slutet av aerob zon 2 och 3 Månad Maj Juni Juli Augusti September F-sed (mg PO 4 -P/l) 3,4 3,6 5,9 4,9 5,0 Anaerob Aerob 1 (mg PO 4 -P/l) (mg PO 4 -P/g VSS) (mg PO 4 -P/l) (mg PO 4 -P/g VSS) 5,4 11,2 20,6 16,1 19,8 2,5 4,2 9,2 7,9 10,8 3,2 2,9 5,4 5,3 6,2 1,5 1,2 2,4 2,6 3,4 Aerob 2 (mg PO 4 -P/l) 0,45 0,2 Aerob 3 (mg PO 4 -P/l) 0,03 0,04 Aerob 1 Upptagen P i förhållande till släppt (%) 40,7 74,1 73,8 67,1 68,7 65

66 Resultat och diskussion Fosfatprofil mg Po4-P/l F-sed Anaerob Aerob 1 maj juni juli augusti september Figur 25. Fosfatprofil över biosteget, maj-september Baserat på totalt 420 stickprov i biosteget. Fosforsläppet i den anaeroba zonen var lägre i maj och juni, jämfört med i slutet av mätperioden, både beräknat per liter och per gram VSS. Sett i procent per g VSS togs också mer fosfor upp i slutet av sommaren jämfört med i maj varför fosforupptaget kan sägas vara mer effektivt i slutet av sommaren. Anledningen till den hämmade bio-p-processen under maj och juni kan bero på att biosteget mottog en mindre mängd VFA under denna period jämfört med resten av mätperioden. En låg halt VFA i den anaeroba zonen leder till att en mindre energimängd krävs för upptaget, och därmed sker ett minskat släpp av fosfor. Fosforsläppets storlek var också, som redovisas i figur 26, relaterat till mängden VFA som tillförs det anaeroba steget. Detta stämmer också bra överens med samband beskrivna i litteraturen som säger att fosforsläppet ökar då PAO har tillgång till och tar upp mer VFA. En bristfällig mängd VFA är också ofta enligt Seviour et al. (2003) en av huvudanledningarna till att bio-pprocessen fallerar. Kvoten VFA/P skiljer sig dock inte nämnvärt i början av sommaren jämfört i slutet av sommaren varför det inte kan uteslutas att fosforsläppet istället kan ha varit fosforbegränsat under maj och juni. Det ökade fosforsläppet vid hög VFA-koncentration kan då ha berott på ett ökat lager av poly-p hos PAO som då kan ha fått mer energi till att ta upp VFA och därmed släppt en större mängd fosfatfosfor. PAO:s lager av PHA kan då också bli undermåligt i efterföljande aerob zon för att möjliggöra maximal tillväxt och förökning och ett optimalt fosforupptag. Den hämmade fosforavskiljningsprocessen kan också ha berott på att GAO av någon anledning fått konkurrensfördelar mot PAO och därmed ökat i antal och konkurrerat med PAO om kolkällan i det anaeroba steget. En annan anledning kan ha varit den förhöjda halten av nitrat i försedimenterat vatten in till den anaeroba zonen under denna period. 66

67 Resultat och diskussion Fosforsläpp mot VFA-tillgång 80,00 70,00 Halt (mg/l) 60,00 50,00 40,00 30,00 20,00 10,00 0, VFA PO 4 -P Figur 26. Medelkoncentrationen av VFA in i biosteget samt koncentrationen av fosfatfosfor i den anaeroba zonen, maj-september Ytterligare fosforupptag skedde också i aerob luftningszon 2 och 3, där medelkoncentrationen under de två dagar då prover togs var 0,33 respektive 0,03 mg/l. Dessa halter kan anses vara godtagbara med avseende på gällande riktvärde för fosforutsläpp på 0,4 mg/l. Detta gäller dock inte för de dagar då halten av fosfor på utgående vatten överskred riktvärdet, vilket skedde 58 gånger under mätperioden. Då var ofta fosfatkoncentrationen betydligt högre i slutet av aerob luftningszon 1 jämfört med i slutet av försedimenteringsbassängen. PAO i aerob luftningszon 2 och 3 hann då heller inte med att kompensera för de höga halterna av fosfor vilket ledde till periodvis överskridande utsläppsnivåer SLAMÅLDER OCH NITRATHALT Slamåldern i biobassängerna beräknades månadsvis från data hämtat ur Uni View och redovisas i tabell 15 nedan. Aspegren (1995) anger en minimal slamålder på 2,5 dagar vid 10ºC vilket överstegs under hela försöksperioden. Slamåldern torde därför vara mer än tillräcklig för en väl fungerande bio-p-process. Tabell 15. Bioslammets genomsnittliga uppehållstid i biosteget uttryckt i dygn Period Slamålder i biosteget (dygn) Slamålder i luftade bassänger (dygn) Maj 7,3 4,9 Juni 8,6 5,8 Juli 10,2 6,9 Augusti 10,3 7,0 September 8,3 5,6 Oktober 7,8 5,3 Halten av nitrat (NO-3-N) i den anaeroba zonen ska vara så låg som möjligt för att undvika att PAO får konkurrens från denitrifierande mikroorganismer men också för att undvika ett anoxiskt fosforupptag. Med detta följer att halten i slutet av aerob luftningszon 1, 2 och 3 också bör vara låg för att undvika recirkulation av nitrat in i processen. Med detta som utgångspunkt togs stickprov för nitratanalys över biosteget. Provpunkterna var de samma som för fosforanalyserna och gjordes således på samma stickprov, se figur 24 67

68 Resultat och diskussion ovan, vid försöksperiod 1 och 2 samt under en dag även i slutet av aerob zon 3 för att kunna följa processen fullt ut. Nitrathalterna redovisas månadsvis i figur 27 nedan och baseras på totalt 278 stickprover. Enligt Borglund (2004) ska nitrathalten på returslammet vara under 0,5 mg/l för att undvika störningar i bio-p-processen. Halten i den anaeroba delen var som lägst under maj månad vilket kan tyda på att nitrat förbrukats i den anaeroba zonen eftersom halten av nitrat på försedimenterat vatten enligt tidigare analyser var som högst denna månad med ett medel på 1mg/l. Halten av nitrat i returslammet från aerob luftningszon 3 var i medel under den dag då prover togs 0,6 mg/l vilket ligger något över det av litteraturen satta gränsvärdet på 0,5 mg/l. Fler prover borde dock tas för att verifiera om detta är något allmänt förekommande. Den höga slamåldern kan enligt Gustavsson et al. (2006) vara en bidragande faktor tillsammans med den naturligt förhöjda temperaturen sommartid, eftersom nitrifierande bakterier gynnas under dessa förhållanden. Nitratprofil mg NO3-N/l 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 Maj Juni Juli Augusti Anaerob Aerob 1 Figur 27. Medelkoncentrationer av nitrat i slutet av, anaeroba zonen samt aerob luftningszon 1 under maj-augusti Baserat på totalt 278 stickprover FOSFORSLÄPPS- OCH UPPTAGSFÖRSÖK Fyra fosforsläpps- och upptagsförsök utfördes då bio-p-processen påverkades av ingen eller marginell hydrolys. Fosforsläpps- och upptagskurvorna samt resultat från beräkningarna redovisas i figur 28 och 29 samt tabell 16 nedan. Mätdata från försöken redovisas i bilaga

69 Resultat och diskussion Fosforsläpps och upptagskurvor 25,00 Anaerobt Aerobt mg PO4-P/g VSS 20,00 15,00 10,00 5,00 0,00 Före start NaAc tillsatt Tid (min) Figur 28. Fosforsläpps- och upptagsprofil på bioslam från slutet av aerob luftningszon 3 utförda med överskott av acetat vid fyra skilda tillfällen i augusti, september och oktober Tabell 16. Sammanfattning av resultat från fosforsläpps och upptagsförsök Datum Max P-släpp (mg PO 4 -P/gVSS) PO 4 -P/VFA Max P- släppshast. (mg PO 4 - P/gVSS h) Max P- upptagshast. (mg PO 4 P/gVSS h) Process ,4 9,0 8,1 Kemdos ,2 9,7 9,4 Kemdos ,5 12,7 11, ,2 13,7 11,9 0,29 Maximalt fosforsläpp mg PO4-P/g VSS Figur 29. Maximalt fosforsläpp vid fyra skilda fosforsläppsförsök varvid de två första försöken var påverkade av fällningskemikalie. 69

70 Resultat och diskussion De initiala fosforsläpps- samt upptagshastigheterna beräknades konsekvent under de första 60 minuterarna och kan vid alla analystillfällena enligt Jansen et al. (2002) klassificeras som ett slam med mycket god fosforsläppskapacitet. Både fosforsläpps- och upptagsastigheten var dock något högre vid de två sista försökstillfällena och det maximala fosforsläppet var också i det närmaste dubbelt så stort vid dessa tillfällen. Enligt data taget ur det överordnade processystemet Uni View var fosforhalterna på utgående vatten överstigande gällande riktvärde dagen innan respektive fosforsläpps- och upptagsförsök i augusti. Dagen innan det första försöket var halten fosfor i utgående vatten som högst 2,5 mg P/l medan den, dagen innan det andra tillfället, låg på 1,3 mg P/l. Detta betyder att fällningskemikalie doserats vid både dessa försökstillfällen och det kan därmed inte uteslutas att dess närvaro i provet kan ha påverkat försöken. Metallhydroxider härrörande från fällningskemikalien bör ha bundit upp en del av den släppta fosforn vilket kan ha lett till en underestimering av maximalt fosforsläpp samt fosforsläppshastigheten vid dessa försökstillfällen. PAO kan också ha varit fosfatbegränsade under perioden med kemfällning vilket kan ha lett till att fosforsläppet varit begränsat eftersom det inte kan släppas mer fosfor än vad som finns upplagrat som poly-p i cellen. Enligt Borglund (2004) kan alternativt halten av kalium- eller magnesiumjoner analyseras vilket hade varit bättre i detta fall eftersom dessa joner släpps simultant med fosforn av bakterien och därefter inte i samma utsträckning som fosfatfosforn reagerar med andra joner i lösningen. Vid de två sista försökstillfället i september och oktober var halten fosfor på utgående vatten låg dagen innan provtagningen, medel låg på omkring 0,19 mg P/l. Ingen fällningskemikalie hade heller doserats den närmaste tiden. Detta kan förklara varför fosforsläpphastigheten och speciellt det maximala fosforsläppet blev så pass mycket högre dessa dagar. Nyttjandet av fällningskemikalie leder till att fosforn blir otillgänglig för PAO i det aeroba steget. Fosforupptaget hämmas därmed, vilket resultaten från de två första försökstillfällena tyder på. PAO får inte samma chans att återställa sina förråd av poly-p vilket i längden kan leda till en hämmad tillväxt och en nackdel vid konkurrens med GAO. Andra studier, beskrivna av Tykesson (2002), bekräftar också att pilotreaktorer som utsatts för fällningskemikalier har en markant sämre fosforavskiljningskapacietet jämfört med reaktorer där bio-p-processen fått verka ostört. Processen på Duvbackens reningsverk är utformad så att hydroxid och fosfatkomplexen som bildas vid kemfällning följer med returslammet tillbaka till den anaeroba delen. Analyser av glödförlust på bioslam från verket har också visat att järnföreningar bibehålls i slammet i flera dagar efter det att kemisk fällning tillämpats och kan därför hämma fosforavskiljningen under en betydande tid efter det att järnklorid tillsatts. Detta kan i sin tur leda till att bio-p-processen fallerar och fällningskemikalie måste doseras på nytt. Resultaten kan slutligen tas som en indikation på att recirkulation av kemslam har en negativ inverkan på bio-p-processen på Duvbackens reningsverk. Vid det sista försökstillfället i oktober analyserades halten av VFA parallellt med fosfat. Resultatet redovisas i figur 30 och visar att all VFA inte hade förbrukats vid försökets slut. Totalt förbrukades 75,3 mg VFA/l, vilket motsvarar 35,9 mg VFA/g VSS, under hela den anaeroba perioden. PO4-P/VFA kvoten var i slutet av försöksperioden 0,29. Kvoten ligger under 0,5 vilket visar att en viss del av den förbrukade mängden VFA kan ha tagits upp av andra bakterier än PAO. Enligt Bernard & Scruggs (2003) bör kvoten överstiga 0,5 för en väl fungerande bio-p-process, i annat fall finns tecken på att GAO finns närvarande och tar upp VFA i bioslammet. Närvaron av VFA under fosforupptagsförsöket kan också ha hämmat fosforupptaget då PAO vid närvaro av VFA även kan ta upp detta under aeroba förhållanden 70

71 Resultat och diskussion och kan därmed släppa fosfor. Detta kan således ha lett till en underestimering av fosforavskiljningskapaciteten vid utvärdering av resultaten till full skala. Fosforsläpp mg PO4P/g VVS 25,00 20,00 15,00 10,00 5,00 0,00 Före start NaAc tillsatt Tid (min) VFA Figur 30. VFA-upptag i förhållande till fosforsläpp vid fosforsläppsförsök Löst fosfor mg VFA/l Vid det sista försökstillfället mättes även ph parallellt med fosfatanalyserna. ph var vid försökets början 7,7 och steg sedan under försökets gång till 8,6. Detta beror enligt Tykesson (2005) på satsreaktorns förhållandevis stora yta mot luften som leder till att koldioxid drivs av från provet och höjer ph. Detta gör att resultaten blir svårare att överföra till en process i full skala där den öppna ytan är mindre i förhållande till bioslammets volym vilket leder till att ph buffras och aldrig når så höga värden. Ett ph-värde omkring 8 kan ge upphov till att kalciumfosfater fälls ut i provet vilket kan leda till en underestimering av fosforsläppet. Ett högt ph gynnar också PAO i konkurrensen med GAO vilket kan ge upphov till mer gynnsamma förhållanden jämfört med i full skala vilket i sin tur kan leda till en överestimering av fosforavskiljningskapaciteten. Optimalt bör ph därför hållas konstant omkring 7 då risken för bildandet av kalciumfosfater finns MIKROSKOPERING Sudansvartinfärgningen av PHB visade generellt att PHA lagrades i cellerna i den anaeroba zonen varefter de förbrukades i den aeroba zonen. Preparat från början av sommaren då fosforsläppet var lägre jämfördes med preparat från slutet av sommaren då ett stort fosforsläpp hade påvisats. Resultatet visade dels att det fanns färre bakterier under början av sommaren samt att dessa var sämre på att ta upp och lagra VFA i den anaeroba zonen. Filamenthalten var också relativt hög under vissa av dessa dagar. Detta kan vara orsaken till det låga fosforsläppet maj och början av juni och kan eventuellt ha orsakats av förhöjda nitrathalter i försedimenterat vatten eller av låga halter VFA in i biosteget under denna period. De fosforackumulerande mikroorganismerna verkar därefter ha återhämtat sig och detta syns både genom ett ökat fosforsläpp och också en högre andel upplagrad PHA i cellmassan. 71

72 Resultat och diskussion a) b) Figur 30. Preparat infärgade med Neisserinfärgning där a) är prov taget i den anaeroba zonen b) är taget i den aeroba zonen. Provtagningen har ägt rum då bio-p-processen fungerade utan anmärkning. PHB-granuler syns som blåsvarta korn inuti bakteriecellerna och visar att VFA tagits upp och lagrats i den anaeroba zonen medan det har förbrukats i den aeroba zonen. De dagar då fosforupptaget var undermåligt i aerob luftningszon 1 visade också mikropreparaten på en relativt hög andel PHA i cellerna jämfört med de dagar då fosforupptaget var högre. Detta tyder på att mikroorganismerna inte nyttjade energin från upplagrad PHA och därmed inte heller fyllt på sina förråd av poly-p i samma utsträckning som de dagar då upptaget av fosfor i aerob luftningszon 1 var bättre. Orsaken till detta kan ha varit momentant låga syrehalter i de aeroba zonerna. Då både PAO och GAO kan lagra kol i form av PHB kan ingen skillnad mellan dessa bakterietyper göras och det kan därför inte uteslutas att PHB-innehållande bakterier kan tillhöra GAO. Preparaten infärgades därför också med neisserinfärgning där poly-p kan påvisas i cellen. Dessa preparat visade att andelen poly-p ökade i den aeroba zonen i slutet av sommaren vilket styrker teorin ovan om en bättre fungerande bio-p-process då jämfört med under de tidiga sommarmånaderna FOSFORHALT I BIOSLAMMET Teoretiska beräkningar samt uppmätta halter av fosforinnehållet i bioslammet redovisas i tabell 17 och figur 31 nedan. Tabell 17. Beräknat fosforinnehåll i bioslammet med avseende på aktuella COD/P-kvoter samt uppmätt halt fosfor i bioslammet för samma perioder Månad COD/P P-inehåll i överskottsslam (vikt-%) Teoretiskt vid 90 % biologisk Uppmätt fosforavskiljning Maj 45,9 4,3 3,2 Juni 32,4 6,4 2,9 Juli 49,2 4,0 4,0 Augusti 36,0 5,8 5,7 72