Ozonering av aktivt slam

Transkript

1 Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Ozonering av aktivt slam - effekter på sedimenteringsegenskaper och processhastigheter Examensarbete av Mattias Paulsson Februari 2010

2 ii

3 Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Water and Environmental Engineering Institutionen för Kemiteknik Department of Chemical Engineering Lunds Universitet Lund University, Sweden Ozonering av aktivt slam - effekter på sedimenteringsegenskaper och processhastigheter Ozonation of activated sludge - effect on sedimentation properties and process rates Examensarbete nummer: av Mattias Paulsson Vattenförsörjnings och Avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Lunds Universitet Februari 2010 Handledare: Universitetslektor Karin Jönsson Examinator: Professor Jes la Cour Jansen Bilder på försättsblad: Obehandlat Graminfärgat aktivt slam från Källby ARV. Ozonerat Graminfärgat aktivt slam från Källby ARV. Postadress: Besöksadress: Telefon: P.O. Box 124 Getingevägen SE Lund (vx) Sweden Telefax: Webbadress: iii

4 iv

5 SUMMARY A common trend in several Swedish municipalities is that smaller wastewater treatment plants (WWTP) are rebuilt or wind up leading the wastewater to a larger treatment plant in the municipality or in a municipality nearby. Some of the possible advantages can be a cheaper operation and better possibilities for control which also can lead to better chances to improved cleaning results. A disadvantage can be increased costs for pumping the water. A close down of a WWTP gives a higher load on the other plants, regarding to pollutants and water flow. One of the most common methods to clean wastewater is activated sludge. The sludge is composed of high concentrations of bacteria which are breaking down or accumulation pollutants and in the same time reproduces themselves under favorable conditions. The bacteria are mostly living in flocks which are keeping together inter alia with filamentous bacteria which gives the flock a more dense structure. In a reasonable amount the filamentous bacteria are good for the sludge structure but if there are surpluses of them, bulking sludge, the filamentous will become a problem which does the sludge harder to separate from the water. A common method to separate the sludge from the water is by sedimentation basins which need large volumes to be effective. If the water load in to a treatment plant increase, the time for the sludge to settle will decrease. The consequences are that the sludge that needs the longest time to settle risks to follow with the outgoing water and the treatment results will deteriorate. A solution is to increase the retention time in the sedimentation basins by increasing the volumes. An alternative solution is to increase the sedimentation qualities by breaking down the filamentous bacteria by expose them for ozone gas which has been shown effective. The filamentous are then shortened and the sludge settle in an easier way. The aim of this master thesis was to design and build an ozonation equipment in laboratory scale to ozonate activated sludge in batch experiments. Another aim of this study was to investigate eventually effects on the sedimentation qualities and process rates of the sludge. Parameters that have been investigated are sludge volume, SVI (sludge volume index), sludge reduction, nitrification rate, oxygen uptake rate and the phosphorus release rate. A microscope was used to see if the filamentous bacteria broke down according to the ozone treatment. All equipment was placed in a fume hood. The gas inflow to the ozone generator was measured and lead to an ozone analyzer. To avoid too large bubbles in the reactor a part of the gas stream was by passed directly to a destructor. Only a minor stream was measured with a second gas flow meter and lead to the reactor. The off-gas from the reactor, containing a minor amount of ozone according to the high amount of organic material in the reactor, was lead to the destructor. An ozone detector was installed to cut the power to the generator if the ozone concentration in the ambient air was higher than a specific limit. The experiments have been performed as batch experiments which mean that a fixed amount of sludge was treated and then investigated. The results from the experiments showed that the ozonation treatment had a strong reducing effect on the sludge volume (SV and DSV) together with SVI and DSVI. The largest reduction of the sludge volume and the diluted sludge volume (percentage) was shown between the ozone dose and g O 3 /g SS. Even the amount of SS and VSS was reduced during the treatment. A larger dose gave generally a larger reduction with a span between 6 and 72 % for v

6 the SS and between 6 and 69 % for the VSS. The quote between these parameters continued as good as unchanged during the ozonation. The nitrification rate and the phosphorus release rate were investigated during two experiments and the second was chosen according to good improvements of the sludge settling properties. The nitrification rate increased after the ozone treatment and with an ozone dose of g O 3 /g SS was the difference 1.8 mg NH 4 -N/(g VSS h) between the ozonated sludge and the reference sludge. The same treatment had the same effect on the phosphorus release rate and the difference of the two sludges was 3.3 mg PO 4 -P/(g VSS h). A reason to the difference was the reduced amount of VSS in the ozonated sludge which had a large effect on the calculations. When the phosphorus release rate was investigated after the first dose was the result the opposite with a higher rate for the reference sludge. The difference was 2.3 mg PO 4 -P/(g VSS h). How high the ozone dose was during this experiment is uncertain according to incorrect adjustments of the ozone analyzer. The nitrification rate and in the second investigation even the phosphorus release rate, don t seem to be affected in a negative way of the ozone treatment. The reference sludge had a higher OUR max after a treatment with g O 3 /g SS. The difference between the sludges was 2.4 mg O 2 /(g VSS h). The conclusions of this work are that an ozonation treatment reduces both diluted and not diluted sludge volume as well as SVI and DSVI. Even the amount of SS and VSS was reduced and also the expansion of the filamentous bacteria in the sludge flock was reduced in extent. The conclusions about the process rates are more uncertain. The nitrification rate was in two experiments higher in the ozonated sludge compared to the reference sludge. The results from the test of the phosphorus release rates were diverge. The OUR max was declining a little compared to the reference sludge. Keywords: activated sludge; filamentous; laboratory experiments; nitrification rate; oxygen uptake rate; ozone; phosphorus release rate; sedimentation; sludge reduction; wastewater treatment plant vi

7 SAMMANFATTNING En trend i ett flertal av Sveriges kommuner är att mindre avloppsreningsverk byggs om eller avvecklas för att istället leda vattnet till kommunens (eller närliggande kommuns) större reningsverk. Några av fördelarna är i regel billigare drift, bättre möjligheter för kontroll av driften och därmed möjlighet till bättre reningsresultat. En nackdel kan vara ökade kostnader för pumpningen av vattnet. En nedläggning av reningsverk och överföring av avloppsvattnet till det mer centrala reningsverket medför en ökad belastning på de större verken både med avseende på mängden föroreningar men också med tanke på vattenflödet. En av dagens vanligast förekommande metoder för att rena avloppsvatten kallas för aktivt slam. Detta slam utgörs till största del av höga koncentrationer av bakterier som bryter ned eller ackumulerar föroreningar och samtidigt förökar sig under gynnsamma förhållanden. Bakterierna lever mestadels i flockar som hålls ihop bland annat av trådbildande bakterier (filament) som ger slamflocken en mer sammanhållen struktur. I lagom mängd är filament positiv för slamstrukturen. Om filament däremot förekommer i överskott, så kallad slamsvällning, blir filamenten ett problem som gör att slammet blir svårare att avskilja från vattnet. För att avskilja slammet från vattnet tillämpas vanligtvis (volymkrävande) sedimenteringsbassänger. Ökar flödesbelastningen till ett reningsverk får slammet mindre tid på sig att sedimentera och det mest svårsedimenterade slammet riskerar att följa med det utgående vattnet och reningsresultatet försämras därmed. En lösning på detta bekymmer är att öka uppehållstiden i sedimenteringsbassängerna genom att öka volymerna. En alternativ lösning är att förbättra slammets sedimenteringsegenskaper vilket kan göras genom att bryta ned de filamentbildande bakterierna. Att utsätta slammet för ozongas har visat sig korta av filamenten och underlätta för slammet att sedimentera. Ett delmål med detta examensarbete har varit att designa och bygga en ozoneringsutrustning i laboratorieskala för att i batchförsök kunna ozonera aktivt slam. Nästa delmål var att undersöka eventuella effekter av ozonering på slammets sedimenteringsegenskaper och processhastigheter. Parametrar såsom slamvolym, SVI (slamvolymindex), slamreduktion, nitrifikationshastighet, syrerespiration (OUR) och fosforsläppshastighet har undersökts. Även mikroskopering har utförts på slammet för att undersöka huruvida filamenten påverkats av ozoneringen. Samtlig ozoneringsutrustning monterades i en draghuv. Gasflödet in till en ozongenerator mättes för att efter generatorn ledas till en ozonanalysator. För att undvika alltför stora bubblor i reaktorn avleds gas till en destruktor och endast en mindre gasström mäts upp och leds till reaktorn. Off-gasen från reaktorn, som innehåller en kraftigt reducerad mängd ozon på grund av den stora mängden organiskt material i reaktorn, går vidare till destruktorn. En ozondetektor som bryter strömmen till generatorn om ozonhalten i den omgivande luften stiger över ett gränsvärde finns monterad vid draghuvens öppning. Försöken har genomförts som batchförsök, det vill säga att en bestämd mängd slam har behandlats och sedan undersökts. Resultaten från utförda Försök visar att ozonering hade en kraftigt reducerande effekt på slamvolym (både ospädd och spädd) samt SVI och DSVI. Den kraftigaste minskningen av slamvolymen och den spädda slamvolymen visade sig mellan ozondoserna 0,005 och 0,010 g O 3 /g SS. Ozondoseringen hade även en reducerande effekt på SS och VSS. En större vii

8 ozondos gav generellt en högre reduktion med en minskning av SS mellan 6 och 72 % och mellan 6 och 69 % för VSS. Kvoten mellan VSS och SS förblev så gott som oförändrad. Nitrifikations- och fosforsläppshastigheten undersöktes vid ett par ozondoser varav den ena valts utifrån väsentligt förbättrade sedimenteringsegenskaper. Vid de två tillfällena då nitrifikationshastigheten undersöktes efter en ozondosering ökade hastigheten efter behandlingen. Då dosen uppgick till 0,010 g O 3 /g SS var skillnaden 1,8 mg NH 4 -N/(g VSS h). Samma effekt hade ozonbehandlingen då fosforsläppshastigheten undersöktes efter samma ozondos. Skillnaden mellan de båda slammen uppgick då till 3,3 mg PO 4 -P/(g VSS h). En orsak till detta var att slammets VSS-halt reducerades kraftigt efter ozonering vilket hade en mycket stor inverkan på hastighetsberäkningarna. Då fosforsläppshastigheten undersöktes efter den första ozondosen blev resultatet det motsatta och referensslammet visade den högsta hastigheten med en skillnad på 2,3 mg PO 4 -P/(g VSS h). Hur hög ozondosen var under detta försök är osäker på grund av felaktiga inställningar på ozonanalysatorn. Nitrifikationshastigheten och i ena försöket även fosforsläppshastigheten, verkar därmed inte påverkas negativt av ozonbehandlingen. När slammens OUR max undersöktes efter ozondosen 0,010 g O 3 /g SS hade referensslammet den största hastigheten med en skillnad på 2,4 mg O 2 /(g VSS h). En ozonbehandling av aktivt slam reducerar både ospädd och spädd slamvolym samt SVI och DSVI. Även slammets SS- och VSS-halt minskar med hjälp av ozonbehandlingen samtidigt som filamentbakteriernas omfattning i slamflockarna minskar i omfattning. Slutsatserna angående slammets processhastigheter är mer osäkra. Nitrifikationshastigheten visade sig vid två tillfällen vara högre för det ozonerade slammet medan resultaten från fosforsläppshastigheten divergerade. Det ozonerade slammets OUR max var lägre jämfört med referensslammet. Nyckelord: aktivt slam; avloppsreningsverk; filament; fosforsläppshastighet; laboratorieförsök; nitrifikationshastighet; ozon; sedimentering; slamreduktion; syrerespiration viii

9 FÖRORD Denna rapport sammanställer mitt examensarbete som genomförts under 6 månader med start den 1 september Arbetet, som utfördes vid Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik vid institutionen för Kemiteknik på Lunds Tekniska Högskola (LTH), avslutar mina studier på civilingenjörsprogrammet Ekosystemteknik (Environmental Engineering) vid LTH. Till att börja med vill jag tacka min handledare universitetslektor Karin Jönsson som först väckte mitt intresse för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik. Hennes positiva inställning genom examensarbetet tillsammans med hennes stora kunnande har varit en rik tillgång för att forma arbetet till vad det har blivit. Jag vill också tacka min examinator professor Jes la Cour Jansen för att han villigt ställt upp, särskilt i arbetets inledande faser, med kontakter och idéer om ozoneringsutrustningens konstruktion. Ett särskilt tack vill jag ge laboratorieassistenterna Gertrud Persson och Ylva Persson. Oavsett mina med- eller motgång har ni alltid varit engagerade av mitt arbete och hjärtligt erbjudit en hjälpande hand och trott på ett lyckligt slut. I also would like to thank PhD-student Gerly Moradas for the successful cooperation with the construction of the ozonation equipment. Many happy moments and great ideas have been shared together. Tack till doktorand Per Falås för intressanta diskussioner och för assistans med OUR-försöken. Tack även till forskningsingenjör Hans-Olof Jedlid och tekniker Leif Stanley som på ett mycket påhittigt och tålmodigt sätt hjälpt till att finna tekniska konstruktionslösningar till ozoneringsutrustningen. Jag vill också tacka Jan Arlemark (O 3 -Technology AB) och Jan Borgström (Primozone Production AB) för att ha delat med er av både er tid och ert kunnande om ozon och ozoneringsutrustning. Ett stort tack till berörd personal på Avloppsvattenavdelningen på VA SYD för er positiva inställning till mitt arbete. Tack Marika Wennberg och Linda Svensson för er mycket givande introduktion i mikroskopering. Mest av allt vill jag tacka mina nära och kära som undantagslöst och alltid villkorslöst har gett mig det stöd och den uppmuntran som jag behövt. Utan er hade jag varken påbörjat Ekosystemteknikprogrammet eller klarat av att slutföra det. Mattias Paulsson Lund, februari 2010 ix

10 x

11 INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1. INLEDNING Bakgrund Syfte Metod AVLOPPSRENINGSVERK Reningskrav Generell uppbyggnad av avloppsreningsverk AKTIVT SLAM Princip Styrparametrar Organismer Utmaningar för aktivt slam OZON Allmänt Verksamma mekanismer (teori) Praktisk tillämpning FÖRSÖKSUTFÖRANDE Laboratorieuppställning Analysredovisning RESULTAT OCH DISKUSSION Filament Slamvolym och slamvolymindex Slamreduktion Nitrifikationshastighet Fosforsläppshastighet Syrerespiration (OUR) SLUTSATSER FÖRSLAG PÅ VIDARE STUDIER REFERENSER BILAGA 1 - FÖRKORTNINGSLISTA / FÖRKLARINGAR BILAGA 2 - GASFLÖDESMÄTARE BILAGA 3 - INFÄRGNINGAR Gramfärgning Neisserfärgning BILAGA 4 - RISKANALYS Metodbeskrivning för ozoneringsutrustning i laboratorieskala Riskbedömning vid Laboratoriearbete med kemikalier (AFS 1997:10) Säkerhetsdatablad för ozon BILAGA 5 - METODBESKRIVNING NITRIFIKATIONSHASTIGHET Bakgrund Syfte Mätprincip Faktorer som påverkar försöket Utrustning xi

12 14.6. Reagens Utförande Resultat BILAGA 6 - METODBESKRIVNING SYRERESPIRATION Bakgrund och syfte Mätprincip Faktorer som påverkar försöket Utrustning Reagens Provförberedelse Utförande Resultat BILAGA 7 - METODBESKRIVNING FOSFORSLÄPPSHASTIGHET Bakgrund Syfte Mätprincip Faktorer som påverkar försöket Utrustning Reagens Utförande Resultat BILAGA 8 - ANALYSRESULTAT Försök Försök Försök Försök Försök BILAGA 9 - VETENSKAPLIG ARTIKEL xii

13 1. INLEDNING 1.1. Bakgrund I dagens moderna avloppsreningsverk (ARV) utnyttjas föroreningarna i avloppsvattnet som föda åt bakterier. Höga koncentrationer av bakterier bryter under gynnsamma förhållanden ned eller ackumulerar föroreningarna, förökar sig och bygger upp ny biomassa. Den vanligast förekommande reningsmetoden baserad på bakterier kallas för aktivt slam. En av de största utmaningarna på avloppsreningsverken idag är att avskilja det bildade aktiva slammet, inklusive föroreningarna, från vattenfasen. Den vanligaste förekommande avskiljningsmetoden är sedimentering där slammet tillåts sjunka till botten i sedimenteringsbassänger och vattnet fortsätter vidare i reningsverket. Dessa sedimenteringsbassänger är ofta volymkrävande och på grund av sin storlek även kostsamma att bygga. Många avloppsreningsverk har tyvärr de förutsättningar i det inkommande vattnet som krävs för att få ett överskott av trådformiga bakterier, så kallade filament. Filamenten i överskott ger slammet en voluminös struktur vilket gör slammet mer svårsedimenterat. Är mängden filamentbakterier alltför stor kan verket tvingas begränsa flödet in till det biologiska reningssteget, särskilt under perioder med kraftiga regn eller snösmältning, för att förhindra en ursköljning av slammet, vilket kraftigt kan försämra verkets reningsresultat. Belastningen på många av Sveriges avloppsreningsverk förväntas öka inom den närmaste framtiden. Orsaken till detta är dels den ökande befolkningen i våra tätorter och dels att många kommuner lägger ned sina mindre verk och istället leder vattnet till de större avloppsreningsverken för att därmed få en effektivare rening och drift. Ett gott exempel på denna utveckling är i Lunds kommun som inom en snar framtid planerar att minska antalet avloppsreningsverk i kommunen och istället leda avloppsvattnet delvis renat eller helt orenat vidare till kommunens större reningsverk, till exempel Källby ARV. En annan orsak till att flödet in till reningsverken i framtiden kan komma att öka är på grund av det framtida klimatet som många gånger förutspås ge oftare förekommande regn och dessutom fler extrema regn. Då regnvatten- och avloppsvattensystemen i Sverige många gånger är sammankopplade ökar flödet in till reningsverken i samband med regn. Ökar flödet in till ett reningsverk som idag, på grund av slammets dåliga sedimenteringsförmåga, ligger strax under kapacitetsgränsen kan anläggningen tvingas öka sin kapacitet antingen genom att skapa nya volymer eller genom att förbättra slammets sedimenteringsegenskaper. Ett effektivt verktyg för att bekämpa filamentbakterier och därmed öka reningsverkets kapacitet är genom att ozonera slammet och metoden används i driften av till exempel Himmerfjärdsverket i Stockholm. VA SYD (kommunalförbund för VA-samverkan Lund Malmö) har i samarbete med VA-teknik (LTH) genomfört försök med att i fullskala dosera ozon kontinuerligt under en begränsad tid på Klagshamns ARV söder om Malmö (Wennberg et al., 2009a resp. 2009b). Under pågående försök förbättrades slammets sedimenteringsegenskaper kraftigt. Dock avtog nitrifikationshastigheten i försökslinjen med ungefär 10 % jämfört med referenslinjen. 1

14 En ökad föroreningsbelastning till ett avloppsreningsverk innebär också att bakterierna i aktivtslamprocessen i större utsträckning förökas och på så sätt genereras mer slam. Överskottet av slammet måste på något sätt omhändertas och denna behandling är en stor och ökande kostnad för dagens reningsverk. Därför är metoder som minskar slamproduktionen men ändå bibehåller slammets förmåga att bryta ned föroreningar attraktiva. Studier utförda i laboratorieskala visar på en minskning av överskottsslamproduktionen i ozonerat slam med upp till 30 % (Dytczak et al., 2007; Boehler och Siegrist, 2004). Innan denna behandlingsmetod implementeras på ett reningsverk med syftet att signifikant minska produktionen av överskottsslam eller för en ökad filamentkontroll, måste studier genomföras i fullskala för att klarlägga eventuella negativa bieffekter, till exempel på nitrifikationsprocessen. Därför är ett av målen med detta examensarbete att även studera det ozonerade slammets tillstånd genom att följa parametrar såsom slammets nitrifikationshastighet, fosforsläppshastighet och respirationsförmåga (oxygen uptake rate, OUR). Utöver de användningsområden som nyss nämnts kan ozon även användas till bland annat ökad gasproduktion i rötningsprocessen, för desinfektion och för nedbrytning av läkemedelsrester i det renade avloppsvattnet. Samtliga av dessa är intressanta med tanke på dagens miljö- och energidebatt (Naturvårdsverket 2009a). En av fördelarna med ozonering jämfört med alternativa behandlingsmetoder är att restprodukten från det tillsatta ozonet är rent syre, en restprodukt som inte bara är ofarlig utan dessutom kan komma till nytta i de biologiska processerna Syfte Syftet med detta examensarbete är att undersöka om ozonering av aktivt slam har en effekt på slammets sedimenteringsegenskaper och/eller processhastigheter. Vidare är syftet att för ozondoser som ger märkbart förändrade sedimenteringsegenskaper kontrollera eventuella förändringar av processhastigheter såsom nitrifikationshastighet, fosforsläppshastighet och respirationshastighet (OUR). Dessutom ska påverkan på slammets flockstruktur av en ökande ozondos undersökas med hjälp av mikroskopering. För att genomföra ovanstående undersökningar ska en fullgod ozoneringsutrustning för laboratoriebruk konstrueras för att producera och dosera ozongas till aktivt slam i en på förhand bestämd dos relaterad till slammets SS-koncentration. Avsikten i detta arbete är att genomföra batchförsök under relativt kort tid. Då utrustningen ska kunna användas även i framtiden i forskningssyfte ställs kravet på utrustningen att den ska vara flexibel och enkel att omkonstruera Metod Detta examensarbete är huvudsakligen uppdelat i tre delar med teoretiskt, praktiskt och analyserande arbete. Det mer teoretiska arbetet består i att ge en generell beskrivning av ett typiskt svenskt avloppsreningsverk och att förklara aktivslamprocessen med avseende på bland annat princip, funktion och potential tillsammans med processens begränsningar. Vidare ges allmän information om ozon och en mer detaljerad beskrivning av teori kring ozonets verksamma mekanismer och exempel på praktiska försök med ozonering av aktivt slam. 2

15 Den praktiska delen innefattar att konstruera en fullt fungerande ozonreaktor i laboratorieskala som uppfyller samtliga säkerhetsföreskrifter ställda dels av Arbetarskyddsstyrelsen (AFS 1996:2, Hygieniska gränsvärden) men även de av Kemicentrum och Institutionen för Kemiteknik framarbetade säkerhets- och ordningsföreskrifterna för laboratorier (Generella säkerhetsföreskrifter, 2009 och VA-labbets säkerhets- och ordningsföreskrifter, 2005). Dessa kräver till exempel en godkänd riskanalys innan försök kan påbörjas. Reaktorn ska vara en väl omblandad kolonn med möjlighet att med finfördelade bubblor och med fullständig omblandning ozonera i så kallade batchförsök men även alternativt ozonera genomströmmande vätska. Ozonhalten i den gas som tillsätts till reaktorn, liksom mängden gas, ska vara möjlig att mäta. Aktivt slam från Källby avloppsreningsverk i Lund kommer sedan att ozoneras. I analysdelen kommer både referensslam och ozonerat slam granskas med mikroskop (Carl Zeiss, 100x förstoring) och resultaten från de utförda experimenten att undersökas för att utreda ozonets eventuella effekter på slammets sedimenteringsegenskaper, potentiell slamreduktion och möjlig påverkan på funktioner hos det aktiva slammet såsom nitrifikationskapacitet, syrerespiration och fosforsläppshastighet. För en utförligare beskrivning av laboratorieuppställningen, genomförda försök och använd analysmetodik hänvisas till kapitel 5; Försöksutförande. 3

16 4

17 2. AVLOPPSRENINGSVERK 2.1. Reningskrav Den 1 april 1999 antog Sveriges riksdag 15 nationella miljökvalitetsmål (numera 16 st). (Naturvårdsverket 2009b). Ett av målen proklamerar att: 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 Samma källa anger att fosforutsläpp från avloppsreningsverk bidrar till övergödning i haven vilket visar sig i form av algblomningar och syrefria bottnar. En mängd lagar och paragrafer avgör hur avloppsvatten ska hanteras. Till exempel är enligt Miljöbalken (SFS 1998:808) kapitel 9 paragraf 1 utsläpp av avloppsvatten och spridning av avloppsslam på åkermark exempel på miljöfarliga verksamheter. I paragraf 7 sägs det också att avloppsvatten skall avledas och renas eller tas om hand på något annat sätt så att olägenhet för människors hälsa eller miljön inte uppkommer. För detta ändamål skall lämpliga avloppsanordningar eller andra inrättningar utföras. Ett annat exempel är Naturvårdsverkets föreskrift SNFS 1994:7 (med ändring 1998:7) som bland annat anger minimikraven (gränsrespektive riktvärden) för reningsresultaten på det avloppsvatten som från tätbebyggt område släpps ut i en recipient. Vilka reningskrav som gäller för en specifik anläggning beror på vilken recipient som är aktuell och på hur stor reningsanläggningen är. Exempelvis har Sjölunda avloppsreningsverk i Malmö (> p.e.) vars recipient är Öresund som riktvärde 12 mg BOD 7 /L och 0,3 mg P/L som månadsmedelvärde och 10 mg N/L som årsmedelvärde. Varje avloppsreningsverk har dock individuella krav relaterade till SNFS 1994: Generell uppbyggnad av avloppsreningsverk Reningsprocesserna i ett avloppsreningsverk kan idag ofta delas upp i mekanisk (primär), biologisk (sekundär) och kemisk rening (tertiär). Ordningen på (och förekomsten av) reningsstegen är dock inte starkt bundna till den uppräknade utan kan variera från reningsverk till reningsverk och ibland förekomma i samma volymer som fallet är med till exempel simultanfällning. Avgörande faktorer kan vara till exempel det inkommande vattnets egenskaper, utsläppskrav och den valda reningsstrategin. Som exempel på hur ett reningsverk kan vara uppbyggt visas i Figur 1 ett förenklat processchema över Källby ARV. 5

18 Figur 1. Ett förenklat processchema över Källby ARV i Lund. Schemat består av (1) fingaller, (2) sandfång, (3) försedimentering, (4) biosteg i form av aktivt slam, (5) biosedimentering, (6) efterfällning, (7) kemsedimentering, (8) sedimenteringsdammar följt av recipient, (9) regnvädersbassäng, (10) gravitationsförtjockare följt av trumsil, (11) rötkammare med efterföljande gravitationsförtjockare, (12) mekanisk avvattning med centrifug och (13) biogasklocka. Processchemat används med tillstånd av VA SYD. Mekanisk rening Det inledande reningssteget är vanligtvis en del av den mekaniska reningen som då består av ett grov- och/eller fingaller (se Figur 1 (1)) vars uppgift är att skydda nästkommande reningssteg genom att fånga upp de större partiklarna. Mellanrummet mellan spalterna i gallren varierar mellan 3 20 mm men vanligast är 3 mm (Gillberg et al., 2003). Exempel på föremål som fastnar i dessa galler är småsten, kvistar, tops, trasor och bindor. Detta rens tvättas och forslas sedan bort. Direkt efter gallerna kommer vanligtvis ett sandfång (Figur 1 (2)) som ofta är luftat i botten för att effektivt avskilja de större partiklarna som passerar igenom gallerna. De tyngre partiklarna sjunker till botten och avskiljs därmed från det passerande vattnet. Luftning av sandfånget underlättar även borttagandet av fett då luftbubblorna lyfter fettet till ytan. Sanden transporteras bort från bassängen med hjälp av till exempel en bottengående skrapa eller skruv för att sedan tvättas och om möjligt återanvändas som exempelvis vägsand eller utfyllnadsmaterial. Fettet kan tas bort med hjälp av ytgående skrapor och därefter exempelvis rötas för att utvinna biogas. Till den mekaniska reningen kan även försedimenteringsbassänger (Figur 1 (3)) räknas. Dessa bassänger är placerade efter sandfånget och avskiljer en del av de suspenderade föroreningarna genom att de sjunker till botten, skrapas till en slamficka och pumpas till slambehandlingssteget. Detta slam kallas för primärslam. Biologisk rening Biologisk rening är ofta det andra reningssteget i ett avloppsreningsverk (Gillberg et al., 2003). I den biologiska reningen används höga koncentrationer av mikroorganismer där enligt Henze et al. (2002) en stor andel utgörs av bakterier. Alla organismer i det biologiska reningssteget har på ett eller annat sätt ympats in till reningsverket. De kan föras in via det inkommande vattnet, från luft och mark eller med de djur som lever nära inpå reningsverket som till exempel fåglar, gnagare eller insekter (Henze et al., 2002). 6

19 Under gynnsamma förhållanden bryter mikroorganismerna ned större delen av till exempel organiska/kemiska syreförbrukande ämnen, assimilerar fosfor och/eller avskiljer kväve till atmosfären. Detta arbete görs för att bakterierna ska utvinna energi och få de byggstenar som behövs för överlevnad, tillväxt och förökning. Hur de gynnsamma förhållandena ser ut varierar för olika sorters mikroorganismer. Temperaturen är generellt en viktig faktor för biologisk aktivitet men även parametrar såsom ph och tillgången till syre är av avgörande betydelse. Vanligtvis delas den biologiska reningen in i tre grupper baserat på vilket ämne som agerar elektronacceptor vid nedbrytning av organiskt material. Är processen anaerob finns ingen tillgång till fritt molekylärt syre, nitrat eller nitrit och nedbrytningen av organiskt material sker förhållandevis långsamt genom fermentation (Tchobanoglous et al., 2004) där restprodukterna är metan, koldioxid, vatten samt en mindre del ny biomassa (enligt Gillberg et al. (2003) ger 1 kg COD 0,1 kg biomassa vid anaerob nedbrytning). Här är de strikt anaeroba och/eller de fakultativt anaeroba organismerna verksamma (Tchobanoglous et al., 2004). Är processen istället aerob används syre som elektronacceptor och nedbrytningen av organiskt material genererar såväl koldioxid och vatten som ny biomassa. Denna process är jämförelsevis snabb och genererar omkring 0,5 kg biomassa av 1 kg COD (Gillberg et al., 2003). Mikroorganismer som kan arbeta under dessa omständigheter är till exempel de strikt aeroba eller de fakultativt aeroba (Tchobanoglous et al., 2004). Då miljön är fri från molekylärt syre och nitrat och/eller nitrit finns närvarande och används som elektronacceptor, definieras processen som anoxisk. Denna process genererar liksom den aeroba koldioxid, vatten och ny biomassa men även kvävgas genom denitrifikation (läs mer om denitrifikation i kapitel 3; Aktivt slam). Enligt Gillberg et al. (2003) genererar denna process lika mycket ny biomassa som den aeroba men är inte lika snabb. Här är enligt Tchobanoglous et al. (2004) fakultativt aeroba organismer verksamma. Samtliga tre nedbrytningsprocesser är temperaturkänsliga och en (inte alltför) hög temperatur gynnar reaktionshastigheterna. Det finns ett flertal praktiska utformningar för biologisk rening och en av de vanligare förekommande är den som kallas aktivt slam (Figur 1 (4)). Just denna utformning behandlas mer utförligt i kapitel 3; Aktivt slam, nedan. Ett annat exempel är biobäddar där vattnet sprids över ett material av till exempel plast eller sten med en stor yta. Vattnet syresätts då det sprids över det veckade materialet och på denna yta lever ett stort antal olika organismer som antingen hittar sin föda i vattnet eller äter av de mikroorganismer som växer på det veckade materialet i biobädden. Aktivt slam, tillsammans med biobäddar räknas av Henze et al. (2002) som de två vanligaste utformningarna av biologisk rening. Ett annat utformningsalternativ är den så kallade MBBR-processen (Moving Bed Biofilm Reactor) där mikroorganismerna växer på ett suspenderat bärarmaterial med stor yta. Bärarna hålls i rörelse i bassänger antingen med hjälp av luftning eller med omrörare. Genom den stora yta per volymenhet som bakterierna kan växa på kräver processen mindre volymer jämfört med aktivt slam. Därmed kan byggkostnader sparas med avseende på mängden betong samtidigt som processens arealbehov inte är lika stort som till exempel en aktivslamanläggning. Efter ett biosteg förekommer vanligtvis en sedimenteringsbassäng (Figur 1 (5)). 7

20 Kemisk rening Det kemiska reningssteget kan beroende på reningsverkets förutsättningar utformas på olika sätt och förekomma på olika platser i reningsverket. Alla avloppsreningsverk är dock inte i behov av kemisk fällning. Där har istället processen utformats för att tillämpa enbart mekanisk och/eller biologisk rening. Kemisk fällning kan tillämpas med syftet att reducera till exempel fosfor- eller partikelhalten i vattnet. Generellt sett, oavsett var i reningsprocessen kemsteget används, består det av tre processer; inblandningssteg där kemikalierna tillsätts och blandas väl med vattnet, ett koagulationssteg där kemikalierna binder till det suspenderade materialet som tillsammans bildar kemflockar och till sist ett avskiljningssteg där kemflockarna avskiljs från vattnet (Gillberg et al., 2003). Det finns i huvudsak fyra olika fällningsstrategier vilka i sig vid behov kan kombineras med varandra. Direktfällning tillämpas direkt efter sandfånget och är det enda behandlingssteget utöver galler och sandfång. Förfällning fungerar på samma sätt som direktfällningen men med ett efterföljande biologiskt reningssteg. Simultanfällning äger rum i det biologiska reningssteget där aktivslambassängerna används för inblandning och koagulering och där slammet avskiljs tillsammans med det biologiska överskottsslammet. Efterfällning (Figur 1 (6)) reducerar i huvudsak fosforhalten och appliceras efter den biologiska reningen (Gillberg et al., 2003). Slamhantering Primärslam, slamöverskottet från verkets biologiska reningssteg och verkets eventuella kemslam avskiljs antingen var för sig eller tillsammans från reningsstegen. För att slamhanteringen ska bli mindre kostsam och mer effektiv förtjockas slammet genom att vatten avskiljs och därmed höjs slamkoncentrationen. Vattnet (rejektvatten) återförs till början av vattenreningsprocessen. Ett exempel på en förtjockningsprocess är så kallade gravitationsförtjockare (Figur 1 (10)) där slammet tillåts sedimentera ännu en gång. Silbandsförtjockare är en annan metod som vanligen ger ett bättre resultat jämfört med gravitationsförtjockaren i form av en högre TS-halt (torrsubstanshalt). Önskar man få en högre TS kan en polymer tillsättas till slammet som får slamflockarna att bindas ihop och släppa ifrån sig vattnet. Vattnet avskiljs sedan genom att slam och vatten fördelas över en permeabel duk där vattnet rinner igenom duken. Slammet kan även förtjockas med hjälp av en roterande trumsil (Figur 1 (10)). Även här kan en polymer blandas in om en högre TS-halt önskas. Polymeren skapar större flockar och vatten rinner sedan igenom den roterande permeabla trumman och slammet fortsätter mot nästa behandlingssteg. En relativt vanlig bearbetning/stabilisering av slam är så kallad anaerob rötning. I en rötkammare (Figur 1 (11)) värms slammet för mesofil eller termofil behandling. Tchobanoglous et al. (2004) förklarar att de mesofila bakterierna fungerar optimalt i temperaturspannet 25 till 40 C och de termofila bakterierna i spannet 55 till 65 C. Genom att låta mikroorganismer bearbeta slammet under anaeroba förhållanden kan energirik metangas utvinnas samtidigt som volymen slam minskas vilket minskar kostnaden för den vidare slambehandlingen. Genom att stabilisera slammet reduceras förekomsten av patogener, eventuell odör minskas och förruttnelse förhindras. Flera olika metoder förekommer för att stabilisera slammet och enligt Tchobanoglous et al. (2004) är det vanligaste sättet genom rötning. Andra metoder är till 8

21 exempel genom kalkning eller kompostering. Det stabiliserade slammet ska sedan avvattnas vilket kan göras genom att till exempel centrifugera (Figur 1 (12)) ut vattnet från slammet eller genom pressning. Torrsubstanshalter mellan % är vanligt förekommande i det färdigbehandlade slammet. Detta slam kan användas som anläggningsmaterial för till exempel bullervallar eller för att täcka över deponier. I Källbys fall sprids slammet på åkermark. 9

22 10

23 3. AKTIVT SLAM 3.1. Princip Aktivslamprocessen används idag världen över på moderna avloppsreningsverk. Ett flertal utformningar av process och drift har utvecklats under åren för att tillgodose särskilda reningskrav men den mest grundläggande aktivslamprocessen består enligt Tchobanoglous et al. (2004) av tre komponenter: reaktor, separering av vatten från fasta ämnen samt recirkulation av de fasta ämnena vilket illustreras i Figur 2. Figur 2. Aktivslamprocess där genomströmmande vatten visas med de blå översta pilarna och retur- och överskottslamflödet visas med bruna pilar nederst i figuren. Reaktorn är placerad till vänster och separering av vatten från fasta ämnen till höger. Bilden är en del av Källby ARVs processchema och används med tillstånd av VA SYD. Ett annat alternativ är att driva aktivslamprocessen som en Sequencing Batch Reactor (SBR). Strategin är då att rena vattnet satsvis i en reaktor, till viss del innehållande slam, som fylls upp med inkommande vatten, luftas för nedbrytning av organiskt material och/eller nitrifikation samt hålls omblandad med hjälp av omrörare under tiden denitrifikation ska pågå. Slutligen sedimenteras slammet och vattenfasen dekanteras. Detta sker i cykler med bestämda tidsspann, alternativt kan processen styras med en eller flera onlinemätare för olika parametrar. Enligt Gillberg et al. (2003) används ofta två reaktorer vilket är fallet på till exempel Kalmar ARV där två SBR-reaktorer används tillsammans med aktivslambassänger i huvudlinjen. På Sjölunda ARV i Malmö tillämpas SBR-metodiken på rejektvattnet från slamavvattningen. Organiskt material Enligt Tchobanoglous et al. (2004) är BOD (Biochemical Oxygen Demand) den vanligaste parametern som används som mått på organisk förorening i såväl avloppsvatten som ytvatten. I ett förorenat vatten förbrukas syre av de mikroorganismer som finns i vattnet (Henze et al., 2002). Ju högre organisk föroreningsgrad desto högre syreförbrukning. I analysmetoden för BOD mäts syreåtgången efter 5 alternativt 7 dagar (BOD 5 respektive BOD 7 ). Inkommande organiskt material till biosteget, som kan approximeras med den generella kemiska formeln C 18 H 19 O 9 N, kan enligt Henze et al. (2002) bearbetas av mikroorganismer för flera ändamål: Oxidation till koldioxid eller olika näringsämnen (utan nitrifikation) vilket generellt kan skrivas: C ekv H19O9 N + 17,5O2 + H 18CO2 + 8 H 2O + NH 4 11

24 Assimilation till ny biomassa. Omvandling till en annan form av organiskt material. Är det organiska materialet mycket svårnedbrytbart eller inert kan det passera oförändrat igenom reningsprocessen, ofta på grund av att mikroorganismerna inte fått tillräckligt lång tid på sig för att bryta ner föroreningen. Vanligtvis förekommer reningskrav som inte tar hänsyn till specifika substanser utan istället kräver att en delmängd av den totala mängden organiskt material avlägsnas (Henze et al., 2002). Mikroorganismer som använder sig av organiskt kol för bildandet av ny biomassa kallas för heterotrofer (Tchobanoglous et al., 2004). Nitrifikation Nitrifikation är en aerob mikrobiologisk process som omvandlar ammonium till nitrit och eventuellt nitrit till nitrat (Henze et al., 2002) och räknas som det första av avloppsreningsverkets två kvävereducerande steg. Nitrifikationsprocessen kan i sig delas upp i ytterligare två steg där ammoniumoxiderande bakterier (AOB) oxiderar ammonium till nitrit och sedan oxiderar nitratoxiderande bakterier (NOB) nitrit till nitrat, se ekvation 2 och 3 nedan. Det första steget frigör betydligt mer energi än det efterkommande. 3 NH + O NO + H O + 2H O2 NO o ΔG ( W ) = 270kJ / mol NH 4 N o NO ΔG ( W ) = 80kJ / mol NO N 2 ekv.2 ekv.3 Att binda atmosfäriskt kol (koldioxid) till celler, som autotrofa organismer gör, är energikrävande. Att ta upp kol kostar därmed de autotrofa organismerna mer energi jämfört med de heterotrofa som hämtar sitt kol från organiskt material. Detta resulterar i ett generellt lägre utbyte av cellmassa och tillväxthastighet för autotroferna (Tchobanoglous et al., 2004). Den långsamma tillväxten är en viktig faktor att ta hänsyn till i den biologiska reningen (Henze et al., 2002). Hur bestämning av ett slams nitrifikationshastighet går tillväga redogörs i Bilaga 5. Denitrifikation Genom denitrifikation utförs det sista av de två kvävereningsstegen i det biologiska reningssteget. Mikroorganismer omvandlar här det nitrat eller nitrit som bildats genom nitrifikation, till kvävgas som släpps till atmosfären (se ekvation 4 från Gillberg et al. (2003)). Då nitrat används som oxidationsmedel benämns reaktionen som anoxisk (Henze et al., 2002). Det är viktigt att inte syre är närvarande då de denitrifierande bakterierna ofta är fakultativa och i så fall istället använder syre som elektronacceptor. 2NO HCO ekv H + organiskt material N

25 Intermediära produkter i nitrifikations- och denitrifikationsprocessen såsom nitrit, kvävemonooxid och dikväveoxid är giftiga och/eller oönskade. Dessa intermediärer kan frigöras från processen till exempel vid brist på kolkälla eller andra näringsämnen (Henze et al., 2002). Ett stort antal bakterier kan denitrifiera och bland dessa bakterier återfinns både heterotrofa och autotrofa. Den vanligaste och mest spridda denitrifieraren Pseudomonas kan använda ett flertal kolkällor för denitrifikation (Tchobanoglous et al., 2004). Biologisk fosforavskiljning Även fosfor kan avskiljas från vattnet med aktivt slam. Genom att utforma reaktortanken så att fosforackumulerande organismer (Phosphorus Accumulating Organisms, PAOs) gynnas kan biologisk fosforavskiljning (bio-p) uppstå (Henze et al., 2002). Processen är cyklisk där bakterierna alternerar från att frigöra och binda till sig fosfor i form av fosfat (PO 4 3- ). Det finns ett flertal bakterier som klarar av denna process och den enligt Henze et al. (2002) bäst kända är Acinetobacter. Vissa PAOs kan även denitrifiera. Reaktorn utformas för biologisk fosforavskiljning med en anaerob zon i början av aktivslamprocessen. I denna zon där vattnet är rikt på organiskt material (föda för bakterierna) men inget syre (för att generera energi) svälts bakterierna. För att kunna tillgodogöra sig organiskt material lagras födan i bakteriecellerna samtidigt som lagrad energi förbrukas. Därmed frigörs upplagrad fosfat från bakterierna och den lösta fosforhalten i vattnet stiger samtidigt som mängden BOD/COD (Chemical Oxygen Demand) minskar (Gillberg et al., 2003). I den efterföljande aeroba zonen är förhållandena de omvända. Här finns syre för energiproduktion men en brist på mat vilket får bio-p-bakterierna att förbruka den lagrade födan för att bygga ny biomassa och lagra upp fosfatfosfor i form av polyfosfater. I denna zon fortsätter halten BOD/COD att sjunka och fosforhalten sjunker till en lägre nivå än den i det inkommande vattnet. Bakterierna återförs sedan till den anaeroba zonen med returslamflödet från sedimenteringsbassängen. Fosforn som finns bunden i bakterierna, avskiljs från aktivslamprocessen genom överskottsslamflödet (Gillberg et al., 2003). Hur man undersöker om ett slam har en aktiv bio-p-kultur redogörs i Bilaga 7 Metodbeskrivning fosforsläppshastighet. Fördelar med biologisk fosforrening jämfört med att kemisk fällning är bland andra en reducerad kemikaliekostnad och en minskad slamproduktion (Tchobanoglous et al., 2004) Styrparametrar För att göra reningen av det inkommande vattnet mer effektiv skapas gynnsamma förhållanden i reaktorn till exempel med anaeroba och aeroba zoner. Vilka parametrar som väljs att kontrolleras är till stor del en kostnadsfråga som måste vägas mot nyttan av åtgärderna. Parametrar som åtgärdas Till de viktigaste parametrarna som används för styrning av aktivslamprocessen i den dagliga driften räknas syrekoncentration och slamålder (Gillberg et al, 2003). Syrekoncentrationen styrs ofta med hjälp av onlinemätare placerade på ett flertal platser i aktivslambassängen. Med 13

26 hjälp av ett övervakande styrsystem och börvärden regleras syrekoncentrationen genom att en större eller mindre mängd luft blåses in i botten av reaktorbassängen. Slamåldern (SRT, Solids Retention Time) kan förklaras såsom den genomsnittliga uppehållstiden för slammet i aktivslambassängen (Tchobanoglous et al., 2004) och är ett förhållande mellan slammet som finns i bassängen och det slam som avskiljs från processen, se ekvation 5 (Gillberg et al., 2003). Slamålder kan enligt Stockholm Vatten (2010) delas in i aerob, anoxisk och anaerob slamålder där den aeroba slamåldern används för nitrifikation, den anoxiska slamåldern för denitrifikation och den anaeroba slamåldern för biologisk fosforavskiljning. Oftast beräknas den aeroba slamåldern. SRT a a = ekv. 5 Q ex V SS ex SS + Q eff SS eff V a = volymen av den luftade zonen [m 3 ] SS a = slamkoncentration i den luftade zonen [kg SS/m 3 ] Q ex = flödet för överskottsslammet [m 3 /d] SS ex = slamkoncentration i överskottsslammet [kg SS/m 3 ] Q eff = utgående vattenflöde [m 3 /d] SS eff = utgående slamkoncentration [kg SS/m 3 ] Slamåldern är enligt Tchobanoglous et al. (2004) den mest kritiska parametern för design av ett aktivt slam-system då denna påverkar hur väl processen fungerar, slamproduktion, behovet av syre och tankvolymen. Om avsikten med aktivslamprocessen är att bryta ner BOD kan slamåldern variera mellan 3 5 dagar beroende på temperaturen i vattnet. Om den syrekrävande nitrifikationsprocessen vill undvikas väljs en i det angivna intervallet lägre slamålder (Tchobanoglous et al., 2004). Om avsikten istället är att nitrifiera ammonium till nitrat krävs en slamålder mellan 3 18 dagar (Tchobanoglous et al., 2004; Henze et al., 2002) vilket enligt (Tchobanoglous et al., 2004) kan förklaras med att heterotrofa organismer har en högre tillväxthastighet jämfört med autotrofa organismer (se avsnittet om nitrifikation i kapitel 3.1. ovan). För slamåldern spelar SS-halten (Suspended Solids) en stor roll. Begreppet SS innefattar både slammets organiska och oorganiska material. Det organiska materialet anges som VSS (Volatile Suspended Solids). En annan viktig parameter är slamvolymindex (SVI, [ml/g]) som kan användas för att undersöka slammets sedimenteringsegenskaper. Denna parameter beräknas enligt ekvation 6 då slamvolymen, det vill säga volymen av det slam som sedimenterat i en mätcylinder (1 L, diameter 60 mm) under 30 minuter, är mindre än 300 ml/l. SV SVI = ekv. 6 SS SV = slamvolym [ml/l] SS = slamkoncentrationen [g SS/L] 14

27 Befinner sig slamvolymen i intervallet ml/l beräknas SVI enligt ekvation 7: SV SVI = 3 ekv. 7 SS Ju lägre SVI desto bättre är slammets sedimenteringsegenskaper. Enligt Gillberg et al. (2003) ligger ett normalt SVI mellan ml/g. Ett högre SVI indikerar att slammet är svårsedimenterat och en möjlig anledning är att mängden filamentbakterier är hög (Gillberg et al., 2003). Är SV högre än 800 ml/l späds slammet med det från sedimenteringsbassängen utgående vattnet och spädd SVI (DSVI) beräknas enligt ekvation 8: DSV f DSVI = ekv. 8 SS DSV = spädd slamvolym [ml/l] f = spädfaktor SS = slamkoncentrationen i det ospädda slammet [g SS/L] Enligt Degrémont (2007) kan ett slams sedimenteringsegenskaper delas in i kategorierna bra, normala och dåliga beroende på slammets DSVI enligt följande: bra normala dåliga ml/l ml/l > 250 ml/l En annan viktig parameter att kontrollera är tillgången på näringsämnena kväve och fosfor vilka behövs för tillväxt och fortplantning hos mikroorganismerna i det biologiska reningssteget. Råder brist på antingen kväve eller fosfor kan funktionen i reningssteget begränsas (Henze et al., 2002). Det finns många substanser som i tillräckligt hög koncentration har en inhiberande effekt på den biologiska reningen. Även om den luftade processen anses vara robust kan den avstanna och i värsta fall dödas helt ifall den utsätts för en giftig substans (Henze et al., 2002). Nitrifikationsprocessen på Öresundsverket i Helsingborg utsattes i början på mars 1993 för en total hämning som återställdes först efter tre veckor (Jönsson, 2001). Efter denna incident skapades en handlingsplan för driftspersonalen ifall en liknande händelse skulle inträffa igen. Parametrar som inte åtgärdas Parametrar som inte åtgärdas på grund av kostnadsfrågan är vattnets temperatur och ph. Liksom för alla biologiska aktiviteter är temperaturen viktig för funktionen av aktivt slam. Att temperaturen i luft och vatten varierar över årstiden måste tas hänsyn till vid både design och drift av en aktivslamprocess (Henze et al., 2002). Tchobanoglous et al. (2004) anger att en höjning av temperaturen med 10 C medför en dubbling av tillväxthastigheten. En annan faktor som har stor betydelse för det biologiska reningssteget är ph. Enligt Henze et al. (2002) är det 15