Ozonering av aktivt slam ett sätt att förbättra sedimenteringsegenskaperna

Transkript

1 Ozonering av aktivt slam ett sätt att förbättra sedimenteringsegenskaperna av Ivelina Dimitrova Examensarbete nummer: Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Lunds Universitet Mars 2012 Handledare: Universitetslektor Karin Jönsson Biträdande handledare: Filip Nilsson (Primozone Production AB) Examinator: Professor Jes la Cour Jansen Bild (vänster): Graminfärgning av aktivtslam med Microthrix parvicella Bild (höger): Ozonanläggningen på Klagshamn AR Postal address Visiting address Telephone P.O. Box 124 Getingevägen SE Lund, Sweden Web address Telefax

2

3 Förord Denna rapport är ett resultat av mitt examensarbete som genomförts under april 2011 till februari 2012 och avslutar mina studier på civilingenjörsprogrammet i Kemiteknik vid Lunds Tekniska Högskola (LTH). Examensarbetet initierades vid Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik vid institutionen för Kemiteknik på LTH i samarbete med Klagshamns Avloppsvattenreningsverk i Malmö, där studierna utfördes. Jag vill först och främst tacka min handledare, Karin Jönsson, för hennes stöd under utförandet av examensarbetet, de goda idéerna hon gav mig samt för att hon bistod med mycket hjälp vid diskussionerna. Min biträdande handledare, Filip Nilsson, som ställde upp när utrustningen inte fungerade, snabbt åtgärdade felen och hittade lösningar för att hålla igång utrustningen. Ett stort tack till alla mina kollegor på Klagshamnsverket som byggde och underhöll utrustningen samt åtgärdade akuta driftproblem. Vidare vill jag tacka personalen på labbet Anna Ivarsson, Linn Malmquist och Joanna Ekiert Smoter som hjälpte mig vid mina försök men även för deras trevliga sällskap. Dessutom, tack till alla andra på Avloppsvattenavdelningen som har svarat på mina frågor och gett mig stöd under arbetets gång. Ivelina Dimitrova Malmö, mars 2012 I

4 II

5 Summary In order to reduce eutrophication in the sea, lakes and rivers, there are requirements including nitrogen removal at many Swedish wastewater treatment plants. Nitrogen is primarily removed by biological methods, and today one of the most common methods to treat wastewater is the activated sludge process. The process consists of two parts; the first part is an aeration tank with high concentration of microorganisms that convert pollutants to other products thereby new biomass accumulates. In the second step, which is as important as the first one, the microorganisms are separated from the water and returned back to the process. A good separation can be achieved when the microorganisms form flocks. It is important that the flocks are heavier than water and have good settling properties. In a well-functioning activated sludge system there are three groups of bacteria; freeswimming, flock-forming and filament-forming bacteria. The concentration and the distribution of these can vary. Filament-forming bacteria at low concentrations are important for good functioning sedimentation as they constitute support for flock-forming bacteria and strengthen the flock. However, heavy growth of filaments creates fluffy sludge that can lead to sludge loss because the filamentous bacteria gives the flock a more voluminous structure. This is one of the most common operational problems in the activated sludge plants. Sludge loss can be avoided by reducing the hydraulic load through the sedimentation step, which results in reduced treatment capacity as a part of the wastewater flow must be led past the activated sludge process. Improving the settling characteristics is a more viable option. When bad settling properties due to elevated concentrations of filaments occur, one of the solutions for the problem can be to break down the filaments. At Klagshamn WWTP, the problem with bad settling properties is known since the nitrogen removal was introduced in The dominant filament-forming bacterium in the sludge at the plant is Microthrix parvicella. Today there are a number of known methods for control of Microthrix parvicella, where ozonation of a part of the return sludge stream has been proven to be a fast and reliable method (Wennberg et al. 2009). The purpose of this master thesis was to perform a number of treatments using ozone in full scale at Klagshamn WWTP and to obtain more knowledge about the method and if it works well, by which conditions to start/stop the treatment and how to perform them. Furthermore, nitrification rate studies in lab-scale were performed, in order to analyze how the ozonation affects the nitrifying process. Important parameters such as sludge volume index (SVI), sludge volume (SV) and nitrification rate were followed up in the study. In addition, the sludge has been III

6 microscoped and the ozone impact on the filaments has been observed. The result showed that ozonation of activated sludge at Klagshamn WWTP is a good and reliable method for reducing the growth of Microthrix parvicella. Ozone treatment improved the settling characteristics and reduced the problem with bad settling sludge, foaming sludge and sludge loss. By ozonation of activated sludge, the Microthrix parvicella has been reduced, but the bacteria did not disappear completely. Other types of filament-forming bacteria occur when the amount of Microthrix parvicella was reduced. However, these do not affect the sludge settling properties negatively. No adverse effect of ozone on nitrification could be observed. In most trials the ozonated sludge showed higher nitrification rates than the reference sludge, however, the results are not conclusive. At the end of the work, a proposal is presented on how future treatments should be designed and which parameters should be monitored. The most reliable parameters for monitoring an ozonation treatment at this plant are to follow the SVI and to perform microscopic observations. IV

7 Sammanfattning För att minska övergödningen av hav, sjöar och vattendrag finns det utsläppskrav, gällande bl. a. kvävehalter, vid många svenska avloppsreningsverk. Kväve avskiljs främst med hjälp av biologiska metoder och idag är en av de vanligaste metoderna aktivslamprocessen. Processen består av två delar. Första delen är en luftad bassäng med hög koncentration av mikroorganismer som omvandlar föroreningarna till andra produkter och därigenom ackumuleras ny biomassa. I det andra steget, som är lika viktigt som det första, separeras mikroorganismerna från vattnet och förs tillbaka till processen. En bra separation uppnås när mikroorganismerna bildar flockar. Flockarna är tyngre än vattnet och sjunker därför till botten. I ett välfungerande bioslamsystem förekommer tre grupper av bakterier; frisimmande, flockbildande och filamentbildande bakterier. Koncentrationen av de sistnämnda kan variera. I låga koncentrationer är dessa viktiga för att sedimenteringen skall fungera bra, då de utgör stöd för flockbildande bakterier och stärker flocken. Däremot kan kraftig tillväxt skapa svårsedimenterat slam och leda till slamflykt. Detta är ett av de vanligaste driftsproblemen i aktivslamanläggningar. Man kan undvika slamflykt genom att minska den hydrauliska bealstningen genom sedimenteringssteget men det innebär att en delström avloppvatten måste ledas förbi biosteget och därmed reduceras verkets reningskapacitet. Att förbättra sedimenteringsegenskaperna är ett mer hållbart alternativ. När orsaken till försämrade sedimenteringsegenskaper är förhöjda halter av filamentbildande mikroorganismer är en lösning till problemet att bryta ner filamenten. Vid Klagshamnsverket i Malmö är problemet med försämrade sedimenteringsegenskaper känt sedan kvävereningen infördes på verket Den dominerande filamentbildande bakterien i slammet på verket är Microthrix parvicella. Idag finns det ett antal kända metoder för bekämpning av Microthrix parvicella, där ozonering av en delström av returslammet har visat sig vara en snabb och pålitlig metod. Syftet med denna studie har varit att utföra ett antal behandlingar med ozon i fullskala vid Klagshamnsverket, att få mer kunskap om metoden och om den fungerar bra samt hur och när behandlingar bör påbörjas och avslutas. Vidare har nitrifikationshastigheten studerats i labbskala med syfte att undersöka om ozonet påverkar nitrifikationen positivt eller negativt. Viktiga parametrar såsom slamvolymindex (SVI), slamvolym (SV) och nitrifikationshastighet har följts upp i arbetet. Utöver det har slammet mikroskoperats, där ozonets påverkan på filamenten har studerats. Resultaten visade att ozonering av aktivt slam på Klagshamnsverket är en bra och pålitlig metod för reducering av Microthrix parvicella. Ozoneringen har lett till förbättrade sedimenteringsegenskaper. Efter ozonering minskade problemen med svårsedimenterat V

8 slam, skumbildning och slamflykt. Ozonet reducerade halterna av Microthrix parvicella men de försvann inte helt. Vid minskningen av Microthrix parvicella uppkom istället andra typer av filamentbildande bakterier. Dessa påverkade dock inte slammets sedimenteringsegenskaper negativt. Huruvida nitrifikationshastigheten vid ozonering påverkas kunde inte fastställas. I de flesta försöken hade det ozonerade slammet något högre hastighet än referensslammet, dock är resultaten inte entydiga. I slutet av arbetet tas ett förslag fram på hur framtida ozonbehandlingar bör utformas och vilka parametrar som bör följas upp. De två strategierna som kan vara aktuella är: strategi 1 som bygger på att det är svårt att förutse exakt när behovet för behandling finns och start och stopp sker efter behov och genom att följa upp de viktigaste driftparametrarna. Denna strategi är mindre kostsam än strategi 2 som grundas på att säkerställa en säker drift och därför ozoneras slammet kontinuerligt, där man alternerar mellan linjerna. De mest pålitliga parametrarna vid uppföljning av en ozonbehandling på Klagshamnsverket visade sig vara SVI och mikroskopering. VI

9 Förkortningar ASP AOP Bio-P BOD 7 DSV DSVI DO EOP EPS MBBR MLSS PAX PHA PHB PAO SS SV SVI TS RS SÅ VFA VSS ÖS aktivslamprocess (Eng. activated sludge process) avancerade oxidationsprocesser (Eng. advanced oxidation process) biologisk fosforavskiljning biokemisk syreförbrukning, 7 dygn spädd slamvolym (Eng. diluted SV) spädd slamvolymindex (Eng. diluted SVI) löst syre (Eng. dissolved oxygen) elektrokemisk oxidationspotential extracellulära polymeriska substanser biofilmreaktor med bärarmaterial (Eng. moving bed biofilm reactor) suspenderade ämnen (Eng. mixed liqueur suspended solids) polyaluminiumklorid polyhydroxyalkanoater polyhydroxybytater polyfosfatacumulerande organismer suspended solids slamvolym slamvolymindex torrsubstanshalt returslam slamålder flyktiga syror (Eng. volitile fatty acids) glödningsförlust (Eng. volatile suspended solids) överskottslam VII

10 VIII

11 Innehållsförteckning 1 Inledning Bakgrund Syfte Utförande Avgränsningar Teori Krav på rening av avloppsvatten Reningsprocessen Aktivt slam Kontroll av aktivslamprocessen Organismer i aktivslamprocessen Ozon Allmänt Användning av ozon och mekanism Tillverkning av ozon Klagshamnsavloppsreningsverk Försöksutförande Ozonering av slam i fullskala Nitrifikationsförsök i laboratorieskala Mikroskopering av slammet Resultat och diskussion Allmänt om problematiken innan behandlingarna påbörjades Ozonbehandlingar Nitrifikationshastighet Uppföljning och strategi för framtida behandlingar Slutsatser Förslag till framtida studier Referenser BILAGA 1 Metodbeskrivning för nitrifikationshastighetsbestämning BILAGA 2 Analyser och parametrar använda i rapporten BILAGA 3 - Metodbeskrivning för graminfärgning... 67

12 BILAGA 4 - Resultat från nitrifikationsförsöken BILAGA 5 - Drift- och labbresultat... 89

13 1 Inledning 1.1 Bakgrund Föroreningarna som finns i avloppsvatten reduceras i reningsverk genom kemiska och biologiska processer. De biologiska processerna bygger på att mikroorganismer i hög koncentration omvandlar de organiska ämnena samt kvävet i vattnet till andra produkter. Den vanligaste biologiska reningsprocessen vid kommunala reningsverk är aktivslamprocessen (ASP). Aktivslamprocess med kväveavskiljning kräver längre slamålder än en process som bara har som syfte att omvandla det organiska materialet i vattnet. Hög slamålder gynnar tyvärr också filamentbildande organismer som kan orsaka driftsproblem i efterföljande reningssteg - separationen av slam och vatten. Filamentbildande mikroorganismer försämrar sedimenteringsegenskaperna och kan orsaka skumbildning, slamsvällning och slamflykt. Vid Klagshamnsverket i Malmö har problematiken med försämrade slamegenskaper observerats sedan 1995 då kväveavskiljning infördes på verket. Huvudorsaken till de dåliga slamegenskaperna är filamentbildande mikroorganismer, där Microthrix parvicella har noterats genom mikroskopiska observationer som den dominerande mikroorganismen. De senaste åren har problemet med dåliga slamegenskaper ökat och driftproblem har inte kunnat undvikas. Periodvis har det förekommit slamflykt. Under fyra år ( ) har det doserats aluminiumbaserade produkter (PAX) för att minska tillväxten av Microthrix parvicella; vidare har man försökt reducera slamåldern för att missgynna filamenttillväxten. Dessa försök har inte alltid haft positiv effekt och har därför bedömts som opålitliga metoder för bekämpning av filament. Under 2009 testades en ny metod som bygger på att behandla en delström av returslammet med ozon. Försöket utfördes som ett 3-månaders försök i fullskala. Slutsatsen från försöken med att hämma filamenttillväxten är att ozonbehandlingen är den mest lovande metoden för slammet vid Klagshamnsverket. En nackdel är att ozonet, enligt tidigare studier, eventuellt kan påverka nitrifikationshastigheten negativt. Tidigare utförda försök vid verket ger inte svar på hur effektiv metoden är långsiktigt och hur snabbt filamentåterväxt kan förväntas. Idag finns det en del kunskap kring behandling av returslam med syfte att förbättra sedimenteringsegenskaperna i slammet, dock främst i form av kortvariga försök och i labbskala. En väsentlig skillnad mellan labb- och fullskala är att man inte alltid kan kontrollera alla parametrar samt att man inte alltid känner till alla förändringar i systemet som kan påverka dessa. Det är därför inte alltid möjligt att överföra de kunskaper man har från labbsystem till fullskala. 1

14 1.2 Syfte Syftet med denna studie är att: * följa upp ett antal ozonbehandlingar av returslam i fullskala på Klagshamnsverket under en längre period (10 månader). * undersöka om ozonering av returslam är en pålitlig metod för behandling av filamentöst aktivt slam. * undersöka om processhastigheterna med avseende på nitrifikation påverkas som tidigare studier har indikerat. * undersöka hur slamegenskaperna påverkas och om ozonbehandling påverkar alla typer av filament. * hitta en långsiktig strategi för behandling som säkerställer normaldrift och förhindrar slamflykt. 1.3 Utförande Rapporten är huvudsakligen indelad i tre delar: teoretisk, praktisk och analytisk del. Den teoretiska delen ger en introduktion till de andra två delarna i arbetet. Här förklaras grunderna till varför avloppsvatten renas; det ges en introduktion till reningsprocessen vid Klagshamns reningsverk som ett exempel på ett kommunalt avloppsreningsverk och på de vanligaste reningsprocesserna. Vidare ges en inblick i problematiken kring filamentbildande mikroorganismer i aktivslamsystem samt vilka metoder för bekämpning som används idag. Ett separat kapitel handlar om ozon, dess egenskaper och användningsområden inom avloppsreningstekniken. Den teoretiska delen följs av en praktisk som omfattar ett antal behandlingar av aktivt slam med ozon vid Klagshamnsverket, alla utförda i fullskala. Båda aktivslamlinjerna behandlas efter varandra och linjen som inte behandlas används som referens. Återväxten av filament studeras efter avslutad behandling. Vidare utförs labbskaleförsök med syfte att studera processhastigheterna med avseende på nitrifikationen i samband med behandlingen. I den analytiska delen granskas och utvärderas resultaten från ozonbehandlingarna och labbförsöken. Prover på slam från den behandlade linjen och från referenslinjen samt prov taget direkt efter reaktorn har mikroskoperats. Hur slammets egenskaper påverkas vid ozonbehandling samt hur den påverkar nitrifikationshastigheten studeras. Men hänsyn till detta görs ett försök att ta fram en strategi för hur slammet bör behandlas i framtiden. 2

15 1.4 Avgränsningar Denna rapport är riktad mot anläggningen på Klagshamnsverket och handlar om hur behandling med ozon utfördes i just denna applikation. Slutsatserna och resultaten från behandlingarna kan dock användas som hjälpmedel vid utvärdering och jämförelse av andra anläggningar. En annan avgränsning som görs i arbetet är att ozoneringsprocessen studeras under en 10- månadersperiod (april-december), vilket troligen inte är en tillräckligt lång period för att säkerställa alla slutsatser. Vidare görs inga ekonomiska uppskattningar gällande driftkostnader för ozonbehandlingarna och de två framtagna strategierna för framtida behandlingar jämförs inte ur ekonomisk synvinkel. 3

16 4

17 2 Teori 2.1 Krav på rening av avloppsvatten Ett av de 16 nationella miljömål som Naturvårdsverket har satt upp är att halterna av gödande ämnen i mark och vatten inte skall ha en negativ påverkan på människornas hälsa, förutsättningarna för biologisk mångfald eller möjligheterna till allsidig användning av mark och vatten. Övergödning orsakas av höga halter av näringsämnena kväve och fosfor i vattnet eller i marken. Dessa ämnen förs bl. a. genom nedfall från luften från kväveoxider, genom ammoniak från jordbruket och genom utsläpp av kvävearter och fosfor från avloppsreningsverken till sjöar och hav. I hav är övergödning ett av de allvarligaste miljöhoten, då den orsakar algblomning som i sin tur kan leda till att det uppstår syrebrist på botten (Naturvårdsverket, 2010). Punktutsläppen från avloppsreningsverken är betydligt lättare att förhindra och åtgärda jämfört med utsläppen från jordbruket, vilket är anledningen till att man alltid har strävat mot att förbättra reningsprocessen och har ständigt ökande utsläppskrav. Hur avloppsvattnet skall hanteras och renas regleras av Miljöbalken (Miljöbalken 1998:08). Vilka reningskrav som gäller för de olika reningsverken kan variera och beror i stort sett på anläggningsstorleken och recipienten. Statens naturvårdsverks författningssamling har gett ut föreskrifter som reglerar detta (SNFS 1990:14). 2.2 Reningsprocessen Reningsprocessen på kommunala avloppsreningsverk kan delas in i två delar; behandling av avloppsvatten och behandling av det slam som har ackumulerats i de olika reningsstegen. I sin tur indelas avloppsvattenbehandlingen in i en mekanisk (grovrening där partiklar avlägsnas), en kemisk (tillsatts av olika kemiska produkter, främst fällningskemikalier) och en biologisk behandling (partikulära och lösta substanser i vattnet omvandlas av mikroorganismer till enklare föreningar samt ny biomassa bildas), (Ødegaard, 1992). Den mekaniska reningen består oftast av galler eller silar, där avloppsvattnet silas och därigenom avlägsnas större partiklar. Syftet med detta är att skydda de nedströmsliggande reningsprocesserna för igensättningar och slitage. I anslutning till gallerna kommer vanligtvis sandfånget. Dess syfte är att avlägsna tunga partiklar som sand och grus som sjunker till bottnen. Oftast är sandfånget luftat, luften har som syfte att förhindra bildning av svavelväte samt att lyfta fett och andra lättflytande partiklar till ytan. Dessa tas bort med hjälp av skrapor (Gillberg et al., 2003). Till den mekaniska delen av reningsprocessen räknas även försedimenteringsbassängerna. Dessa är placerade efter sandfånget och dess roll är att avskilja suspenderade föroreningar genom att låta dessa sjunka till botten av bassängerna där dessa skrapas bort till en slamficka och pumpas vidare till slambehandlingen (Gillberg et al., 2003). 5

18 Den biologiska reningen är oftast det reningssteg som kommer efter den mekaniska reningen. Gemensamt för biologiska reningsprocesser är att vid reningen används höga koncentrationer av mikroorganismer. Dessa mikroorganismer finns i naturen och deras överlevnad gynnas i anläggningarna genom att man skapar gynnsamma förhållanden. Biologisk rening används primärt för nerbrytning av lösta organiska ämnen (BOD), för avskiljning av kväve via nitrifikation och denitrifikation samt för avskiljning av fosfor via bio-p-processen (Ødegaard, 1992). Beroende på förhållandena kan man skilja ut olika processer. De biologiska processerna är redoxprocesser och beroende på vilket ämne som används som elektronacceptor kan man skilja på följande processer: aeroba (där syret används som elektronacceptor), anoxiska (där nitrat eller nitrit används som elektronacceptor då det i den omgivande miljön inte finns tillgång till molekylärt syre) samt anaeroba (där det inte finns tillgång till varken molekylärt syre eller nitrat/nitrit) (Tchobanoglous et al., 2004). Den kemiska reningen kan utformas på olika sätt beroende på reningsverkets förutsättningar. Vid kembehandling blandas avloppsvattnet med kemikalier som kan binda fosfor och partikulärt material och bilda s.k. flockar. Processen kallas för fällning och beroende på utformningen skiljer man på: direktfällning (när fällningssteget utgör det enda reningssteget efter rensgaller och sandfång), simultanfällning (när fosforreduktionen sker samtidigt med biologisk rening i en aktivslamprocess), efterfällning (då fosfor avskiljs ur biologiskt renat vatten i ett separat efterföljande reningssteg) och förfällning (när fosforreduktionen följs av ett biologiskt reningssteg), (Gillberg et al., 2003). I slambehandlingsanläggningen tas slam som har producerats vid de olika reningsstegen; mekaniska, biologiska och kemiska, om hand. De viktigaste processtegen är förtjockning, stabilisering och avvattning. Genom förtjockning minskas vattenhalten och slammets volym minskar påtagligt före efterföljande behandling. Förtjockningen kan ske genom en gravitationsförtjockare eller mekaniskt (t ex med hjälp av trumsil eller sillbandspress). När mekanisk förtjockning utförs, behövs även tillsats av polymer som gör att slammet bildar starkare och större flockar. Den avskilda vattenfasen förs tillbaka till början av vattenreningsprocessen. Det förtjockade slammet leds vidare till en stabiliseringsprocess, som t.ex. kan vara en rötkammare, där en del av det organiska innehållet i slammet bryts ner under syrefria förhållanden. Genom rötning stabiliseras slammet, d v s förekomsten av patogena bakterier minskar. Även risken för utveckling av förruttnelseprocess och odör reduceras. Vid rötningen bildas energirik gas, som kallas för rötgas eller biogas och huvudsakligen består av metan och koldioxid. Rötningsprocessen kan ske vid olika temperaturer. Enligt Tchobanoglous et al. (2004) skiljer man på mesofil och termofil rötning, där processen utförs av bakterier som trivs i temperaturspannet C respektive C. Det rötade slammet avvattnas genom t.ex. centrifugering eller pressning. En polymer tillsätts före avvattning för bättre avskiljning. Slammets TS-halt höjs från 2-4 % till %, det avvattnade slammet före borttransport. 6

19 2.2.1 Aktivslamprocessen Utformningen av de biologiska processerna kan variera men samtliga kan man dela in i två grupper: anläggningar med suspenderade bakteriekultur (t.ex. aktivslamanläggningar) och anläggningar med fastsittande bakteriekultur (biofilmsanläggningar), (Ødegaard, 1992). Aktivslamprocessen är den vanligaste biologiska processen för vattenrening (Lee et al., 1991). Processen utvecklades av Clark, Fowler, Ardern, Lockett & Jones (Alleman et al., 1983) och består av två delar. Första delen är en reaktor med hög koncentration av mikroorganismer som omvandlar föroreningarna till huvudsakligen koldioxid, vatten samt att ny biomassa ackumuleras. Vid andra steget, separationssteget, separeras mikroorganismer från vattnet och detta sker i sedimenteringsbassänger. Biomassan (mikroorganismerna) återförs till aktivslamanläggningen, denna ström kallas returslam. Överproduktionen av biomassa tas ut som s k överskottslam. Figur 1. Aktivslamprocess. Principschema: reaktor med omrörare och luftarsytem; sedimenteringsbassäng med returslam- och överskottslamsström (Klagshamn, 2010). Biologiska reningen sker främst nerbrytning av lösta organiska ämnen (BOD), avskiljning av kväve via nitrifikation och denitrifikation samt avskiljning av fosfor via bio-p-processen (Ødegaard, 1992). Grunderna till dessa processer förklaras nedan. Avskiljning av organiska ämnen (BOD) Avloppsvatten innehåller många organiska ämnen, vars genomsnittliga sammansättning kan ges med formeln C 18 H 19 O 9 N (Henze et al., 1992) I aktivslamprocessen (ASP) oxideras dessa organiska ämnen enligt ekv 1. C 18 H 19 O 9 N + 17,5O 2 + H + 18CO H 2 O + NH 4 + ekv.1 Mikroorganismer som utnyttjar organiskt kol som kolkälla för att bilda ny biomassa kallas heterotrofer (Henze et al., 1992). Nitrifikation Oxidation av ammoniumkväve till nitratkväve görs av en begränsad grupp av kemoautotrofa mikroorganismer (Ødegaard, 1992 och Lee et al., 1991). Processen går genom två steg, ekv. 2, 3, 4. 7

20 NH ,5O 2 NO H + +H 2 O Mikroorganismer: Nitrosomonas,- coccus, -spira, -lobus- vibrio - NO ½ O 2 NO 3 Mikroorganismer: Nitrobacter, -coccus, -spina, -spira NH O 2 NO H + +H 2 O ekv.2 ekv.3 ekv.4 Vid processerna utvinns bara en liten mängd energi, vilket är förklaringen till varför bakterierna behöver lång generationstid (8-10 h). Processen gynnas vid närvaro av syre (DO), minst 2-3, svag alkalinitet, ph 8-9 samt temperaturer mellan 30 och 37 C (Ødegaard, 1992). Denitrifikation Vid denitrifikation omvandlar mikroorganismerna nitrat och/eller nitrit till gasformigt kväve som avgår till atmosfären. Processen kräver anoxiska miljöer men många av de denitrifierande mikroorganismerna är fakultativa, vilket betyder att de kan överleva både vid aeroba och anoxiska förhållanden. Denitrifierande bakterier behöver energi för att omvandla nitratkvävet till kvävgas. Denna energi fås genom kolkällor som oftast finns i avloppsvattnet, och om så inte är fallet, måste en extern kolkälla tillsättas. Denitrifikation med tillsats av extern kolkälla (metanol) presenteras i ekv. 5, (Ødegaard, 1992): 6NO CH 3 OH 3N 2 + 5CO 2 + 7H OH - ekv. 5 Det finns ett stort antal denitrifierande mikroorganismer, de som är de vanligast förekommande är Pseudomonas (Lee et al., 1991). Biologisk fosforavskiljning Även fosfor kan reduceras i ASP, processen kallas för biologisk fosforavskiljning eller bio-p. Bio-P-bakterierna (PAO - Polyfosfatackumulerande organismer) har förmågan att lagra mer fosfor än de andra bakterierna i ASP. Processen består av två steg. Under första steget i en anaerob zon i början på bassängen där vattnet är rikt på organiska ämnen, svälts bakterierna. PAO-bakterierna tar upp lättflyktiga syror (VFAs), främst acetat, som lagras som polyhydroxyalkanoater (PHA) eller som polyhydroxyburater (PHB). Under denna fas sker PO 4 3- släpp till omgivande miljö, då VFA tas upp och därmed frigörs upplagrat PO 4. I det andra steget är förhållandena omvända, under syrerik miljö tas fosfor upp och lagras. Under den anoxiska/aeroba fasen används antingen nitrat eller syre (som 8

21 elektronacceptor) för att kunna utnyttja PHA. Då bildas energi som bakterierna behöver för att bygga biomassa (Kemira, 2003) Kontroll av aktivslamprocessen De viktigaste driftparametrarna för karakterisering och uppföljning av en aktivslamprocess listas nedan: Slambelastning är förhållandet mellan tillförd mängd BOD per dygn till bassängen och befintlig mängd slam: F = Slambelastning, kg BOD/(kg SS, dygn) Q = Flöde, m 3 /d V = Luftningsbassängens volym, m 3 BOD 7 = BOD-halten i inkommande vatten, kg BOD/m 3 SS = Slamhalten i luftningsbassängen, kg SS/m 3 Beroende på slambelastningen (F), kan processen delas in i tre grupper: ekv. 6 Högbelastad Normalbelastad Lågbelastad 0,8-1,5 kg BOD 7 /kg SS, dygn 0,3-0,7 kg BOD 7 /kg SS, dygn 0,05-0,2 kg BOD 7 /kg SS, dygn Slamålder är en annan viktig parameter och den beräknas som förhållandet mellan den i det biologiska systemet befintliga slammängden och den per dygn bortförda slammängden. ekv. 7 SÅ = Slamålder, dygn V = Luftningsbassängens volym, m 3 Q Ö = Överskottslamflöde, m 3 Q V = Vattenflöde, m 3 SS = Koncentration av SS i bassängen, kg SS/m 3 SS Ö = Koncentration av SS i överskottslammet, kg SS/m 3 SS V = Koncentration av SS i utgående vatten, kg SS/m 3 Beroende på slamåldern skiljer man på: högbelastad (1,5-3 dygn), normalbelastad (3-8) och lågbelastad (10-30 dygn) process. Slamindex, är en parameter som erhålls genom att dividera slamvolymen med SS- halten 9

22 i bassängen. Slamvolymen är den mängd slam, uttryckt i ml/l, som erhålls efter 30 min sedimentering av 1 l aktivslamprov i en mätcylinder med diameter 60 mm. SV = Slamvolym, ml/l SS = Suspenderade ämnen, För slamvolym i intervallet ml/l används ekvation 9 och uttrycks i ml/g, (Kemira, 2003): ekv. 8 ekv. 9 Om slamvolymen överstiger 800 ml/l används ekvation 1(Gillberg, 2003): DSV = utspädda SV, ml/l f = utspädningsfaktor ekv. 10 Andreassen et al. (1996) påstår att DSVI är ett mer noggrant mått än SVI vid slamvolymer över 800 ml/l. Om man späder ut SS till 1-2 kg SS/m 3 före mätning, ger DSVI mycket mer relevanta resultat. Ju lägre SVI är, desto bättre sedimenteringsegenskaper erhålls. Enligt Dergemont, (2007), kan slammets sedimenteringsegenskaper delas in i tre grupper: Bra ml/g Normala ml/g Dåliga >250 ml/g Om dåliga sedimenteringsegenskaper uppstår kan detta leda till sedimenterings- och separationsproblem. Goda sedimenteringsegenskaper uppnås när det finns balans mellan mikroorganismerna i flockarna, de frisimmande, slembildande och filamentbildande bakterierna. Separationsproblem uppstår oftast när det finns förhöjd tillväxt av filamentbildande mikroorganismer eller när flockbildningen försämras. De vanligaste sedimenteringsproblem och orsaken till dessa enligt (Svenskt vatten, Avloppsteknik 2, 2007) är: Slamsvällning (filamentös och viskös) uppstår när det finns för mycket filamentbildande bakterier och/eller när det bildas för mycket slem i processen. Filamentös slamsvällning 10

23 är vanligare än viskös. Riklig filamentförekomst gör att flockarna hakar på varandra och sedimenteringen försvåras. Filamenten kan även bilda hålrum inom flockarna där vatten eller gasbubblor kan samlas. Viskös slamsvällning ger geléartad konsistens och slammet blir poröst. Skumning är också ett vanligt förekommande problem och även detta orsakas av filamentbildande mikroorganismer. Problemet uppstår främst vid lågbelastade aktivslamprocesser. Förutom problem vid sedimenteringen kan skummet även orsaka driftsproblem i rötkammarna, då gasledningarna kan täppas igen av skum. Flytslam kan bildas från redan sedimenterat slam och oftast sker detta när det uppstår spontan denitrifikation eller anaerob nedbrytning i botten på sedimenteringsbassängerna. Vid dessa processer bildas små gasbubblor inom flockarna som då blir lättare än vattnet och lyfts upp till ytan. Mikroflockar kan uppstå när det finns för få filamentbildande bakterier i slammet. Det bildas små flockar och sedimenteringen av dessa försvåras. Mikroflockar kan bildas rent mekaniskt när t ex luftflödena i aktivslambassängerna är mycket höga. Dispergerad tillväxt av mikroorganismer kan uppstå när det finns låg produktion av extracellulära polymerer, vilket gör att flockbildningen förhindras Organismer i aktivslamprocessen I avloppsvattnet och på avloppsreningsverken förekommer en uppsjö av organismer: bakterier, svampar, alger, mikrodjur, bakterier och virus, (Lee et al., 1992; Jenkins, 1992). Av dessa är det bakterierna som har störst betydelse för reningsprocessen. I aktivslamprocessen kan bakterierna delas in i tre grupper (Kemira (2003)): Frisimmande, ensamma eller parbildande bakterier som svävar fritt i vattnet. Dessa liknar mycket små partiklar som inte sedimenterar i efterföljande sedimenteringssteg. Bakterierna förökar sig snabbt, men då de inte kan sedimentera sköljs de snabbt bort från processen. Frisimmande bakterier tjänar oftast som föda till mikrodjuren som finns i aktivslamprocessen. Flockbildande bakterier står oftast för majoriteten av biomassan i aktivslamprocessen. Dessa har förmågan att växa i grupp då de har en polymerliknande yta som gör att de fastnar på varandra. Den bildade bioflocken sedimenterar i det efterföljande sedimenteringssteget. Flockbildande bakterier har längre tillväxttid än frisimmande bakterier och kräver därför en viss uppehållstid i reaktorn. Filamentbildande bakterier bildar långa och hårstråliknande trådar i biomassan. Dessa bakterier växer långsammast och gynnas av hög slamålder samt av låg temperatur i ASP. I ett välfungerande bioslam förekommer alla tre bakteriegrupperna. Koncentrationen av filamentbildande bakterier kan variera och i låga mängder är de viktiga för 11

24 sedimenteringen eftersom de utgör stöd för flockbildande mikroorganismer och stärker flocken (Lee et al., 1991). Kraftig tillväxt kan skapa svår sedimenterat slam (SVI >150 ml/g, så kallad slamsvällning) som kan leda till slamflykt (förlust av biomassa genom dålig sedimentering). Som följd av förlusten av biomassa, försämras reningen. Problemet är det vanligaste och allvarligaste driftproblemet i aktivslamprocessen. Figur 2. Slamtäcke i eftersedimenteringsbassängen, bildat på grund av slamflykt, orsakad av Microthrix parvicella på Klagshamnsverket. Bilden är tagen innan ozonbehandlingen påbörjades, när tillväxten av filamentbildande bakterier var stor och slamvolymen var >800 ml/l. Filamentbildande mikroorganismer Det finns många olika filamentbildande mikroorganismer. Ett flertal försök till klassificering av dessa har gjorts, där den mest betydelsefulla är från Jenkins et al. (1986). Klassificeringen av filament bygger på olika morfologiska kriterier bl.a. storlek, form, grening, olika infärgningar, rörlighet och organismernas förmåga att lagra olika produkter såsom svavel och polyfosfat, färg och förekomst av kapslar i trådarna. Trots de omfattande studierna som gjorts är dock orsaken till uppkomst av kraftig tillväxt av filamentbildande bakterier i aktivslamprocessen ännu inte helt utredd. I olika undersökningar har man kommit fram till att det förekommer ett visst samband mellan förekomst av olika typer av filamentbilande bakterier och processutformningen samt avloppsvattnets samansättning. Jenkins et al. (1986) har studerat sambanden mellan förekomsten av olika typer av filament i förhållande till olika betingelser, såsom syrehalt, organisk belastning, sulfidhalter, närsalter (kväve och fosfor), ph, temperaturförändringar och årstid samt uppehållstid och slamålder. I tabell 1 visas några morfologiska egenskaper typiska för ett antal filamentbildande mikroorganismer. Dessa fyra typer av filament som presenteras i tabellen har observerats på Klagshamnsverket Det är inte ovanligt att det förekommer avvikelser i ovanstående samband och dessa samband kan bara betraktas som riktlinjer. Oftast kan flera filamentarter observeras i samma slamprov där kvoten mellan dessa kan variera. 12

25 Tabell 1. Egenskaper typiska för de filamentbildande mikroorganismer som har observerats vid Klagshamnsverket Microthrix Typ 1851 Typ 0041 Typ 021N parvicella Organisk belastning F/M, kg BOD 5 / kg VSS, d låg 0,0-0,15 låg 0,0-0,15 låg 0,5-0,25 medel 0,3-0,5 Syrehalt, låga och låga 1-6 låga höga Temperatur optimum, C < ph optimum ,8-7,2 6,8-7,2 Substrat fettsyror ---- fettsyror fettsyror Brädd, µm 0,6-0,8 1,2-2,5 1,2-2,5 1-2 Längd, µm (Jenkins et al.1986; Hilde et al.1992) Microthrix parvicella Av de fyra typer filamentbildande mikroorganismer som visas i tabell 1 har endast Microthrix parvicella varit den filamenten som har orsakat driftproblem på grund av dåliga sedimenteringsegenskaper på Klagshamnsverket. Detta är anledningen till varför just denna mikroorganism tas i fokus nedan. Enligt Jenkins (1991) är Microthrix parvicella en av de mest spridda filamentbildande bakterierna. Den associeras oftast med stora, starka bubblor, mest koncentrerade i skummet ovanför aktivslambassängen. Den kan bilda både öppna flockar eller sådana med broar mellan. Bakterien är hydrofob, grampositiv och neisernegativ (Hilde et al., 1992). Figur 3. Gram- (vänster) och Neisser- (höger) infärgning av Microthrix parvicella. Det finns två grupper bakterier, grampositiva och gramnegativa. Skillnaden är att grampositiva bakteriers cellvägg är relativt tjock och har hög koncentration av 13

26 peptidoglykan. Vid grampositiva bakterier utgör cellväggen en större del av cellmassan jämfört med celluppbyggnaden hos gramnegativa bakterier. Genom neisserinfärgning kan man se de metakromatiska granulerna i cellerna som består av polyfosfater. Utförande av infärgningarna beskrivs i Bilaga 3. Microthrix parvicella är typisk för kommunala avloppsreningsverk med låg till normal slambelastning, BOD 5 = 0,05-0,2 kg/kg, d (Hilde et al., 1992; Jenkins, 1992). Lågbelastade reningsverk har oftast långa ledningsnät till verket där en del av de biologiska ämnena reduceras (Holmström et al., 1996). Syrehalten påverkar Microthix parvicella bara i liten skala, då dessa kan överleva både vid låga och höga syrehalter. Det är snarare slamådern som har betydande roll. Microthrix parvicella är resistent för anoxiska/anaeroba selektorer, då den kan använda sig av de ackumulerade reservämnena. Bakterien har mycket liten affinitet till syret K DO =0,5 µmol/l=0,16. Detta styrker det faktum att bakterierna trivs i anläggningar med bra luftning men även kan överleva då syret är begränsat. (Hilde et al. 1992; Jenkins, 1992). Det optimala ph-värdet för bakteriens tillväxt ligger vid 8, men låga temperaturer är att föredra (Hilde et al., 1992; Jenkins, 1992). Enligt Eikelboom et al. (1998) beror filamentstorleken på årstiden (temperaturen) och maximal tillväxt har man observerat under vinter och tidig vår. Knopp et al. (1998) har studerat betingelserna som gynnar Microthrix parvicella. Låga temperaturer (<12-15 C) i kombination med låg belastning (<0,1 kg BOD 7 /kg, d), gynnar filament med längd m. Temperaturen har större påverkan än belastningen. Substraten för Microthrix parvicella är fettsyror med lång kedja: stearin-, palmitin-, och oljesyra. Fettsyrorna kan ackumuleras i celler och bakterien kan klara sig en längre tid även om substraten inte är tillgängliga. I detta fall kan även korta fettsyror utnyttjas. Proteiner och kolhydrater används bara i små mängder. Holmström et al. (1996) rapporterar att Microthrix parvicella gynnas av VFA som produceras genom hydrolys vid slambehandling. Nielsen et al. (2002) har studerat substratet för Microthrix parvicella och har kommit fram till att dessa bakterier tar upp oljesyra under anaeroba och aeroba förhållanden men nya flockar bildas endast under aeroba förhållanden och då lagras oljesyran som lipider. Fettsyrorna och deras estrar används som kolkälla medan ammoniumkvävet används som kvävekälla. Nitrat kan inte användas och därför förekommer Microthrix parvicella främst vid nitrifierande anlägningar med ej fullständig denitrifikation som följd. Hilde et al. (1992) och Westlund (1996) rapporterar att Microthrix parvicella förekommer vid alla tre stora avloppsreningsverk i Stockholm- Bromma, Henriksdal och Himmerfjärden. Alla dessa har en nitrifierande ASP. Microthrix parvicella rapporteras även finnas vid Klagshamnsverket i Malmö som också har nitrifikation i aktivslam anläggning (Wennberg et al., 2008). 14

27 Tillväxthastigheten för bakterien är =0,16-0,060 h -1 vilket betyder att generationstiden är h. Detta är förklaringen till varför Microthrix parvicella trivs i lågbelastade anläggningar med hög slamålder (Hilde et al., 1992). En del författare påpekar att Microthrix parvicella förekommer även vid mycket låg slamålder, <3 dygn (Westlund et al., 1996). Wennberg et al. (2008 b) och Jenkins (1992) har identifierat tillväxt av trådformiga bakterier även vid en slamålder av 5 dygn. Några åtgärder för bekämpning av Microthrix parvicella, föreslagna av Hilde et al. (1992), och Jenkins (1992) är: - avlägsna fettsyror - öka slambelastningen - sänk syrehalten i bassängen - avlägsna ytaktiva ämnen i vattnet som vid närvaro av Microthrix parvicella kan orsaka skumning Alla åtgärderna är svåra att tillämpa och har visat sig endast ge en liten effekt, då filamentbildande bakterier har större yta som ger mer effektivt upptag av näringsämnen och därför kan mikroorganismerna konkurrera med de övriga bakterierna i bassängen. Andra åtgärder som är riskfulla då dessa kan inhibera reningsprocessen (nitrifikationen) enligt Jenkins (1992) och Hwang et al. (1998) är tillsats av organiska polymerer, järn, klor och väteperoxid. Parker et al. (2004) föreslår användning av anaeroba selektorer som har visat sig ha större effekt på filamentbildande bakterier än anoxiska selektorer i början av bassängen. Metoden är mycket tveksam då det alltid finns nitrat i den returerande slamströmmen vid anläggningar med nitrifikation. De senaste åren har andra metoder för bekämpning av Microthrix pravicella provats med betydligt bättre resultat. Westlund et al. (1996) rapporterar att genom att styra slamåldern har man kunnat kontrollera och minimera tillväxten av Microthrix parvicella i två av de tre stora reningsverken i Stockholmsområdet, man har dock misslyckats på det tredje. Även Wennberg et al. (2008 b) rapporterar negativa resultat med denna metod. Även vid slamålder nära den teoretiskt lägst nödvändiga för nitrifikationen har man inte sett någon påverkan på tillväxten av trådformiga bakterier. En annan väl beprövad metod är att tillsätta aluminiumsalt. Idén kommer ursprungligen från Holland (Hansen et al., 1998 ), där man har observerat att reningsverk som använder aluminiumsalt för fällning av fosfor sällan har problem med skummande slam. Idag är denna metod utvecklad och man har kommit fram till att det behövs 2-3 g Al/kg MLSS för att behandla Microthrix parvicella. Effekten är inte omedelbar och behandlingen sträcker sig över några veckor. Även Roels et al. (2002) har observerat att först efter en veckas dosering av aluminium kan man observera minskad tillväxt. Slammet kan räknas som färdigbehandlat först efter 3-4 veckors dosering. Aluminium påverkar Microthrix parvicella enligt följande mekanism. Aluminium orsakar 15

28 elektrostatiska krafter som påverkar bioflockarnas yta. Vidare är det känt från massa- och pappersindustrin att Al-salter fäller långkedjiga fettsyror som är substrat för filamenten bättre än vad Fe-salter gör. Dessa två effekter tillsammans missgynnar substratupptaget för Microthrix parvicella. Mekanismen har studerats av flera forskare och Hamit- Eminovski et al. (2010) har kommit fram till att aluminium påverkar den polymeraktiga ytan som de trådformiga bakterierna har på utsidan av cellerna negativt, vilket hindrar upptaget av substrat. Nielsen et al. (2005) har kommit fram till att aluminium gradvis inhiberar lipasreduktionen samt ger bättre sedimentering och flockulering. Dosering av polyaluminium klorid (PAX) som bekämpningsmedel har visat sig vara en metod som inte alltid har ett positivt resultat. Wennberg et al. (2008 b) rapporterar om tre behandlingar med PAX på Klagshamnsverket, där två av dessa har visat en positiv effekt. Tredje behandlingen varade 87 dygn men trots det lyckades man inte påverka tillväxten av Microthrix parvicella. Efter denna misslyckade behandling bestämde man sig för att testa en metod som tidigare provats på Himmerfjärdsverket i Stockholm; dosering av ozon i returslammet. Behandling med aluminium har misslyckats även vid denna anläggning och Wijnbladh (2009) har kommit fram till att PAX inte alltid ger önskad effekt samt att metoden är opålitlig. Ozonering av aktivt slam med syfte att bekämpa Microthrix parvicella är en metod som har ökat i popularitet de senaste åren. Böhler et al. (2004) testade metoden redan 2004 och kom fram till att partiell ozonering av returslammet, beroende på dosen ozon, kan reducera produktionen av överskottslam, förbättra sedimenteringsegenskaperna samt minska skumningen och slamsvällningen. En negativ effekt rapporteras vara att ozoneringen kan påverka nitrifierarna och därför kan en minskad effektivitet på reningsprocessen förväntas. Även reduktion av slammängden kan förväntas då ozondoser 0,2-0,5 g O 3 /kg SS används, Ahn et al. (2002). Behandlingen går ut på att man tar ut en sidoström (ca 20 % av returslamflödet) som leds vidare till en reaktor där man applicerar ozon med en koncentration på ca 7 w/w %. Dosen varieras beroende på ändamålet för behandlingen. För reduktion av slammängden använder man ca 0,05-0,07 kg O 3 /kg TS enligt Fabiyi et al. (2007). I syfte att förbättra sedimenteringsegenskaperna använder Gardoni et al. (2010) 20 % av returslammet medan Wennberg et al. (2008) använder ca 25 % av returslammet. Ozonet som doserades i den senare hade koncentration 10 w/w % och dosen som användes var 0,006 go 3 /g MLSS. Zhang et al. (2009) har studerat mekanismen hur ozonet påverkar slammet och vilka potentiella reaktionerna sker: - Ozonet kan oxidera de extracellulära polymeriska substanserna som finns på utsidan av filamenten (EPS) - Därefter oxideras cellmembranet, ozonet reagerar med DNA proteinerna inne i cellen - Det frigjorda organiska material som finns löst i mediet kan oxideras 16

29 Denna mekanism kallas för lysering och framställs i figur 4. Figur 4. Lyseringsprocess med ozon som angriper cellväggarna (Spartant Water Treatment, 2010) 17

30 18

31 3 Ozon 3.1 Allmänt Ozon (O 3 ) är en gas bestående av tre syreatomer (trioxygen), (figur 5). Den är en allotrop till syret och är mer instabil än tvåatomens allotrop (O 2 ). Figur 5. Ozonmolekylen (Wikipedia, 2010) Ozon är en naturlig växthusgas som behövs för att rena luften på marknivå. Den bildas när solens UV-strålar träffar syrgas O 2, då bildas det fritt syre, O, och ozon, O 3. I rumstemperatur är gasen blå och är lite löslig i vatten. Vid -112 C kondenserar ozon i form av en mörkblå vätska och vid -196 C bildas en violett-svart fast materia. Både i gas och i vätskeform kan ozon explodera. Människan kan upptäcka ozon vid 0,001 ppm. Vid 0,1-1 ppm kan ozon orsaka huvudvärk och andningsproblem, (Folchetti, 2003). 3.2 Användning av ozon och mekanism Ozon som oxidationsmedel Ozon är kemiskt sett mycket aggressivt och har en stor teknisk användning. Inom dricksvattenrening används ozon för desinfektion, reduktion av lukt, smak och färg (EPA Guidance Manual, 1999) och inom avloppsvattenbehandling som oxidationsmedel och för behandling av slam (Böhler et al. 2004; Al Kdasi et al. 2004). Användning av ozon klassas som en avancerad oxidationsprocess (AOP; Advanced Oxidation Process). Exempel på andra AOP processer är oxidation med H 2 O 2, UV eller kombination av dessa processer (Al Kdasi et al., 2004). Gemensamt för dessa processer är att man syftar till att producera fria radikaler (OH ) som är starka oxidanter och kan oxidera ämnen som vanliga oxidanter inte kan påverka. Ett mått på hur stark en oxidant är, mäts i EOP (elektrokemisk oxidationspotential), några exempel visas i tabell 2. 19

32 Tabell 2. Elektrokemisk oxidationspotential för några oxidanter (Carey, 1992; Techcommentary, 1996; Zhou and Smith, 2002; Metcalf and Eddy, 2003). Oxidationsmedel Elektrokemisk oxidationspotential EOP, V Fluor(F) 3,06 Hydroxylradikal [OH. ] 2,8 Syre (O) 2,42 Ozon (O 3 ) 2,08 Väteperoxid (H 2 O 2 ) 1,78 Hypoklorit (ClO - ) 1,49 Klor (Cl 2 ) 1,36 Klordioxid (ClO 2 ) 1,27 Mekanism AOP karakteriseras med produktion av OH radikaler som attackerar ämnet som skall oxideras på ett selektivt sätt. Ozon är en mycket kraftfull oxidant, när det löses i vatten kan det reagera med organiska komponenter på två olika sätt; genom direkt oxidation som molekylärt ozon eller genom formering av hydroxylradikaler (Al Kadasi et al., 2004; EPA Guidance manual, 1999) enligt figur 6. Figur 6. Mekanismen för hur ozon oxiderar andra ämnen. De två oxidationsreaktionerna konkurrerar om substratet. Direkt oxidation med ozon i vattenlösning är en relativ långsam process jämfört med oxidation med fria radikaler. Samtidigt är koncentrationen av ozon i vattnet relativt hög, medan reaktionen med hydroxylradikalerna är snabbare under normala förhållanden. Man kan säga att: - vid sura förhållanden är den direkta oxidationen med molekylär ozon av stor betydelse 20

33 - under vissa förhållanden gynnas hydroxylproduktionen av fria radikaler, som höjer phvärdet. Vid exponering av UV eller tillsats av H 2 O 2, börjar hydroxyloxidationen dominera. Behandling av aktivt slam med syfte att förbättra slamegenskaperna För behandling av aktivt slam används oftast en sidoström av returslammet som behandlas med ozon och som sedan leds tillbaka till aktivslamanläggningen (Wennberg et al., 2008 samt 2008 b; Spartan water treatment, 2010; Gardoni et al., 2010). Ett schema över hur behandlingen med ozon utförs presenteras i figur 7. R e a k t o r ASP Returslam Sedimentering Överskottsslam Ozon Figur 7. Behandling av aktivslam med ozon genom sidoström. 3.3 Tillverkning av ozon Då ozon är mycket reaktivt och instabilt, måste det produceras där det skall användas. Ozon produceras huvudsakligen genom att kombinera syre (atom) med syremolekylen (O 2 ), enligt: 3O 2 2O 3 ekv.11 Reaktionen är endoterm och kräver mycket tillförsel av energi. Idag finns det flera olika sätt att producera ozon och Corona metoden är den som är mest använd för produktion för industriella behov. Coronaurladdning, även känd som tyst elektrisk urladdning, grundas på att syrehaltig gas passerar mellan två elektroder genom ett urladdningsrum. Man tillför elektrisk spänning över elektroden, vilket orsaker elektrongenomströmning över mellanrummet. Elektronerna sönderdelar syremolekylen och på sätt bildas ozon. Figur 8 visar ett schema för en ozon generator (EPA Guidance manual, 1999). 21

34 Figur 8. Tillverkning av ozon enligt Corona metoden. Högspänning appliceras över elektroderna, elektronerna sönderdelar syremolekylen och ozon bildas. 22

35 4 Klagshamns avloppsreningsverk Klagshamns avloppsreningsverk är beläget i sydvästra Malmö och har varit i drift sedan Verket tar emot avloppsvatten från de sydvästra delarna av Malmö samt Vellinge kommun (Vellinge, Höllviken, Skanör, Falsterbo). Verket är dimensionerat för ett flöde på m 3 /d (Klagshamn avloppsreningsverk, 2010) och en belastning motsvarande personekvivalenter (p.e.) (Nyberg et al., 1994). Aktuell belastning är p.e. (Wennberg et al., 2008; Mases et al., 2010; Miljörapport Klagshamnsavloppsreningsverk, 2009). I tabell 3 presenteras dimensioneringsdata för Klagshamnsverket. Reningskraven för Klagshamnsverket visas i tabell 4. Tabell 3. Dimensioneringsdata Klagshamnsverket. Parameter Värde Personekvivalenter, p.e Max flöde, Q max, m 3 /h 3000 Max flöde till biologisk behandling, Q max AS, m 3 /h Max flöde till efterbehandling, Q max X, m 3 /h Tabell 4. Reningskrav för Klagshamnsverket. Parameter, enhet Värde Typ av krav BOD 7, 10 månadsmedelvärde Tot-P, 0,3 månadsmedelvärde Tot-N, 12 årsmedelvärde Utformning av reningsprocessen på Klagshamnsverket presenteras i figur 9. Avloppsvattnet pumpas via ledningsnätet genom pumpstationerna till en inloppsgrop på verket där det lyfts upp med hjälp av tre frekvensstyrda inloppspumpar (1). Beroende på flödesbelastningen är en till tre pumpar i drift. På grund av den långa ledningen till verket, hinner en del av de organiska föroreningarna brytas ner redan innan vattnet kommer till verket. Detta är en förklaring till varför man har sett en låg belastning av organiskt material jämfört med verkets dimensionering. Det inkommande vattnet blandas med de interna returströmmarna, huvudsakligen från slambehandlingen, rejektvatten, bräddningar från slamförtjockarna samt spolslam från filteranläggningen (Miljörapport Klagshamn, 2009). När vattnet har lyfts upp, passerar det genom rensgaller (2), två linjer á 2 galler. Partiklar med storlek över 2 mm fastnar och transporteras vidare till behandling, tvätt, avvattning och förbränning. I det luftade sandfånget (3) avskiljs sand och grus, luftningen missgynnar bildning av svavelväte. Den avskilda sanden lagras på ett sandupplag (12). I början av bassängen 23

36 doseras fällningskemikalie (FeCl 3 ) som reducerar mängden fosfor i vattnet samtidigt som partikulärt material avskiljs. Vattenflödet är uppdelat på två linjer fr.o.m. gallerna t.o.m. eftersedimenteringsbassängerna. Det bildade slammet, primärslam, sedimenterar på bottnen av försedimenteringsbassängerna (4) där det skrapas, med hjälp av skrapor, till slamfickor och transporteras vidare till slambehandlingen. I aktivslambassängerna (5) luftas vattnet genom ett bottentäckande system av gummimembranluftare. Vid inloppet av bassängerna blandas inkommande försedimenterat vatten med recirkulerat slam från eftersedimenteringsbassängerna (6) (returslam). Det aktiva slammet består av en hög koncentration mikroorganismer, vilka bryter ner föroreningarna i avloppsvattnet. Aktivslamprocessen på Klagshamn drivs för BOD-reduktion, nitrifikation (ammoniumkväveoxidation) och delvis även för fördenitrifikation (reduktion av nitrit- och nitratkväve till kvävgas). Då bassängerna är indelade i zoner (8 st/linje) kan dessa drivas som aeroba (luftade) eller anoxiska (omrörda) vilket medför att olika processer kan prioriteras. Aktivslamprocessen har en begränsad kapacitet. Vid kraftiga regn kan en del av vattnet behöva ledas förbi för att undvika slamflykt. I eftersedimenteringsbassängarna (6) avskiljs slammet från vattnet. Den största delen av slammet pumpas tillbaka till aktivslambassängerna (returslam) och överproduktionen av slam (överskottslammet) skickas vidare till slambehandlingen. Biologiskt renat avloppsvatten och förbilett avloppsvatten från försedimenteringsbassängerna blandas i en pumpgrop (7) på ett sätt som möjliggör att det förbiledda vattnet prioriteras vid nästa processteg. Vattnet som behandlats i aktivslambassängerna innehåller höga halter nitratkväve som måste reduceras. Denna process sker i efterdenitrifikationssteget (8), där nitratkvävet omvandlas till kvävgas. Processen är utformad som en biofilmprocess, där bakterierna växer på bärare och bildar en tunn film på ytan. Den för denitrifikationen nödvändiga kolkällan tillsätts i form av etanol. Bärarna hålls i rörelse med hjälp av omrörare. Partikulärt material som finns i vattnet avskiljs i sista steget i processen i ett två-media, nedströmsfilter (9) fyllt med sand och antracit. Vid filtreringen fastnar partiklarna i filtermediet och filtren måste rengöras genom backspolning med luft och vatten. Spolslammet som bildas samlas upp och leds tillbaka till inloppet på verket. Även efterdenitrifikationsprocessen och filtersteget är hydrauliskt begränsade precis som aktivslamsteget. Till detta steg prioriteras i första hand vatten som har letts förbi biosteget och i andra hand biorenat vatten. Vid höga flöden leds det resterande flödet förbi steget direkt till utloppet (10). 24

37 Utloppsledningen (11) från verket är 3 km lång och utloppet är placerat på 10 m djup. Vattnet leds med självfall och släpps ut i Öresund. Slambehandlingen omfattar gravitationsförtjockare (13) för råslam (primär- och överskottslam) och för rötat slam (15). Rötning sker i två seriekopplade rötkammare (14) där slammet rötas mesofilt vid 37 C med en uppehållstid på 25 dygn. Avvattningen av slammet sker i centrifuger (16) med tillsats av polymer. Gasen som produceras utnyttjas för värme och elproduktion genom förbränning i gaspanna och mikroturbin (18) medan överskottsgasen facklas bort. Utjämning av gasflödet sker i gasklockan (17). 25

38 Figur 9. Processchema för Klagshamnsverket.(1)- Inloppspumpar; (2)- Galler; (3)- Luftat sandfång med dosering av FeCl 3 ; (4)-Försedimenteringsbassänger; (5)- Aktivslamprocess; (6)- Eftersedimentering; (7)-Pumpstation;(8)-MBBR process för denitrifikation med dosering av etanol; (9)- Sandfilter med dosering av FeCl 3 ; (10)- Spolvattenmagasin; (11)- Utloppsledning; (12)- Sandupplag; (13)- Råslamsförtjockare; (14)- Rötkammare; (15)- Rötslamsförtjockare; (16)- Centrifuger;(17)- Gasklocka; (18)- Förbränningsanläggning, pannor och mikroturbin. 26

39 5 Försöksutförande Försöksutförandet innehåller tre delmoment: *behandling av aktivt slam med ozon i fullskala *nitrifikationsförsök i labbskala *mikroskopering av slam 5.1 Ozonering av slam i fullskala Behandlingen av slammet utfördes som fullskaletest där flera delbehandlingar ingick. Behandlingarna 1, 2 och 3 skedde i följd, efter varandra, och var de första behandlingarna med ozonutrustning. Efter att den önskade effekten med avseende på sedimenteringsegenskaperna uppnåddes, stängdes ozonreaktorn ner. Efter ett uppehåll på ett antal veckor observerades återväxt av Microthrix parvicella. Nya behandlingar (4 och 5) gjordes men resultaten av dessa presenteras inte i detalj i denna studie då det uppstod problem med utrustningen (minskad kapacitet och minskat tryckfall över injektorn) vilket ledde till att ozondosen varierade. En del av resultaten bekräftar dock tidigare observationer och slutsatser och därför kommenteras även dessa behandlingar till viss del. Framtagandet av ozonanläggningen skedde i samarbete med Primozone Production AB. Ursprungligen användes ett befintligt kärl som reaktor men strax efter att utrustningen togs i drift, innan de egentliga behandlingarna påbörjades visade det sig att detta kärl inte var lämpligt då det inte kunde trycksättas. Som en följd av detta släpptes en viss mängd ozon ut i atmosfären. Detta skapade ett flertal arbetsmiljö- samt driftsproblem. Dessutom innebär stora mängder restozon (off-gas) att ozonet som doseras inte reagerar med slammet i reaktorn och detta i sin tur leder till att slammet inte behandlas som önskat. En ny trycksatt reaktor ersatte den gamla. Den nya utrustningen kunde garantera en säker drift och en stabil process. Resultaten som redovisas i denna rapport omfattar endast behandlingarna som gjordes i den trycksatta reaktorn. Utrustning I figur 10 visas schematiskt ozonanläggningen vid Klagshamnsverket. Anläggningen kan behandla slam från en linje åt gången. Val av linje görs i returslamgropen (1) genom att öppna dämmet mellan linjen som skall behandlas och mittgropen där inmatningspumpen (2) är fastmonterad. En flödesmätare mäter slamflödet och skickar vidare signalen till centrala styrsystemet. Dessutom skickas även en signal från SS- mätaren från slamgropen där slammet pumpas ifrån. Styrsystemet beräknar mängden returslam som kommer att ozoneras i reaktorn. Ursprungligen var tanken att anpassa ozonmängden till slammängden som skall behandlas. På grund av tekniska problem gjordes detta inte men i framtiden kommer detta att göras. Ozon sprutas in under tryck och blandas med slammet genom injektorn (3). Tryckgivarna registrerar tryckfallet över injektorn samt trycket i 27

40 reaktorn. Ozongeneratorn levererar ca 620 g ozon/h. Uppehållstiden för slammet i reaktorn är ca 19 min. Efter behandling släpps slammet i början på den önskade aktivslamlinjen genom val av utloppsventilventil (4). En provtagningstapp (5) i direkt anslutning till ledningen gör det möjligt att ta ut slamprover direkt efter reaktorn. Bilder på anläggningen visas i figur 11. Figur 10. Schema över ozonanläggningen på Klagshamnsverket (ej skalenlig). 28

41 Figur 11. Ozonanläggningen vid Klagshamnsverket: 1-reaktorn; 2-container med ozongeneratorn; 3-flödesmätare, 4-injektor; 5-utloppsventiler; 6-provtagningstapp, 7- ozongeneratorn. Behandlingsschema Behandlingarna skedde periodvis enligt nedan: Behandling 1 linje 1: (35 dagar) Behandling 2 linje 2: (28 dagar) Behandling 3 linje 1: (53 dagar) Behandling 4 linje 1: (26 dagar) Behandling 5 linje 2: (12 dagar) Den första behandlingen gjordes på linje 1. Efter 35 dagar hade slammet bra sedimenteringsegenskaper. Behandling av linje 2, den andra behandlingen, påbörjades då slamflykt från denna linje också förekom. Linje 2 svarade något snabbare på ozonet och efter 28 dagar påbörjades en ny behandling av linje 1den tredje behandlingen som behövde göras då filamenten hade hunnit växa till sig. Till skillnad från första behandlingen varade denna betydligt längre, 53 dagar. Med en längre behandling var 29

42 tanken att undersöka om längden av ozoneringsperioden är avgörande för filamentåterväxten samt om exponering av slammet under en längre period skulle kunna påverka nitrifikationen negativt. Efter behandling 3 hade slammet på båda linjerna goda sedimenteringsegenskaper och ozonanläggningen stängdes av. Återväxten av filament studerades under uppehållsperioden. Under denna period tömdes även linje 2 för rutinmässig inspektion av luftarsystemet. Slammet från linje 2 sparades i eftersedimenteringsbassängerna och luftades därför inte. Detta är anledningen till varför nitrifikationshastigheten med avseende på slammet i linje 2 är lägre än i linje 1 strax efter idrifttagandet av linje 2. Förutom nitrifikationen har även återväxten av filament fördröjts och troligen är det orsaken till varför snabbare filamentåterväxt observerades i linje 1. Efter 6,5 veckors uppehåll behövdes en ny behandling av linje 1 (fjärde behandlingen). Problem med tryckfall över injektorn ledde till att flödet på returslamströmmen behövde ökas med 32 % jämfört med behandling 1, 2 och 3. Högre flöde ledde till att en snabbare effekt kunde uppnås, behandling 4 kunde avslutas efter 28 dagar. Vid den femte behandlingen behandlades linje 2. Provtagning och analys Analys på prover från båda aktivslamlinjerna samt från ozonreaktorn gjordes tre gånger i veckan. Parametrarna som analyserades var: slamvolym (SV), spädd slamvolym (DSV), slamvolymindex (SVI), spädd slamvolymindex (DSVI), ph, NH 4 -N, SS och VSS. Utöver det noterades fosforhalten före och efter biosteget och SS- och VSS-halten i returslammet från båda linjerna analyserades. All data från analyserna kan ses i bilaga 5. Vilka analysmetoder som användes kan ses i Bilaga Nitrifikationsförsök i laboratorieskala Nitrifikationsförsöken i laboratorieskala utfördes för att kontrollera om nitrifikationshastigheten i slammet har påverkats av ozonet. Det gjordes totalt 10 tester under perioden Nitrifikationshastigheten mättes och jämfördes på alla tre slamproverna, det ozonerade slammet, slammet från referenslinjen samt slammet som togs ut direkt efter ozonreaktorn. Utrustning I figur 12 visas arrangemanget och utrustningen som användes. Dubbelmantlade reaktorer (1) med kranvattenkylning (4), luftpump (2) som skapar aeroba förhållanden i reaktorerna, termometer, klocka och utrustning för provtagning (3) kan ses. 30

43 Figur 12. Reaktorerna som användes vid nitrifikationsförsöken. 1. Dubbelmantlade reaktorer; 2. Luftpump; 3. Provtagningsutrustning; 4. Kylning med kranvatten. Provtagning och analys Provtagningen utfördes med spruta och vid varje provtagningstillfälle togs ml prov ut som filtrerades med hjälp av veckfilterpapper (Munktell 125 mm) som med hjälp av en tratt sänktes ner i provröret. Provet användes för NH 4 -N-analys. Temperaturen i reaktorerna följdes upp var 5:e minut, ph värdet samt SS- och VSS-koncentrationen kontrollerades i början och i slutet på varje test. Ett större prov på 50 ml filtrerades i slutet på varje försök och analyserades för PO 4 -P med syftet att säkerställa att det inte förelåg brist på fosfor, vilket kunna påverka nitrifikationshastigheten negativt. En detaljerad metodbeskrivning av nitrifikationstesten kan ses i bilaga 1. Parametrarna och analysmetoderna som användes i fullskalebehandlingen samt i nitrifikationstesten kan ses sammanställda i bilaga Mikroskopering av slam Slamprover från den behandlade linjen, referenslinjen samt från ozonreaktorn gramfärgades och mikroskoperades en gång i veckan. En databas har skapats för att kunna spara och jämföra resultaten från samtliga genomförda behandlingar. Databasen förenklar dessutom sökning efter tidigare data vid kommande behandlingar. Utrustningen som användes för mikroskopering kan ses i figur 13. Metodbeskrivningen för graminfärgning kan ses i bilaga 3. Samtliga mikroskoperingsbilder i rapporten är förstorade x

44 Figur 13. Mikroskopet och databasen använda i studierna. Mikroskop: Nikon Optiphot-2; Kamera: Nikon Digital Sight DS-U1; Dataprogram: NIS-Elements D

45 6 Resultat och diskussion Data som presenteras i detta kapitel omfattar perioden och gäller resultaten från fullskaleanläggningen (aktivslamprocessen och ozonbehandlingen) samt data från nitrifikationshastighetsförsöken utförda i labbskala. 6.1 Allmänt om problematiken innan behandlingarna påbörjades Denna studie av ozonbehandlingarna påbörjades under våren Under perioden apriljuni registrerades höga slamvolymer ( ml/l) samt högt slamvolymindex ( ml/g) i båda linjerna, se figur 14. Det höga SVI visade på att sedimenteringsegenskaperna var mycket dåliga. Mikroskoperingsbilderna från perioden visade hög filamentförekomst och den dominerande mikroorganismen visade sig vara Microthrix parvicella, se figur 15 a och 15 b (maj 2011). Figur 14. Slamvolym (SV) och slamvolymindex (SVI) i aktivslamlinjerna innan behandlingen med ozonet hade påbörjats. Resultaten avser perioden april- juni Trots dåliga sedimenteringsegenskaper förekom aldrig problem med slamflykt, men det bildades ett tjockt slamtäcke i eftersedimenteringsbassängerna på båda linjerna. Slamtäcket kunde dock avlägsnas periodvis med hjälp av sugbilar. Slamsugning och deponering av slammet är en dyr åtgärd (Wennberg et al., 2009 b) och därför är behandling av slammet med ozon att föredra. Ytterligare en anledning till att påbörja behandlingen var den tidigare erfarenheten att om ingen behandling av slammet påbörjades inom den närmsta tiden så kunde man förvänta sig slamflykt. Exakt när denna inträffar är svårt att säga. Slamtäcket som bildas har en viss positiv effekt, då det stoppar slamflykten vid normala driftsförhållanden. Skulle det däremot komma kraftig nederbörd ökar risken för kraftig slamflykt avsevärt. 33

46 3 För att säkerställa att ingen ny inympning av Microthrix parvicella skulle ske under behandlingen av slammet, avlägsnades slamtäcket strax innan ozoneringen påbörjades. Bild på slamtäcket kan ses i figur 16 a. a b Figur 15 a och 15 b. Bilder på graminfärgning och på ett obehandlat prov från aktivslamanläggningen, tagna De långa, friska filamenten som syns är Microthrix parvicella. Förstoring x100. Förutom ett tjockt slamtäcke i eftersedimenteringsbassängarna förekom även skumbildning i luftningsbassängerna. Detta fenomen har även tidigare observerats i samband med tillväxt av filamentösa bakterier och kan ses i figur 16 b. a b Figur 16 a) Slamtäckebildning i eftersedimenteringsbassängerna; b) Skumbildning i aktivslambassängerna orsakad av Microthrix parvicella. 34

47 6.2 Ozonbehandlingar Fem ozonbehandlingar gjordes under perioden 1 juni 13 december 2011, se behandlingsschemat i kapitel 5.1. Information om behandlingarna finns sammanställd i tabell 5. I tabell 5 visas ett medelvärde för ozondosen använd under respektive behandling. Eftersom SS-halten i returslammet varierar och utrustningen inte kunde anpassa ozonmängden till aktuell koncentration förekom vissa variationer i doseringen. Exakt hur SS-halten varierade kan ses i figur 17. Värdena representerar stickprover. 35

48 Tabell 5. Sammanfattad information om alla ozonbehandlingar. Behandling 1. Linje 1 Behandling 2. Linje 2 Behandling 3. Linje 1 Behandling 4. Linje 1 Behandling 5. Linje 2 Period 1 juni-5 juli 5 juli-1 aug 1 aug-22 sep 7 nov -2 dec 2 dec- 13 dec Längd, dygn Medel SS-halt *i RS, g/l 5,1 4,2 5,1 5,3 5,5 Ozondos, g O 3 /g SS 0,005 0,006 0,005 okänd okänd Antal dagar med SVI under 200 ml/g SV början /SV slut, ml/l 940/ / / / /260 SVI början /SVI slut, ml/g 250/78 225/78 210/83 252/73 220/87 DSV början /DSV slut, ml/l 200/80 100/60 100/70 120/80 160/80 DSVI början /DSVI slut, ml/g 190/ /90 120/ /89 140/89 *baserad på analysdata Tabell 5. Information om samtliga ozonbehandlingar utförda under

49 SS-halter i returslammet Figur 17. SS-halterna i returslammet för linje 1 och 2 som pumpades in till ozonreaktorn. Perioden för varje behandling är markerad i figuren: för linje 1 med heldragna linjer och för linje 2 med streckade linjer. De tjocka svarta linjerna som sträcker sig under varje period presenterar ett medelvärde på SS-halten i returslammet (RS) under den aktuella perioden. Vid ozoneringsbehandlingarna 1, 2 och 3, behandlades ett konstant flöde 25 m 3 /h returslam och endast koncentrationen av suspenderade ämnen varierade. Behandlingstiden varierade enligt tabell 5. Hur länge slammet skulle behandlas bestämdes utifrån sedimenteringsegenskaperna, driftsituationen samt mikroskoperingsobservationerna. Vid behandling 4 och 5 uppstod problem med tryckfall över injektorn och för att uppnå bättre inblandning av ozonet i slammet ökades slamflödet genom systemet från 25 till 32 m 3 /h. Inblandningen visade sig inte vara så effektiv och resultaten från dessa två behandlingar kommenteras därför inte i detalj. I tabell 5 visas även parametrarna SV, SVI, DSV och DSVI vid start och slut på varje behandling. Utöver det visas antal dagar som linjen ozonerades när SVI underskred 200 g/ml. En teori är att om man avbryter ozoneringen för tidigt kan en snabb återväxt ske. Värdet på 200 g/ml valdes utifrån vad Gillberg et al. (2003) anger som högsta värde för normala sedimenteringsegenskaper. Behandling 1 avslutades 5 dagar efter att slammets SVI understigit 200 g/ml och behandling 4 innan SVI nått 200 g/ml. I båda fallen avslutades behandlingen eftersom det förekom slamflykt från den andra linjen och behovet av behandling där var stort. Resultaten av dessa två behandlingar bekräftar teorin att man inte bör avbryta ozoneringen direkt efter att SVI har sjunkit under 200 ml/l och man bör ozonera minst 2 veckor extra för att få en långvarig effekt. Ett annat alternativ är att påbörja ozoneringen tidigare än vid SV ml/l, vad som anges i tabell 5 för start av behandling. Detta då det har visat sig att det kan vara för sent då tillväxten av filamenten i den andra linjen är så pass snabb att slamflykt från denna uppstår innan en behandling kan påbörjas (eftersom ozonering av den andra linjen pågår under denna tid). 37

50 Förutom prover från respektive aktivslamlinje togs även prover direkt efter ozonreaktorn. Tanken var att studera vad som sker i slammet direkt efter att det har blivit utsatt för ozon. Värdena för dessa prover kallas ozon och visas i vissa figurer nedan. ph-värde och fosforhalt Ett av syftena med studien är att undersöka om ozonet har negativ påverkan på nitrifikationshastigheten. För att kunna utesluta att andra faktorer, såsom ph-värdet och tillgång till fosfor, inte påverkat nitrifikationen negativt kontrollerades dessa. Tillgång till löst fosfor och rätt ph-värde (6-8) är viktiga för väl fungerande nitrifikation (Ødegaard, 1992). ph-värdet i det aktiva slammet varierade mellan 6,4 7,2 under hela perioden. Proverna togs vid utloppet från aktivslambassängerna, vilket innebär att värdena var högre vid inloppet, eftersom nitrifikationen förbrukar alkalinitet och sänker ph-värdet. Variationen av ph-värdet ses i figur 18. Figur 18. ph-värden i utloppet från linje 1 och 2 samt direkt efter ozonreaktorn. Nitrifikationsprocessen har ett ph-optimum i området 8-9 och inhiberas vid ph under 6 eller över 10 (Ødegaard, 1992). Tillgång till löst fosfor viktigt för att nitrifikationen skall fungera bra. För hela behandlingsperioden är, med enstaka undantag, fosforhalten som lägst 0,2, se figur 19 vilket visar att det inte har förekommit någon brist. 38

51 Figur 19. Värden för total fosfor för filtrerade prover, tagna i eftersedimenteringsbassängarna samt vid inloppet till aktivslamprocessen. Slamålder En annan viktig parameter för välfungerande nitrifikation är slamåldern. För hög slamålder har visat sig gynna filamenttillväxt, medan för låg kan reducera nitrifikationskapaciteten. I studien följs slamåldern upp som ett glidande medelvärde över 10 värden. Målet är att hålla slamåldern över den teoretiskt nödvändiga för nitrifikationen vid den aktuella temperaturen. I figur 20 visas resultaten från utgående ammoniumhalter från biostegen tillsammans med slamåldern, både teoretisk och uppmätt för respektive linje. Under hela perioden, med undantag i början på september, kan fullständig nitrifikation ses. I september försämrades nitrifikationen på grund av avstängning av linje 2, vilket ledde till ökad belastning på linje 1 och därmed något minskad kapacitet. Genom att studera ammoniumhalterna ut från linjerna under ozoneringsperioden, kan en tydlig slutsats dras; nitrifikationen i fullskala har inte påverkats av ozonet. I figur 20 kan två områden med hög slamålder gällande linje 2 ses (under behandling 3 samt efter den tredje behandlingen). Anledningen till den första höjningen är att slamflykt från linje 2 förekom innan behandlingen påbörjades och som en åtgärd för att höja slamhalten i bassängen minskades överskottslamutpumpningen från denna linje. Inställningarna för överskottslamutpumpningen glömdes under hela perioden som inträffade samtidigt som verket var något underbemannat under semesterperioden.wennberg et al. (2008) samt Jenkins et al. (1992) påpekar att hög 39

52 slamålder kan gynna filamenttillväxt. Genom att hålla slamåldern hög kunde effekten av ozonet på slammet även vid dessa förhållanden studeras. Det visade sig att ozonet angriper filamenten lika effektivt även när filamentgynnande förhållanden i form av hög slamålder finns. Figur 20. I figuren visas den teoretisk beräknade slamåldern nödvändig för nitrifikationen. Den uppmäta slamåldern visas för linje 1 och för linje 2, behandlingsperioderna är markerade med heldragen linje för behandlingarna i linje 1 och med streckad linje för behandlingarna i linje 2. Den andra perioden med hög slamålder inträffade vid idriftsättning av linje 2 efter avstängning för inspektion av luftarsystemet. Vid avstängningen förlorade man en del av slammet och eftersom slamhalterna var så låga som ca 1500 pumpades knappt något överskottslam bort vilket resulterade i höga slamåldersvärden. 40

53 Ozonets inverkan på sedimenteringsegenskaperna har kunnat studeras genom slamvolymen (SV), spädda slamvolymen (DSV) samt slamvolymindexet (SVI) och spädda slamvolymindexet (DSVI). Den sistnämnda tar även hänsyn till de aktuella slamhalterna. Resultaten för SV och SVI visas i figur 21. Både på SV och SVI kan ses att sedimenteringsegenskaperna under den aktuella behandlingen förbättras. I figuren visas just dessa parametrar och inte DVS och DSVI som är mer representativa vid höga SV eftersom det tydligare kan ses hur SV utvecklats under hela perioden som presenteras i figuren. Figur 21. Slamvolym (SV) och slamvolymindex (SVI) för perioden april-december De olika behandlingsperioderna är markerade för linje 1 med heldragna linjerna medan perioderna för linje 2 är markerade med streckade linjer. Med hjälp av mikroskoperingsbilder kunde slammets och filamentens struktur undersökas. Vid infärgning blir slamflockarna och filamenten mer synliga, vilket är orsaken till varför Graminfärgningar gjordes. Bilderna nedan, figur 22-26, är tagna före och efter behandlingarna för respektive period. Dosen som användes vid behandlingarna kan ses i tabell 5. 41

54 Behandling 1 (linje 1) Före Före Efter Efter Figur 22. Mikroskoperingsbilder tagna före och efter behandling 1. Gramfärgning, x 100 förstoring. Från bilderna från behandling 1 (figur 22) kan ses att flockstorleken före behandlingen har varit betydligt större än den efter ozonering. Microthrix parvicella bakterierna som syns på bilderna från har nästan försvunnit efter behandlingen, en ny typ av filament bakterier går att se på bilderna från På de sistnämnda bilderna kan även fria filamenttrådar och segment ses. På bilderna som är tagna efter avslutad behandling ses sammanhängande flockar. 42

55 Behandling 2 (linje 2) Före Före Efter Efter Figur 23. Mikroskoperingsbilder tagna före och efter behandling 2. Gramfärgning, x 100 förstoring. Från bilderna från behandling 2 (figur 23) är det svårt att bedöma hur flockstorleken har påverkats av behandlingen då det förekommer både små och stora flockar på bilderna före behandlingen. Även här syns att förekomsten av Microthrix parvicella reduceras starkt efter avslutad behandling. Vid mikroskoperingen bedömdes att antalet protozoer har ökat efter avslutad behandling. På bilderna efter avslutad behandling syns liksom vid behandling 1 spretiga och tjockare filament som inte liknar Microthrix parvicella. 43

56 Behandling 3 (linje 1) Före Före Efter Efter Figur 24. Mikroskoperingsbilder tagna före och efter behandling 3. Gramfärgning, x 100 förstoring. Bilderna från behandling 3 (figur 24) visar mycket tydligt att ozonet har reducerat förekomsten av Microthrix parvicella. Om flockstorleken har påverkats vid denna behandling är svårt att bedöma. Även här har antalet protozoer i slammet ökar efter ozonering. De långa Microthrix parvicella filamenten som kan ses innan påbörjad behandling har nästan helt reducerats av ozonet och har ersatts av kortare och tjockare filament av en annan art. Vid behandling 3 skickades prover till Kemira Kemi AB för en extern bedömning av proverna som togs före och efter behandlingen. Kemiras bedömning är att filamentindexet minskar avsevärt efter behandling med ozon. På samtliga bilder tagna efter avslutad behandling kan man urskilja andra filamentarter; typ 0041 och/eller typ 1851 som bryggar inom och mellan flockar. Enstaka typ 021N och Nostocoida limicola samt Microthrix parvicella går också att hitta. Andra mikroorganismer som går att urskilja är alltifrån flagellater, spirocheter, ciliater, enstaka skalamöbor till krälande ciliater och stjälkade ciliater. Viss tendens till zoogloeala flockar finns också. Stark-Fujii (2010) bekräftar att även vid Himmerfjärdsverket har man observerat att tillväxten av en del nya filamentarter gynnas efter avslutad ozonbehandling. Troligen gynnas tillväxten av nya arter när Microthrix parvicella reduceras i systemet. Paulson (2010) har observerat att efter ozonering av aktivslam ökar andelen protozoer, något som har setts även vid behandlingarna vid Klagshamnsverket. 44

57 Behandling 4 (linje 1) Före Före Efter Efter Figur 25. Mikroskoperingsbilder tagna före och efter behandling 4. Gramfärgning, x 100 förstoring. Enligt bilderna från behandling 4 har flockstorleken inte påverkats av ozonet. På första bilden från syns ett kluster av protozoer. En intressant observation som syns på bilderna jämfört med de från tidigare behandlingar är att de tjocka filamenterna som Kemira Kemi AB identifierade i proverna från behandling 3, typ 0041 och/eller typ 1851 syns även på bilderna före påbörjad behandling. Dock är deras förekomst något mindre jämfört med den efter avslutad ozonering. 45

58 Behandling 5 (linje 2) Före Före Efter Efter Figur 26. Mikroskoperingsbilder tagna före och efter behandling 5. Gramfärgning, x 100 förstoring. Även i figur 26 med bilder från behandling 5 syns att ozonet har reducerat förekomsten av Microthrix parvicella. De långa, täta och sammanhängande filament från bilderna före behandlingen ersätts av tjockare filament identifierade som typ 0041 och/eller typ Ozonets direkta inverkan på slammet studerades genom prover tagna direkt efter reaktorn, innan slammet blandades in i biosteget. Figur 27 a och b visar behandlat slam, direkt efter att det har utsatts för ozon. a b Figur 27 a och b. Mikroskoperingsbilder på proverna tagna direkt efter ozonreaktorn. Inringade på bilderna visar korta och trasiga filament som har uppstått efter ozonbehandlingen. 46

59 Sammanfattningsvis kan man säga att figur 27 visar att de långa, stora och kraftiga filamenten, som är lätta att se i bilderna före behandlingen, har ändrat sin struktur efter att de har blivit utsatta för ozon. Proverna tagna direkt efter reaktorn visar trasiga filament med kortare struktur samt frisimmande korta segment. Slammets struktur har varit svår att bedöma men okulärt kan man se att flockarna är något mindre i storlek samt att deras form inte är så kompakt som innan slammet behandlades Figur 28. Slamvolym (SV) samt slamvolymindex (SVI) för proverna tagna direkt efter reaktorn (O). Slamvolymen (SV) och slamvolymindexet (SVI) för proverna tagna direkt efter ozonreaktorn visas i figur 28. Ursprungligen fanns det en tanke att studera slammet efter reaktorn för att kunna urskilja tydliga tecken på hur behandlingen fungerar. Tyvärr visar figuren att det är svårt att utläsa någon tydlig tendens gällande parametern slamvolym. Parametern SVI ger något bättre bild av hur sedimenteringsegenskaperna ser ut vid aktuellt provtagningstillfälle. 6.3 Nitrifikationshastigheten i labbskala Det finns delade meningar huruvida nitrifikationshastigheten påverkas vid ozonering. Boehler och Siegrist (2004) har utfört försök i labbskala och kom fram till att nitrifikationen försämras för slam som har blivit behandlat med ozon i doserna 0,017-0,077 g O 3 /g VSS. Sakai et al. (1997) och Dytczak et al. (2007) har utfört försök i fullskala respektive labbskala med syfte att reducera slammängden och båda författarna har observerat att nitrifikationshastigheten inte påverkas negativt. Wennberg et al. (2008) behandlade slam för bekämpning av Microthrix parvicella vid Klagshamnsverket med dosen 0,006 g O 3 /g VSS och även de har noterat negativa effekter på nitrifikationen under försöksperioden. Dock saknas det information om hur slamåldern har varierat; låg slamålder kan vara en förklaring till reducerad nitrifikation. Paulsson (2010) utförde labbförsök med ozondos <0,007 g O 3 /g VSS och kom fram till en motsatt slutsats, nämligen att nitrifikationshastigheten ökar med en differens på 1,2-4,2 mg NH 4 -N/mg VSS*h på det ozonerade slammet jämfört med referenslinjen. Det skall dock observeras att nitrifikationshastigheten är relaterad till VSSkoncentrationen i Paulssons studie, och att VSS-halten minskar p.g.a. ozoneringen. 47

60 Hur ozonet påverkar nitrifikationen på Klagshamnsverket är en nyckelfråga i denna undersökning, då man från tidigare studier vet att problemet med filamenten förekommer på vintern när nitrifikationshastigheten är reducerad och nitrifikationskapaciteten därmed begränsad på grund av lägre vattentemperatur. Nitrifikationshastigheten mättes för slammet i båda linjerna samt för det ozonerade slammet efter reaktorn. Försöket utfördes vid temperaturer mellan C och för att kunna jämföra samtliga resultat beräknades hastigheten till den vid 20 C med hjälp av ekvation 12: )) ekv. 12 där: V uppmätt = uppmätt hastighet, mgnh 4 -N/ mgvss*h V 20 C = hastigheten vid 20 C, mgnh 4 -N/ mgvss*h t = temperaturen, C Totalt utfördes 10 tester och resultaten av samtliga redovisas i tabell 6 samt i figur 29. Tabell 6. Sammanfattade resultat från nitrifikationstesten. I tabellen visas vilken linje som ozonerades, nitrifikationshastigheten för ozonerade linjen och referenslinjen samt för slammet taget direkt efter ozonreaktorn. Linje 1 Linje 2 Provet taget direkt efter ozonreaktorn Ozonerad linje Nitrifikationshastighet vid 20 C, mg NH 4 -N/ mg VSS*h Test 1: ,9 8,5 Ingen Test 2: ,9 8,2 7,6 1 Test 3: ,7 7,8 1 Test 4: ,6 9 2 Test 5: ,4 10,3 9 1 Test 6: ,6 6,7 11,5 1 Test 7: , Test 8: ,7 10,7 Ingen Test 9: ,8 13,1 Ingen Test 10: ,1 11,6 11,3 1 48

61 Figur 29. Nitrifikationshastigheten uppmätt vid olika tillfällen under försöksperioden. Nitrifikationsförtesten är gjorda vid temperatur C, samtliga resultat är temperaturkorrigerade till 20 C. Test 1 gjordes innan behandlingen påbörjades för att se om det var skillnad mellan linjerna. Endast ett test gjordes då det redan fanns resultat från tidigare tester som också visade på att det inte finns någon markant skillnad mellan linjerna. Det är dock svårt att säkerställa detta påstående eftersom driftförhållandena kan variera och resultaten visar endast hur hastigheten ser ut vid ett specifikt tillfälle. Test 8 och 9 gjordes när ingen behandling pågick och hastigheterna för de två linjerna skiljer sig. En förklaring till skillnaden är att linje 2 stängdes av den 18 september för rutinmässig inspektion av luftarna, slammet kunde inte luftas och tappade därför sin fulla kapacitet. Test 2 och 3 gjordes under behandling 1 av linje 1. På grund av problem med analysutrustningen kunde resultaten från testen med slam taget direkt efter ozonreaktorn inte erhållas i test 3. Resultaten från denna behandling visar att det ozonbehandlade slammet hade något högre hastighet än referenslinjen, dock är det svårt att säga om detta är en följd av själva ozoninverkan då nitrifikationshastigheten för slammet taget direkt efter ozonreaktorn är lägre än för slammet i båda linjerna. Test 4 gjordes under behandling 2 av linje 2. Resultaten från de tre slamproverna visade ungefär samma hastighet. Test 5, 6 och 7 är utförda under behandling 3 av linje 1. Vid test 6 visade det sig att den ozonerade linjen hade betydligt lägre hastighet än referenslinjen, medan vid test 5 visade slammet från båda linjerna samma hastighet. Vid test 7 visade linje 2 betydligt högre hastighet än linje 1. Test 8 är gjord efter att ozonbehandlingen avslutats. Test 9 gjordes det att linje 2 åter var i drift efter att ha varit avstängd, vilket är en förklaring till varför slammet visade reducerad kapacitet. Vid test 10 visade den ozonerade linjen betydligt högre hastighet än referens linjen. 49

62 Sammanfattningsvis kan man säga att testerna visade mycket motstridiga resultat om huruvida ozonet påverkar nitrifikationskapaciteten i någon större utsträckning, positivt eller negativt, varför det inte är möjligt att dra några generella slutsatser kring ozonets inverkan på nitrifikationsprocesen från denna studie. Förändringarna hos ammoniumkoncentrationen under testernas gång kan studeras i bilaga 4, Resultat från nitrifikationstesterna. 6.4 Uppföljning och strategi för framtida behandlingar Uppföljningsperioden är här perioderna mellan ozonbehandlingarna. För linje 1 sträcker den ut sig från den 22 september då behandling 3 avslutades till den 7 november då behandling 4 påbörjades. För linje 2 börjar uppföljningen efter avslut av behandling 2 från 1 augusti till början av behandling 5 den 2 december. Hur slamvolymen, slamvolymindexet och den spädda slamvolymen och det spädda slamvolymindexet har varierat under uppföljningsperioderna kan ses i figur 30 och 31. Figur 30. Slamvolymen (SV) och slamvolymindex (SVI) visas för linje 1 och 2. Uppföljningsperioden för linje 1 är markerad med heldragen linje medan uppföljningsperioden för linje 2 är markerad med streckad linje. 50

63 Figur 31. Spädda slamvolymen (DSV) och spädda slamvolymindex (DSVI) visas för linje 1 och 2. Uppföljningsperioden för linje 1 är markerad med heldragen linje medan uppföljningsperioden för linje 2 är markerad med streckad linje. För båda linjerna har uppföljningsperioden varat olika länge. Den har varit nästan 3 gånger längre för linje 2 än linje 1 och förklaringen till det är att återväxten av Microthrix parvicella har varit betydligt snabbare i linje 1 jämfört med linje 2. Man bör inte heller glömma att linje 1 behandlades två omgångar jämfört med en gång för linje 2. I tabell 7 visas data för några uppföljningsparametrar för båda linjerna under uppföljningsperioden. Tabell 7. Sammanfattad information om uppföljningsperioden efter avslutade behandlingar. De viktigaste parametrarna såsom slamvolymen (SV), spädda slamvolymen (DSV), slamvolymindexet (SVI) och spädda slamvolymindex (DSVI) visas. Uppföljningsperiod 1. Linje 1 Uppföljningsperiod 2. Linje 2 Period 22 sep-7 nov 1 aug-2 dec Längd, dygn SV början /SV slut, ml/l SVI början /SVI slut, g/ml DSV början /DSV slut, ml/l DSVI början /DSVI slut, g/ml

64 Snabbare återväxt av filament i slammet från linje 1 kunde även ses vid mikroskopering av proverna, se figur 32 a och b. Pilarna i figuren markerar förekomsten av Microthrix parvicella. a b Figur 32 a och b. Slamprover från linje 1 och linje 2 tagna under uppföljningsperiod 1 respektive 2. Från bilderna går det tydligt att utläsa att antalet Microthrix parvicella i linje 1 är betydligt större än i linje 2. Det går tyvärr inte att förklara varför denna linje ackumulerar filament snabbare även om den har blivit behandlad i 2 omgångar. Detta försvårar även framtagandet av någon generell strategi hur och när linjerna bör behandlas. Litteraturstudien visade att det inte finns många referenser för långvariga studier av behandling av aktivslam med ozon i fullskaleanläggningar, vilket även Lyko et al. (2011) påpekar. Det verkar även vara svårt att överföra en strategi för behandling från en anläggning till en annan eftersom de biologiska systemen kan vara olika och bete sig olika vid exponering för ozon. En bekräftelse för detta påstående är skillnaden mellan linje 1 och 2 vid Klagshamnsverket. Det finns två tänkbara strategier för hur behandlingarna kan utformas i framtiden. Strategi 1 Grunden för denna strategi är att det är svårt att förutse exakt när behovet av behandling finns. Start av behandlingen bör ske vid SVI 200 g/ml samt att man bör ta hänsyn till mikroskoperingsbilderna och hur filamenttillväxten ser ut. Vidare kan man titta på slamvolymen (SV) och ett gränsvärde för denna parameter är 500 ml/l. En annan bra indikator för hur slammets sedimenteringsegenskaper är, är SS-halten i utgående vatten från eftersedimenteringsbassängerna. Om denna överstiger 10 bör man vara uppmärksam på att det snart kan uppstå problem med slamflykt. Stopp av behandlingen bör ske vid SVI < ml/g. Förutom det skall SV vara under ml/l under 1-2 veckor innan ozonet stängs av. Mikroskopering av slammet bör ske 1 52

65 gång/vecka och det är viktigt att kontrollera att nitrifikationen fungerar bra och att det inte finns någon tendens till stigande ammoniumhalter vid utloppet av aktivslamprocessen. Fördelen med denna strategi är att man kan minimera driftkostnaden och driva ozonanläggningen bara när det verkligen behövs. Energibehovet för drift av ozonanläggningen beräknas vara ca 22 kwh/kg ozon + 7 kwh för inmatningspumpen. Nackdelen med denna strategi är att den kräver kontinuerlig uppföljning av processen och planering av behandlingstillfällena. Strategin är något mer riskabel jämfört med strategi 2, då man inte vet exakt hur lång behandlingsperioden för första behandlade linjen kommer att vara, vilket medför att den andra linjen kan komma att behöva behandling samtidigt som den första linjen, något som inträffade i denna studie och som ledde till upprepade behandlingar. Strategi 2 Grunden för denna strategi är att man vill uppnå en säker drift utan risk för att slamflykt kan uppstå och som är oberoende av behandlingarna i den andra linjen. Start och stopp görs schemalagt, t ex 2 veckors behandling av den ena linjen följt av 2 veckors behandling av den andra linjen. Fördelen är att man inte behöver följa upp parametrarna som nämns ovan lika ofta och noggrant som i strategi 1. Nackdelen med denna strategi är att ozonanläggningen kommer att vara kontinuerligt i drift, vilket är kostsamt. Det kommer att vara svårt att avgöra hur långa behandlingarna bör vara. 53

66 54

67 7 Slutsatser Huvudslutsatsen som kan dras från undersökningarna som gjordes med ozonering av aktivslam i fullskala under en period av 10 månader är att ozonering är en bra metod för bekämpning av Microthrix parvicella vid Klagshamnsverket. Vid samtliga behandlingar (5 stycken) minskade SV och SVI i det behandlade slammet, skumbildningen i aktivslambassängerna försvann samt att inget slamtäcke, orsakat av slamflykt, bildades i eftersedimenteringsbassängerna. Mikroskoperingsbilderna visade att Microthrix parvicella försvann nästan helt och endast enstaka filament kunde observeras. Som följd av detta påverkades slammets sedimenteringsegenskaper positivt. Några entydiga slutsatser kring hur nitrifikationen påverkades vid ozoneringen kunde inte påvisas. I fullskala kunde fullständig nitrifikation ses, medan resultaten från labbskaleförsöken var otydliga om huruvida nitrifikationen i den behandlade linjen eller i referenslinjen var snabbare. Man kan sammanfatta att ozonet ar liten effekt på nitrifiaktionshastigheten. Mikroskoperingsbilderna visade att ozonet i dosen som användes vid försöken inte påverkar alla arter av filamentbildande bakterier. De nya filament som förekom efter avslutad behandling hade inte så stark negativ påverkan på sedimenteringsegenskaperna, men är troligtvis en orsak till varför SV inte kunde reduceras mer än till 200 ml/l. I rapporten togs två förslag fram på hur framtida behandlingar kan ske samt vilka parametrar som bör följas upp för att bedöma när behandlingen skall påbörjas och avslutas. Strategi 1 innebär att behandlingen bör startas vid SV 500 ml/l och/eller SVI 200 ml/g. En annan bra indikator för hur slammets sedimenteringsegenskaper är, är SS- halten i utgående vatten från eftersedimenteringsbassängerna. En noggrann bedömning om filamenttillväxten kan göras genom att mikroskopera ett slamprov. Behandlingen kan avslutas när SVI understiger ml/g och/eller när SV är under ml/l och helst skall man behandla slammet 1-2 veckor efter för att förhindra snabb återväxt. Mikroskopering av slammet och bedömning av ozonpåverkan bör göras 1 g/v. Denna strategi har som fördel att ozonanläggningen används bara när den verkligen behövs, vilket borde vara bättre ur ekonomisk synvinkel. Nackdelen är att processenuppföljningen bör ske kontinuerligt och noggrant samt att en viss planering kring behandlingarna krävs då båda linjerna kan ha behov av ozonering samtidigt. Strategi 2 innebär att man behandlar slammet schemalagt, t. ex 2 veckor behandlas den ena linjen och sedan 2 veckor den andra linjen. Fördelen med denna strategi är att man kan planera in behandlingarna samt att det inte krävs lika noga uppföljning av processen. Nackdelen med denna strategi är att ozonanläggningen kommer att vara i drift nästan alltid vilket innebär högre driftkostnader. 55

68 56

69 8 Förslag till framtida studier De utförda studierna bör utvidgas till en ännu längre period, förslagsvis på två år, för att tydliga slutsatser skall kunna dras samt för att lära sig mer detaljer om behandlingen och hur processen svarar på den. Merparten av behandlingarna i denna studie har utförts under det varma halvåret och en liknande studie bör göras för den kalla perioden. En parameter som kan påverkas är nitrifikationen, som i regel är långsammare och därmed känsligare vid lägre temperaturer. Vidare studier bör kunna ge tydligare svar på frågan om huruvida nitrifikationshastigheten påverkas i samband med exponering av slam för ozon. Under denna studie studerades endast en uppföljningsperiod. Ett förslag är att studera vidare vad som händer med slammet efter avslutad behandling och eventuellt hitta svar på frågan varför återväxten av Microthrix parvicella i linje 1 var snabbare än i linje 2. Slutligen föreslås även studier gällande slammets morfologiska struktur efter avslutad behandling. Mer kunskap om de andra filamentarter som uppstår borde skaffas samt vilka doser ozon som eventuellt påverkar dessa. 57

70 58

71 9 Referenser Ahn, K.-H., Park, K. Y., Maeng, S.K., Hwang, J.H., Lee, J.W., Song, K.-G-, Choi, S. (2002) Ozonation of wastewater sludge for reduction and recycling. Water Science and Technology, Vol. 46, No 10, pp Al-Kdasi, A., Idris, A., Saed, K., Guan, C. T. (2004) Treatment of textile wastewater by advanced oxidation process- a review. Global Nest: the Int. J. Vol.6, No 3, pp Alleman, J. E., Prakasam, T. B. S. (1983). Reflections on 7 decades of activated sludge. JWPCF. No 55, pp Andreassen, K., Sigvardsson, L. (1996) Experieces with sludge settleability in different process alternatives for nutrient removal. Water Science and Technology, Vol. 33, No 12, pp Boehner, M., Siegriest, H. (2004) Partial ozonation of activated sludge to reduce excess sludge, improve denitrification and control scumming and bulking. Water Science and Technology. Vol 49, No 11, pp Carey J.H. (1992) An Introduction to AOP for destruction of organics In wastewater. Water Pollution Research J. Canadian, No 27, pp Degremont (2007). Waer treament handbok. Vol. 1, 7th English edition. Rueil-Malmaison. Cedex: Lavoisier. Dytczak, M. A., Londry, K.L., Siegrist, H., Oleszkiewicz, J.A. (2007) Ozonation reduces sludge production and improves denitrification. Wat. Res., No 41, pp Eikelboom, D., Andreaadakis, K., Andreasen, K. (1998) Survey of filamentous populations in nutrient removal plants in four european countries. Wastewater Science and Technology. Vol. 37, No 4-5, pp EPA Guidance Manual. (April 1999). Alternative Disinfectants and Oxidants. [elektronisk] [ ] Fabiyi, M., Novak, R., Ried, A., Wieland, A., Capra, R., Sandon, A. (2007) Sludge using ozone induced lysis. Presented augusti 2007 at World Congress on ozone and ultraviolet technologies, Los Angeles, CA. Folchetti, N., ed. (2003). 22 Chemistry: The Central Science (9 th ed.) Pearson Education. pp ISBN Gardoni, D., Ficara E., Fornarelli, R., Parolini, M., Ganziani, R. (2010) Long term effects of the ozonation of the sludge recycling stream on excess sludge reduction and biomass activity at full scale. Presented at IWA Conference: Water and Wastewater Treatment Plants in Towns and Communities of the XXI Century: Technologies, design and Operation, Moscow

72 Gillberg, L., Hansen, B., Karlsson,I., Nordström Enkel, A.,Pålsson,A. (2003) About water treatment. Helsingborg. Kemira Kemwater. Hamit- Eminovski, Eskildsson, K., Arnebrandt, T. (2010) Changes in surface properties of Microthrix parvicella upon addition of polyaluminium chloride as characterized by atomic force microscopy. Biofouling: The Journal of Bioadhesion and Biofilm Research, Vol. 26, No 3, pp. 323:331. Hansen, B., Smith G. (1998) Bulking sludge control by simultaneous flocculation with polyaluminiumchloride. Kemira Kemi AB. [elektronisk] [ ] Henze, M., Harremoës, P., Jansen, J. la. C, Arvin, E. (1992) Spildevandsrensning. Biologisk og kemisk. Polyteknisk Forlag. Hilde, L., (1992) Fadenförmige Mikroorganismen aus belebten Schlamm. Vorkommen- Biologi-Bekämpfung. ATV. Dokumentation und Schriftenreihe aus Wissenschaft und Praxis.30. Holmström, H., Brosander, J., Dahlberg, A.-G., Dillner-Westlund, Å., Flygborg, L., Joninen, K., (1996). Severe bulking and foaming at the Himmerfjärden WWTP. Water Science and Technology, Vol. 33, No 12, pp Hwang, Y., Tanaka, T. (1998) Control of Microthrix parvicella in activated sludge. Water Science and Technology, Vol. 32, No 5, pp Jenkins, D., Richard, M.G., Daigger, G. T. (1993). Manual on the causes and control of activated sludge bulking and foaming. Lewis publishers. ISBN Klagshamns Avloppsreningsverk. Broschyr. VA SYD. (2010). [elektronisk] %20och%20avloppsbroschyrer/Vatten%20och%20avlopp/Klagshamns_reningsverk_2009.pdf [ ] Knopp, S., Kunst, S. (1998) Influence of temperature and sludge loading on activated sludge settling, expecially on Microthrix parvicella. Water Science and Technology. Vol. 3-7, No 4-5, pp Lee, N., Molin, G., Welander, T. (1991) Mikrofloran i aktivt slam. En litteratursludie. LTH, december Lyko, S., B. Teichgräber, A. Kraft. (2011) Bulking control by full scale ozonation of returned activated sludge at low dose. Presented on: 11th specialised Conference of Design, Operation and Economics of Large WWTP's. 4-8 September Budapest, Hungary. Mases, M., Dimitrova, I., Nyberg, U., Gruvberger, C., Andersson, B. (2010) Experiences from BMMR post-denitrification process in long-term operation at two WWTPs. Presented on: WEF/IWA Biofilm Reactor Technology Conference, August 2010, Portland, Oregon, USA. 60

73 Miljöbalken (1998:08). [elektronisk] [ ] Miljörapport Klagshamnsverket (2009). VA SYD. Naturvårdsverket (2010) Miljömålsystemet. [elektronisk] [ ] Nielse, P., Kragelund, C., Nielse, J., Tiro, S., Lebek, M., Rosenwinkel, H.-K., Gessesse, A. (2005) Control of Mictrothrix parvicella in activated sludge plants by dosage of polyaluminiumchrolide salts: possible mechanisms. Wiley- VCH, Verlag GmbH&Co. Weinheim. Nielsen, P.H, Roslev, P., Dueholm, T.E., Nielsen, J. C., (2002) Microthrix parvicella, a specialized lipid consumer in anaerobic aerobic activated sludge plants. Water Science and Technology, Vol. 46, No 1-2, pp Nyberg, U. (1994) System för närsaltsavskiljning vid Klagshmns reningsverk. Doktoravhandling, Vattenförsörjning - och Avloppsteknik, Avhandling, LTH, Avdelning för VA-teknik. Ozone (2010). [elektronisk] [ ] Parker,D., Appleton, R., Bratby, J., Melcer, H. (2004) North American performance experience with anoxic and anaerobic selectors for activated sludge bulking control. Water Science and Technology, Vol. 50, No 7, pp Paulsson, M. (2010) Ozonering av aktivt slam- effekter på sedimenteringsegenskaper och processhastigheter. LTH, Institutionen för Kemiteknik. Roels, T., Dauwe, F., Van Damme, S, de Vilde Roelandt, F. (2002) The influence of PAX-14 on activated sludge systems and in particular on Microthrix parvicella. Water Science and Technology, Vol. 46, No 1-2, pp Sakai, Y., Tetsuro, F., Hidenari, Y., Shibata, M. (1997) An activated sludge process without excess sludge production. Wat. Sci. Tech., Vol. 36, No.11, pp SNFS 1990:14 Kungörelse med föreskrifter om kontroll av utsläpp till vattendrag- och markrecipient från anläggningar för behandling av avloppsvatten från tätbebyggelse. 24 augisti Spartant Water treatment (2010). [elektronisk] spartamntwatertreatment.com/ozoen-sludge-reduction.html. [ ] Stark- Fujii, K. (2011) Muntlig kommunikation om bekämpning av Microthrix parvicella på Himmerfjärdsverket i Stockholm. 61

74 Stridh, S. (2009) Muntlig kommunikation om bekämpning av Microthrix parvicella på Himmerfjärdsverket i Stockholm. Svenskt vatten, Avloppsteknik 2. (2007). ISSN Tschobanoglous, G., Burton, F.L., Stensel. H.D. (2004) Wastewater engineering, treatment and reuse. UK: McGraw-Hill Education, four edition. Wennberg M., Nyberg U., Mante, J., Ryden, M., Jönsson, K., (2009 a) Decreasing filamentious growth using aluminium-based chemical and ozone at Klasghamn WWTP, Presented at IWA 2nd Specialized Conference in Krakow, Poland, Wennberg, M., Nyberg, U., Jönsson, K., bekämpning av filamentmed Al eller ozon vid Klagshamn avloppsreningsverk? (2009 b). Den 11. Nordiske (NORDIWA) Spildevandkonference, Odense, Westlund, Å.D., Hagland, E., Rothman, M. (1996) Bulking and foaming by Microthrix parvicella at three large sewage treatment plants in the greater Stockholm area. Water Science and Technology. Vol. 34, No5-6, pp Wijnbladh, E. (2009). [elektronisk] [ ] Zhang G., Yang, J., Liu, H., Zhang, J. (2009) Sludge ozonation: desintegration, supernatant changes and mechanisms. Biores. Tech. Vol. 100, pp Zhou H. and Smith D. W. (2002), Advanced technologies In water and wastewater treatment, Journal Environmental Engineering Science, Vol. 1, pp Ödegaard, H. (1992) Fjerning av næringsstoffer ved rensing av avlöpsvann. Tapir forlag

75 BILAGA 1 Metodbeskrivning för nitrifikationshastighetsbestämning Allmänt Nitrifikationen är processen där autotrofa bakterier omvandlar ammoniumkvävet till nitritoch nitratkväve i syrerika (aeroba) förhållanden. Denna metod för bestämning av nitrifikationshastigheten används för aktivslamsystem och går ut på att mäta reduktionen av ammoniumkvävet resp. ökning av nitrit-/nitratkvävet i en reaktor i tiden. Nitrifikationshastigheten kan bestämmas med hjälp av nitrit-/nitratkoncentrationen men även med hjälp av ammoniumkoncentrationen. Vid Klagshamnsverket finns samlat data som har som enhet ammoniumkoncentrationen och därför valdes denna metod även vid dessa analyser. Utrustning *dubbelmantlade reaktorer (2 l) *luftpump *slangar och kylvatten *termometer *diffusorer *ph mätare *Analysutrustning för NH 4 -N-, SS-, VSS-bestämning *tidur *filtreringsutrustning- trattar, veckfilterpapper, ställ *provtagning- spruta, rör Reagens *stamlösningar 50 ml ammoniumstandard 1000 (NH 4 Cl); 5-10 ml fosforstandard 120 (K 2 HPO 4) ; Vid behov 1 M lut NaOH *avloppsvatten *aktivt slam/ returslam Utförande 1. Häll upp aktiva slammet och avloppsvattnet i reaktorn. 2. Starta luftningen och mät temperaturen. Vid behov kan denna justeras genom kylningssystemet, börvärde är 20 C. 2. Mät ph-värdet och vid behov justera med NaOH-lösning. Nitrifikationen fungerar optimalt i intervallet 7,5 8,5. 3. Tillsätt fosforlösningen. En önskad fosforkoncentration vid testens slut är >0,5. 5. Tillsätt ammoniumlösningen och låt systemet blandas om under 3-4 minuter. 6. Ta ut prover vid 0, 5, 10, 15, 20, 30, 45 och 60 minuter. 7. Ett prov för analys av SS/VSS tas ut i början och i slutet på testet, ytterligare ett prov på 50 ml tas för analys av fosforhalterna i början och i slutet. 63

76 Beräkningar Nitrifikationshastigheten beräknas i (mg NH 4 -N/(g VSS * h)) enligt ekvation 13 ) ) ) ekv. 13 där v k är hastigheten, (mg NH 4 -N/(g VSS * h)) är koncentrationen 64

77 BILAGA 2 Analyser och parametrar använda i rapporten Tabell 8. Analyser och parametrar använda i rapporten. Parameter/ Analys Enhet Metod/ Utrustning DSV ml/l VAV P54 Aug 1984, spädning 3 ggr DSVI - Se ekv. 10 Infärgning- Gram - Se bilaga 3 -Metodbeskrivning för Graminfärgning Mikroskopering - Nikon Optiphot- 2mikroskop NH 4 -N FIAstar 5000 enl. AN 5220-SE ACC to ISO Nitrifikationshastighet (mg NH 4 -N/(g VSS *h)) Se Bilaga 1- Metod för nitrifikationshastighetsbestämning O 2 Hach HQ 30d flexi ph - Mettler Toledo Sever Easy PO 4 -P SS-EN ISO 6878:2005 SS SS-EN 872:2005 SV ml/l VAV P54 Aug 1984 SVI - Se ekv. 8 och ekv. 9 SÅ dygn Se ekv. 7 Temperatur C Digital termometer Tot-P SS-EN ISO 6878:2005 VSS SS (3) 65

78 66

79 BILAGA 3 Metodbeskrivning för graminfärgning Graminfärgning gjordes enligt följande recept: Reagenser * Fluka Analytical Gram Staining Kit (lösning 1-kristallviolettlösning; lösning 2- jodlösning; lösning 3- safraninlösning) * destillerat vatten * etanol 95 % -ig lösning Utförande 1. Preparera provet på ett objektglas och låt lufttorka. 2. Färga 1 min med lösning Skölj med vatten. 4. Färga 1 min med lösning Skölj noga med vatten. 6. Håll objektglaset i ca 45 graders vinkel och avfärga med etanolläsningen droppvis i 30 sek. Avfärga inte för mycket. Trycktorka med absorberande papper. 7. Skölj med destillerat vatten. 8. Färga med lösning 3 i 1 min. 9. Skölj noga med vatten, torka med absorberande papper. 10. Mikroskopera vid önskande förstoring. 67

80 68

81 C NH4-N, BILAGA 4 Resultat från nitrifikationstesterna Test 1 Tabell 9. Nitrifikationsförsök Test 1. Linje 1 Linje 2 Provet taget direkt efter ozonreaktorn Hastighet vid 20 C, mg NH 4 -N/mg VSS*h 6,2 6,0 Temperatur (medel), C 16,5 16,3 SS (medel), VSS (medel), Minuter Linje 1 Linje 2 Linjär (Linje 1) Linjär (Linje 2) Figur 33. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1 och linje 2. Ingen av linjerna ozonerades Minuter Linje 1: temperatur Linje 2: temperatur Figur 34. Temperaturvariationen under försöket 69

82 Tabell 10. Test 1. Försöksdata för Linje 1. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, ,9 17, , ,6 16, , , >0, Tabell 11. Test 1. Försöksdata för Linje 2 Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, ,9 16, ,3 16, ,8 16, , ,5 16, ,1 17 >0,

83 C NH4-N, Test 2 Tabell 12. Nitrifikationsförsök Test 2. Linje 1 Linje 2 Provet taget direkt efter ozonreaktorn Hastighet vid 20 C, mg NH 4 -N/mg VSS*h 7,3 6,0 6,2 Temperatur (medel), C 17,3 16,3 17,5 SS (medel), VSS (medel), Minuter Linje 1 Linje 2 ozon Linjär (Linje 1) Linjär (Linje 2) Linjär (ozon) Figur 35. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1, linje 2 och ozonprovet. Linje 1 ozonerades, provet taget direkt efter ozonreaktorn benämns ozon i figuren. 25,0 20,0 15,0 10,0 5,0 0, Minuter Linje 1: temperatur Linje 2: temperatur Ozon: tempeartur Figur 36. Temperaturvariationen under försöket, provet taget direkt efter ozonreaktorn benämns ozon i figuren. 71

84 Tabell 13. Test 2. Försöksdata för Linje 1. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 37,4 18,0 7, ,9 18, , , ,9 17 >0, Tabell 14. Test 2. Försöksdata för Linje 2. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 38,8 18,0 7, ,6 18, ,2 18, ,1 18 >0, Tabell 15. Test 2. Försöksdata för Provet taget direkt efter ozonreaktorn. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 32,3 18 7, , , , , ,6 18 >0,

85 C NH4-N, Test 3 Tabell 16. Nitrifikationsförsök Test 3. Linje 1 Linje 2 Provet taget direkt efter ozonreaktorn Hastighet vid 20 C, mg NH 4 -N/mg VSS*h 10,7 7,8 Temperatur (medel), C 20,0 20,0 SS (medel), VSS (medel), Minuter Linje 1 Linje 2 Linjär (Linje 1) Linjär (Linje 2) Figur 37. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1och linje 2. Linje 1 ozonerades. 25,0 20,0 15,0 10,0 5,0 0, Minuter Linje 1: temperatur Linje 2: temperatur Figur 38. Temperaturvariationen under försöket 73

86 Tabell 17. Test 3. Försöksdata för Linje 1. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 34,1 20,0 8, ,6 20, ,4 20, ,0 20, ,0 20, ,3 20, ,1 20,0 >0,8 7, Tabell 18. Test 3. Försöksdata för Linje 2. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 31,5 20,0 8, ,1 20, ,0 20, ,6 20, ,9 20, ,5 20, ,0 20, ,7 20,0 >0,8 7,

87 C NN4-N, Test 4 Tabell 19. Nitrifikationsförsök Test 4. Linje 1 Linje 2 Provet taget direkt efter ozonreaktorn Hastighet vid 20 C, mg NH 4 -N/mg VSS*h 9,0 8,6 9,0 Temperatur (medel), C SS (medel), VSS (medel), Minuter Linje 1 Linje 2 ozon Linjär (Linje 1) Linjär (Linje 2) Linjär (ozon) Figur 39. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1, linje 2 och ozonprovet. Linje 2 ozonerade, provet taget direkt efter ozonreaktorn benämns ozon i figuren. 25,0 20,0 15,0 10,0 5,0 0, Minuter Linje 1: temperatur Linje 2: temperatur Ozon: tempeartur Figur 40. Temperaturvariationen under försöket, provet taget direkt efter ozonreaktorn benämns ozon i figuren. 75

88 Tabell 20. Test 4. Försöksdata för Linje 1. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 31,0 20,0 7, ,7 20, ,7 20, ,5 20, ,0 20, ,6 20, ,5 20,0 >0,8 6, Tabell 21. Test 4. Försöksdata för Linje 2. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 29,9 20,0 7, ,5 20, ,4 20, ,5 20, , ,8 20, ,5 20, ,5 20,0 >0,8 6, Tabell 22. Test 4. Försöksdata för provet taget direkt efter ozonreaktorn. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 30,3 19,0 7, ,0 19, ,7 19, ,9 19, ,1 19, ,2 20, ,2 21, ,9 21,0 >0,8 7,

89 C NH4-N, Test 5 Tabell 23. Nitrifikationsförsök Test 5. Linje 1 Linje 2 Provet taget direkt efter ozonreaktorn Hastighet vid 20 C, mg NH 4 -N/mg VSS*h 10,4 10,3 9 Temperatur (medel), C 21,5 21,8 20,0 SS (medel), VSS (medel), Minuter Linje 1 Linje 2 Ozon Linjär (Linje 1) Linjär (Linje 2) Linjär (Ozon) Figur 41. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1, linje 2 och ozonprovet. Linje 1 ozonerades, provet taget direkt efter ozonreaktorn benämns ozon i figuren. 25,0 20,0 15,0 10,0 5,0 0, Minuter Linje 1: temperatur Linje 2: temperatur Ozon: tempeartur Figur 42. Temperaturvariationen under försöket, provet taget direkt efter ozonreaktorn benämns ozon i figuren. 77

90 Tabell 24. Test 5. Försöksdata för Linje 1. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 38,8 18, ,6 20, ,5 21, ,4 23, ,3 24, ,4 22, ,7 22, ,1 22,0 >0,8 7, Tabell 25. Test 5. Försöksdata för Linje 2. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 42,9 18,0 8, ,9 20, ,9 22, ,1 24, ,7 24, ,0 22, ,3 22,0 >0,8 7, Tabell 26. Test 5. Försöksdata för provet taget direkt efter ozonreaktorn. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 41,0 20,0 8,4 1 20,0 5 43,2 20, ,5 20, , ,1 20, ,9 20, ,0 20, ,6 20,0 >0,8 7,

91 C NH4-N, Test 6 Tabell 27. Nitrifikationsförsök Test 6. Linje 1 Linje 2 Provet taget direkt efter ozonreaktorn Hastighet vid 20 C, mg NH 4 -N/mg VSS*h 11,6 6,7 11,5 Temperatur (medel), C 19,3 19,2 19,5 SS (medel), VSS (medel), Minuter Linje 1 Linje 2 Ozon Linjär (Linje 1) Linjär (Linje 2) Linjär (Ozon) Figur 43. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1, linje 2 och ozonprovet. Linje 1 ozonerades, provet taget direkt efter ozonreaktorn benämns ozon i figuren. 25,0 20,0 15,0 10,0 5,0 0, Minuter Linje 1: temperatur Linje 2: temperatur Ozon: tempeartur Figur 44. Temperaturvariationen under försöket, provet taget direkt efter ozonreaktorn benämns ozon i figuren. 79

92 Tabell 28. Test 6. Försöksdata för Linje 1. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 51,0 18, ,0 18, ,0 19, ,0 19, ,0 20, ,5 20, ,0 20, ,0 20,0 >0, Tabell 29. Test 6. Försöksdata för Linje 2. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, ,0 8, ,0 18, ,0 19, ,0 19, , , ,3 19,0 >0,8 7, Tabell 30. Test 6. Försöksdata för provet taget direkt efter ozonreaktorn. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 36,0 19,0 8, ,0 19, ,0 19, ,0 19, ,0 19, ,6 20, ,4 20, ,0 20,0 >0,8 7,

93 C NH4-N, Test 7 Tabell 31. Nitrifikationsförsök Test 7. Linje 1 Linje 2 Provet taget direkt efter ozonreaktorn Hastighet vid 20 C, mg NH 4 -N/mg VSS*h 9, Temperatur (medel), C 19,7 20,0 20,0 SS (medel), VSS (medel), Datum Linje 1 Linje 2 Ozon Linjär (Linje 1) Linjär (Linje 2) Linjär (Ozon) Figur 45. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1, linje 2 och ozonprovet. Linje 1 ozonerades, provet taget direkt efter ozonreaktorn benämns ozon i figuren. 25,0 20,0 15,0 10,0 5,0 0, Minuter Linje 1: temperatur Linje 2: temperatur Ozon: tempeartur Figur 46. Temperaturvariationen under försöket, provet taget direkt efter ozonreaktorn benämns ozon i figuren. 81

94 Tabell 32. Test 7. Försöksdata för Linje 1. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 23,8 19, ,7 19, ,3 20, ,0 20, ,5 20, ,4 19, ,6 20,0 60 5,5 19,5 >0, Tabell 33. Test 7. Försöksdata för Linje 2. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 15,8 20,0 8, ,5 20,5 10 9,7 20,5 15 8, , ,8 19,5 45 0,5 20,0 60 0,37 20 >0,8 7, Figur 34. Test 7. Försöksdata för provet taget direkt efter ozonreaktorn. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 15,8 20,0 8, ,5 20,5 10 9,7 20,5 15 8,3 20,0 20 6,3 20,0 30 3,8 19,5 45 0,5 20,0 60 0,37 20,0 >0,8 7,

95 C NH4-N, Test 8 Tabell 35. Nitrifikationsförsök Test 8. Linje 1 Linje 2 Provet taget direkt efter ozonreaktorn Hastighet vid 20 C, mg NH 4 -N/mg VSS*h 12,7 10,7 Temperatur (medel), C 17,9 17,9 SS (medel), VSS (medel), Minuter Linje 1 Linje 2 Linjär (Linje 1) Linjär (Linje 2) Figur 47. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1 och linje 2. Ingen linje ozonerades. 25,0 20,0 15,0 10,0 5,0 0, Minuter Linje 1: temperatur Linje 2: temperatur Figur 48. Temperaturvariationen under försöket. 83

96 Tabell 36. Test 8. Försöksdata för Linje 1. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 36,0 17,5 7, ,2 17, ,6 18, ,0 17, ,6 18, ,5 18, ,5 18, ,5 18,5 >0,8 6, Tabell 37. Test 8. Försöksdata för Linje 2. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 34,0 17,5 8, ,5 17, ,6 18, ,0 17, ,6 18, ,2 18, ,0 18, ,9 18,5 >0,8 7,

97 C NH4-N, Test 9 Tabell 38. Nitrifikationsförsök Test 9. Linje 1 Linje 2 Provet taget direkt efter ozonreaktorn Hastighet vid 20 C, mg NH 4 -N/mg VSS*h 15,8 13,1 Temperatur (medel), C 17,4 18,1 SS (medel), VSS (medel), Minuter Linje 1 Linje 2 Linjär (Linje 1) Linjär (Linje 2) Figur 49. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1 och linje 2. Ingen linje ozonerades. 25,0 20,0 15,0 10,0 5,0 0, Minuter Linje 1: temperatur Linje 2: temperatur Figur 50. Temperaturvariationen under försöket. 85

98 Tabell 39. Test 9. Försöksdata för Linje 1. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 29,4 17,0 8, ,7 17, ,9 17, ,7 17, ,5 17, ,2 18, ,5 18,0 60 8,9 18,0 >0,8 7, Tabell 40. Test 9. Försöksdata för Linje 2 Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 26,6 18,0 8, ,0 18, ,3 18, ,3 18, ,3 18, ,4 18,0 45 9,4 19,0 60 5,3 18,0 >0,8 7,

99 C NH4-N, Test 10 Tabell 41. Nitrifikationsförsök Test 10. Linje 1 Linje 2 Provet taget direkt efter ozonreaktorn Hastighet vid 20 C, mg NH 4 -N/mg VSS*h 16,1 11,6 11,3 Temperatur (medel), C 16,1 16,0 16,0 SS (medel), VSS (medel), Minuter Linje 1 Linje 2 ozon Linjär (Linje 1) Linjär (Linje 2) Linjär (ozon) Figur 51. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1, linje 2 och ozon. Linje 1 ozonerades, provet taget direkt efter ozonreaktorn benämns ozon i figuren. 25,0 20,0 15,0 10,0 5,0 0, Minuter Linje 1: temperatur Linje 2: temperatur Ozon: tempeartur Figur 52. Temperaturvariationen under försöket, provet taget direkt efter ozonreaktorn benämns ozon i figuren. 87

100 Tabell 42. Test 10. Försöksdata för Linje 1. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 30,6 15,0 8, ,3 16, ,2 16, ,7 16, ,5 16, ,7 16, ,8 16, ,6 17,0 >0, Tabell 43. Test 10. Försöksdata för Linje 2. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 33,3 15,0 8, ,8 16, ,8 16, ,6 16, ,3 16, ,1 16, ,7 16, ,0 16,0 >0, Tabell 44. Test 7. Försöksdata för provet taget direkt efter ozonreaktorn. Tid, min NH 4 -N, Temperatur, C PO 4 -P, ph SS, VSS, 0 23,7 15,0 7, , ,5 16,0 24, ,5 16,0 22, ,2 16,0 24, ,6 16,0 20, ,3 16,0 17, ,5 16,0 15, ,9 16,0 >0, ,9 88

101 SS i Eftersedimentering 1, SS i Eftersedimentering 2, SS i aktivslam 1, SS i aktivslam 2, SS i returslam 1, SS i returslam 2, Vattenflöde 1, m 3 /d Vattenflöde 2, m 3 /d Överskottsslamflöde 1, m 3 /d Överskottsslamflöde 2, m 3 /d BILAGA 5 Drift- och labbresultat Tabell 45. Beräkning av slamåldern Aerob volym 1, m 3 Aerob volym 2, m 3 Slamålder 1, dygn Slamålder 2, dygn Glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Temperatur i försedimenteringen, C Teoretisk erforderlig SÅ, dygn

102 Aerob volym 1, m 3 Aerob volym 2, m 3 SS i Eftersedimentering 1, SS i Eftersedimentering 2, SS i aktivslam 1, SS i aktivslam 2, SS i returslam 1, SS i returslam 2, Vattenflöde 1, m 3 /d Vattenflöde 2, m 3 /d Överskottsslamflöde 1, m 3 /d Överskottsslamflöde 2, m 3 /d Slamålder 1, dygn Slamålder 2, dygn Glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Temperatur i försedimenteringen, C Teoretisk erforderlig SÅ, dygn , ,1 8,3 9 11, , ,1 7,4 9 11, ,0 5,7 9 11, , , , , ,9 6, , , ,3 6, , ,7 5, , ,3 5, , , , ,7 6, , , ,2 8,9 11 9, ,0 90

103 Aerob volym 1, m 3 Aerob volym 2, m 3 SS i Eftersedimentering 1, SS i Eftersedimentering 2, SS i aktivslam 1, SS i aktivslam 2, SS i returslam 1, SS i returslam 2, Vattenflöde 1, m 3 /d Vattenflöde 2, m 3 /d Överskottsslamflöde 1, m 3 /d Överskottsslamflöde 2, m 3 /d Slamålder 1, dygn Slamålder 2, dygn Glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Temperatur i försedimenteringen, C Teoretisk erforderlig SÅ, dygn ,8 7,2 9,5 6,8 10,3 6,8 11 9, , , ,4 9,1 10,1 6,9 10,8 7,6 11 9, , ,1 9,2 10,4 7,0 10,3 7,8 11 9, , , ,3 7,6 9,9 7,2 10,2 7,7 11 9, , ,3 8,9 10,1 7,5 10,3 8,0 11 9, , ,4 8,6 10,3 7,7 10,5 8,2 11 9, , , ,9 7,9 10,4 7,9 10,3 8,3 12 8, , ,0 8,8 10,7 8,3 10,4 8,4 11 9, , ,0 10,4 11,1 8,7 11,2 8,8 12 8,2 91

104 Aerob volym 1, m 3 Aerob volym 2, m 3 SS i Eftersedimentering 1, SS i Eftersedimentering 2, SS i aktivslam 1, SS i aktivslam 2, SS i returslam 1, SS i returslam 2, Vattenflöde 1, m 3 /d Vattenflöde 2, m 3 /d Överskottsslamflöde 1, m 3 /d Överskottsslamflöde 2, m 3 /d Slamålder 1, dygn Slamålder 2, dygn Glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Temperatur i försedimenteringen, C Teoretisk erforderlig SÅ, dygn , , ,5 12,0 11,3 9,0 11,6 9,4 12 8, , , , , , , , ,8 7,1 10,4 8,9 10,4 9,1 13 7, ,1 10,4 10,5 9,1 10,7 9,3 13 7, ,0 5,0 9,7 8,7 9,3 8,5 14 6, , , , ,8 9,9 10,1 8,9 9,5 8,7 13 7, , , ,4 10,6 10,0 9,1 9,7 9,3 13 7,4 92

105 Aerob volym 1, m 3 Aerob volym 2, m 3 SS i Eftersedimentering 1, SS i Eftersedimentering 2, SS i aktivslam 1, SS i aktivslam 2, SS i returslam 1, SS i returslam 2, Vattenflöde 1, m 3 /d Vattenflöde 2, m 3 /d Överskottsslamflöde 1, m 3 /d Överskottsslamflöde 2, m 3 /d Slamålder 1, dygn Slamålder 2, dygn Glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Temperatur i försedimenteringen, C Teoretisk erforderlig SÅ, dygn , , , , , ,3 6,9 9,5 8,9 8,5 8,0 14 6, , , , , , , ,6 6,4 9,4 8,7 8,7 8,4 15 6, , , , , ,0 3,7 9,6 8,2 9,2 7,3 15 6, , ,6 6,2 9,7 7,8 10,2 6,9 15 6,1 93

106 Aerob volym 1, m 3 Aerob volym 2, m 3 SS i Eftersedimentering 1, SS i Eftersedimentering 2, SS i aktivslam 1, SS i aktivslam 2, SS i returslam 1, SS i returslam 2, Vattenflöde 1, m 3 /d Vattenflöde 2, m 3 /d Överskottsslamflöde 1, m 3 /d Överskottsslamflöde 2, m 3 /d Slamålder 1, dygn Slamålder 2, dygn Glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Temperatur i försedimenteringen, C Teoretisk erforderlig SÅ, dygn , , , , ,9 43,7 9,7 11,0 11,0 13,6 15 6, , ,8 37,5 9,7 14,0 10,2 18,4 15 6, , , , , ,8 23,2 8,9 15,3 8,9 20,1 15 6, , ,2 32,9 9,2 18,1 8,6 23,2 15 6, , ,8 42,3 9,3 21,3 9,1 26,2 15 6, , , , ,1 94

107 Aerob volym 1, m 3 Aerob volym 2, m 3 SS i Eftersedimentering 1, SS i Eftersedimentering 2, SS i aktivslam 1, SS i aktivslam 2, SS i returslam 1, SS i returslam 2, Vattenflöde 1, m 3 /d Vattenflöde 2, m 3 /d Överskottsslamflöde 1, m 3 /d Överskottsslamflöde 2, m 3 /d Slamålder 1, dygn Slamålder 2, dygn Glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Temperatur i försedimenteringen, C Teoretisk erforderlig SÅ, dygn ,6 15,4 9,4 21,8 9,4 26,1 15 6, , , , , ,9 18,9 9,0 23,0 7,9 26,0 15 6, , ,7 21,8 8,7 24,6 7,3 25,8 15 6, , , , , ,6 17,6 8,0 25,9 6,8 24,5 15 6, , ,6 16,3 6,9 27,0 6,2 22,8 15 6, , , , , ,0 9,6 6,0 23,5 5,6 19,6 15 6,1 95

108 Aerob volym 1, m 3 Aerob volym 2, m 3 SS i Eftersedimentering 1, SS i Eftersedimentering 2, SS i aktivslam 1, SS i aktivslam 2, SS i returslam 1, SS i returslam 2, Vattenflöde 1, m 3 /d Vattenflöde 2, m 3 /d Överskottsslamflöde 1, m 3 /d Överskottsslamflöde 2, m 3 /d Slamålder 1, dygn Slamålder 2, dygn Glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Temperatur i försedimenteringen, C Teoretisk erforderlig SÅ, dygn , ,5 7,7 6,0 20,6 5,5 16,7 15 6, , , , , ,5 5,3 6,3 18,8 5,8 13,9 15 6, , ,6 4,8 6,8 16,0 6,8 11,4 15 6, , , , , ,6 6,8 6,8 12,4 7,6 9,7 15 6, , ,1 9,6 7,0 11,8 8,4 9,2 15 6, , , , ,1 96

109 Aerob volym 1, m 3 Aerob volym 2, m 3 SS i Eftersedimentering 1, SS i Eftersedimentering 2, SS i aktivslam 1, SS i aktivslam 2, SS i returslam 1, SS i returslam 2, Vattenflöde 1, m 3 /d Vattenflöde 2, m 3 /d Överskottsslamflöde 1, m 3 /d Överskottsslamflöde 2, m 3 /d Slamålder 1, dygn Slamålder 2, dygn Glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Temperatur i försedimenteringen, C Teoretisk erforderlig SÅ, dygn ,5 7,4 7,8 10,7 9,0 8,4 15 6, , ,4 7,8 7,6 9,3 8,4 7,9 15 6, , , , , ,5 9,2 7,6 8,5 8,0 7,9 15 6, , ,6 13,7 7,9 8,2 8,0 8,8 15 6, , , , , ,4 16,5 8,3 8,9 7,9 10,3 15 6, , , ,4 8,4 7,6 15 6, , ,1 97

110 Aerob volym 1, m 3 Aerob volym 2, m 3 SS i Eftersedimentering 1, SS i Eftersedimentering 2, SS i aktivslam 1, SS i aktivslam 2, SS i returslam 1, SS i returslam 2, Vattenflöde 1, m 3 /d Vattenflöde 2, m 3 /d Överskottsslamflöde 1, m 3 /d Överskottsslamflöde 2, m 3 /d Slamålder 1, dygn Slamålder 2, dygn Glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Temperatur i försedimenteringen, C Teoretisk erforderlig SÅ, dygn , ,4 37,6 8,3 12,6 7,3 15,6 15 6, , ,3 57,7 7,5 18,5 6,5 23,9 15 6, , , , , ,3 67,1 8,2 25,2 8,5 33,0 15 6, , ,2 38,1 8,3 28,3 9,2 35,5 15 6, , , , , ,5 17,1 7,7 29,4 8,5 34,0 14 6, , ,6 27,7 7,8 31,6 7,2 34,0 14 6, , ,7 98

111 Aerob volym 1, m 3 Aerob volym 2, m 3 SS i Eftersedimentering 1, SS i Eftersedimentering 2, SS i aktivslam 1, SS i aktivslam 2, SS i returslam 1, SS i returslam 2, Vattenflöde 1, m 3 /d Vattenflöde 2, m 3 /d Överskottsslamflöde 1, m 3 /d Överskottsslamflöde 2, m 3 /d Slamålder 1, dygn Slamålder 2, dygn Glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Temperatur i försedimenteringen, C Teoretisk erforderlig SÅ, dygn , , ,8 25,1 8,2 33,4 8,3 33,3 14 6, , ,7 17,0 8,1 33,8 8,1 30,8 14 6, , , , , ,5 17,8 8,2 33,9 8,2 27,9 13 7, , ,4 19,6 8,3 32,5 8,0 25,9 13 7, , , , , ,4 10,6 8,7 29,8 8,4 22,0 13 7, , ,6 11,9 9,3 25,2 8,4 17,5 13 7, ,4 99

112 Aerob volym 1, m 3 Aerob volym 2, m 3 SS i Eftersedimentering 1, SS i Eftersedimentering 2, SS i aktivslam 1, SS i aktivslam 2, SS i returslam 1, SS i returslam 2, Vattenflöde 1, m 3 /d Vattenflöde 2, m 3 /d Överskottsslamflöde 1, m 3 /d Överskottsslamflöde 2, m 3 /d Slamålder 1, dygn Slamålder 2, dygn Glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Temperatur i försedimenteringen, C Teoretisk erforderlig SÅ, dygn , , , ,5 15,4 8,6 20,0 9,2 16,9 13 7, , ,6 18,0 8,7 18,0 9,8 16,3 13 7, , , , , ,7 25,5 10,6 18,9 12,6 17,9 13 7, , ,9 30,3 11,8 19,1 13,8 19,6 13 7, , , , , ,8 19,2 12,0 18,6 13,8 20,0 13 7, , ,9 28,5 11,9 19,7 12,6 21,8 12 8,2 100

113 Aerob volym 1, m 3 Aerob volym 2, m 3 SS i Eftersedimentering 1, SS i Eftersedimentering 2, SS i aktivslam 1, SS i aktivslam 2, SS i returslam 1, SS i returslam 2, Vattenflöde 1, m 3 /d Vattenflöde 2, m 3 /d Överskottsslamflöde 1, m 3 /d Överskottsslamflöde 2, m 3 /d Slamålder 1, dygn Slamålder 2, dygn Glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 1 över 10 värden, dygn Viktad glidande SÅ 2 över 10 värden, dygn Temperatur i försedimenteringen, C Teoretisk erforderlig SÅ, dygn , , , , ,0 23,3 11,6 20,3 11,4 22,5 12 8, , ,1 32,5 11,5 21,5 10,4 24,7 12 8, , , , , ,1 8,5 11,4 21,3 10,1 22,4 11 9, , ,9 8,7 11,4 21,0 9,9 20,1 11 9, , , , , ,0 11 9, ,0 101

114 SV 1, ml/l SS-halt i AS1, V SS-halt i AS1, DSVI 1, g/ml DSV 1, ml/l ph 1 SVI 1, g/ml SS-halt i RS1, V SS-halt i RS1, SV 2, ml/l SS-halt i AS2, VSS-halt i RS2, DSVI 2, g/ml DSV 2, ml/l ph 2 SVI 2, g/ml SS-halt i RS2, V SS-halt i RS2, Tabell 46. Driftdata och labbresultat , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , ,

115 SV 1, ml/l SS-halt i AS1, V SS-halt i AS1, DSVI 1, g/ml DSV 1, ml/l ph 1 SVI 1, g/ml SS-halt i RS1, V SS-halt i RS1, SV 2, ml/l SS-halt i AS2, VSS-halt i RS2, DSVI 2, g/ml DSV 2, ml/l ph 2 SVI 2, g/ml SS-halt i RS2, V SS-halt i RS2, , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , ,

116 SV 1, ml/l SS-halt i AS1, V SS-halt i AS1, DSVI 1, g/ml DSV 1, ml/l ph 1 SVI 1, g/ml SS-halt i RS1, V SS-halt i RS1, SV 2, ml/l SS-halt i AS2, VSS-halt i RS2, DSVI 2, g/ml DSV 2, ml/l ph 2 SVI 2, g/ml SS-halt i RS2, V SS-halt i RS2, , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , ,

117 SV 1, ml/l SS-halt i AS1, V SS-halt i AS1, DSVI 1, g/ml DSV 1, ml/l ph 1 SVI 1, g/ml SS-halt i RS1, V SS-halt i RS1, SV 2, ml/l SS-halt i AS2, VSS-halt i RS2, DSVI 2, g/ml DSV 2, ml/l ph 2 SVI 2, g/ml SS-halt i RS2, V SS-halt i RS2, , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , ,

118 SV 1, ml/l SS-halt i AS1, V SS-halt i AS1, DSVI 1, g/ml DSV 1, ml/l ph 1 SVI 1, g/ml SS-halt i RS1, V SS-halt i RS1, SV 2, ml/l SS-halt i AS2, VSS-halt i RS2, DSVI 2, g/ml DSV 2, ml/l ph 2 SVI 2, g/ml SS-halt i RS2, V SS-halt i RS2, , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , ,

119 SS-halt i eftersedimentering 1, SS-halt i eftersedimentering 2, NH4-N i eftersedimentering 1, NH4-N i eftersedimentering 2, Ozon: SV, ml/l Ozon: SS- halt, Ozon: VSS, Ozon: DVSI, g/ml Ozon: DSV, ml/l Ozon: ph Ozon: SVI, g/ml SV 1, ml/l SS-halt i AS1, V SS-halt i AS1, DSVI 1, g/ml DSV 1, ml/l ph 1 SVI 1, g/ml SS-halt i RS1, V SS-halt i RS1, SV 2, ml/l SS-halt i AS2, VSS-halt i RS2, DSVI 2, g/ml DSV 2, ml/l ph 2 SVI 2, g/ml SS-halt i RS2, V SS-halt i RS2, , , , , , , , , , , , , , , Tabell 47. Analysdata ,2 4, ,3 2,7 107

120 SS-halt i eftersedimentering 1, SS-halt i eftersedimentering 2, NH4-N i eftersedimentering 1, NH4-N i eftersedimentering 2, Ozon: SV, ml/l Ozon: SS- halt, Ozon: VSS, Ozon: DVSI, g/ml Ozon: DSV, ml/l Ozon: ph Ozon: SVI, g/ml ,3 3, ,8 1, ,1 2, ,9 1, ,3 3, ,7 <1, ,1 3, ,8 1, ,2 1, <1,0 <1, <1,0 1,

121 SS-halt i eftersedimentering 1, SS-halt i eftersedimentering 2, NH4-N i eftersedimentering 1, NH4-N i eftersedimentering 2, Ozon: SV, ml/l Ozon: SS- halt, Ozon: VSS, Ozon: DVSI, g/ml Ozon: DSV, ml/l Ozon: ph Ozon: SVI, g/ml <1,0 <1, ,4 1, <1,0 <1, ,3 <1, <1,0 <1, <1 < <1 < , , <1 < <1 < , <1 < , , <1 < <1 < , <1 < ,

122 SS-halt i eftersedimentering 1, SS-halt i eftersedimentering 2, NH4-N i eftersedimentering 1, NH4-N i eftersedimentering 2, Ozon: SV, ml/l Ozon: SS- halt, Ozon: VSS, Ozon: DVSI, g/ml Ozon: DSV, ml/l Ozon: ph Ozon: SVI, g/ml <1 < <1 < , , <1,0 <1, , <1, , , <1,0 <1, , <1,0 <1, , , <1,0 <1, , ,

123 SS-halt i eftersedimentering 1, SS-halt i eftersedimentering 2, NH4-N i eftersedimentering 1, NH4-N i eftersedimentering 2, Ozon: SV, ml/l Ozon: SS- halt, Ozon: VSS, Ozon: DVSI, g/ml Ozon: DSV, ml/l Ozon: ph Ozon: SVI, g/ml , <1 < , <1 < , <1 < , , <1,0 <1, , ,3 <1, , , <1,0 <1, , <1,0 <1, , , <1,0 <1, , <1,0 <1, , <1,0 <1, ,

124 SS-halt i eftersedimentering 1, SS-halt i eftersedimentering 2, NH4-N i eftersedimentering 1, NH4-N i eftersedimentering 2, Ozon: SV, ml/l Ozon: SS- halt, Ozon: VSS, Ozon: DVSI, g/ml Ozon: DSV, ml/l Ozon: ph Ozon: SVI, g/ml , <1,0 <1, <1,0 <1, , <1,0 <1, , <1,0 <1, , , <1,0 <1, , ,1 <1, , ,7 <1, , ,3 <1,0 112

125 SS-halt i eftersedimentering 1, SS-halt i eftersedimentering 2, NH4-N i eftersedimentering 1, NH4-N i eftersedimentering 2, Ozon: SV, ml/l Ozon: SS- halt, Ozon: VSS, Ozon: DVSI, g/ml Ozon: DSV, ml/l Ozon: ph Ozon: SVI, g/ml , , <1,0 8, <1,0 3, <1,0 1, <1,0 <1, <1,0 <1, <1,0 1, <1,0 1, <1,0 <1, <1,0 <1,

126 SS-halt i eftersedimentering 1, SS-halt i eftersedimentering 2, NH4-N i eftersedimentering 1, NH4-N i eftersedimentering 2, Ozon: SV, ml/l Ozon: SS- halt, Ozon: VSS, Ozon: DVSI, g/ml Ozon: DSV, ml/l Ozon: ph Ozon: SVI, g/ml <1,0 1, ,4 1, <1,0 <1, ,7 <1, , <1,0 <1, , ,9 1, , <1,0 <1, , , <1,0 <1, , <1,0 <1, , , ,4 1, ,

127 SS-halt i eftersedimentering 1, SS-halt i eftersedimentering 2, NH4-N i eftersedimentering 1, NH4-N i eftersedimentering 2, Ozon: SV, ml/l Ozon: SS- halt, Ozon: VSS, Ozon: DVSI, g/ml Ozon: DSV, ml/l Ozon: ph Ozon: SVI, g/ml <1,0 <1, , ,6 1, , ,5 188 Tabell 48. Fosforhalter före och efter biosteget. Tot-P filt, försedimentering, Tot-P filt, eftersedimentering 1, Tot-P filt, eftersedimentering 2, :00 0,86 0,66 0, :00 0,43 0,49 0, :00 1 0,8 0, :00 1, :00 0,26 0,62 0, :00 0,53 0,74 0, :00 0,37 0,38 0, :00 0, :00 0,3 0,38 0, :00 0,48 0,44 0, :00 0,44 0,41 0,29 115

128 Tot-P filt, försedimentering, :00 0,41 Tot-P filt, eftersedimentering 1, Tot-P filt, eftersedimentering 2, :00 0,51 0,39 0, :00 0, :00 0,59 0,53 0, :00 0,3 0, :00 0, :00 0,6 0,34 0, :00 0, :00 0,7 0,49 0, :00 0,93 0,67 0, :00 0, :00 0,79 0,68 0, :00 0, :00 0,08 0,33 0, :00 0,11 0,16 0, :00 0, :00 0,59 0,27 0, :00 0, :00 1,2 0,78 0, :00 0,65 0,45 0, :00 0,55 0,5 0, :00 0,35 0,28 0, :00 0, :00 0,46 0,34 0, :00 0,71 116

129 Tot-P filt, försedimentering, Tot-P filt, eftersedimentering 1, Tot-P filt, eftersedimentering 2, :00 0,92 0,7 0, :00 0,31 0,58 0, :00 0, :00 0,3 0,29 0, :00 0, :00 0,47 0,36 0, :00 0,49 0,35 0, :00 0, :00 0,28 0,27 0, :00 0, :00 0,34 0,27 0, :00 0,5 0, :00 0, :00 0,38 0,31 0, :00 0, :00 0,32 0,36 0, :00 0,5 0,24 0, :00 0, :00 0,37 0,29 0, :00 0, :00 0,53 0,42 0, :00 0,7 0,58 0, :00 0, :00 0,42 0,41 0, :00 0,42 0,41 0,4 117

130 Tot-P filt, försedimentering, Tot-P filt, eftersedimentering 1, Tot-P filt, eftersedimentering 2, :00 0,42 0,41 0, :00 0, :00 0,42 0,37 0, :00 0,53 0,49 0, :00 0, :00 0,44 0,41 0, :00 0,53 0,47 0, :00 0,65 0,51 0, :00 0, :00 0,57 0, :00 0,63 0, :00 0,7 0,67 0, :00 0, :00 0,6 0,67 0, :00 0, :00 0,37 0,52 0, :00 0,47 0,44 0, :00 0, :00 0,52 0,44 0, :00 0, :00 0,61 0,6 0, :00 0,63 0,52 0, :00 0, :00 0,57 0,43 0, :00 0,56 118

131 Tot-P filt, försedimentering, :00 0,56 Tot-P filt, eftersedimentering 1, Tot-P filt, eftersedimentering 2, :00 0,66 0,55 0, :00 0,53 0, :00 0, :00 0,74 0,52 0, :00 0, :00 0,76 0,76 0, :00 0,46 0,43 0, :00 0, :00 0,48 0,34 0, :00 0, :00 0,74 0,56 0, :00 0, :00 0,67 0,53 0, :00 0,57 0,47 0, :00 0,75 0,5 0, :00 0, :00 0,93 0,72 0, :00 0, :00 0,27 0,37 0, :00 0,33 0,33 0, :00 0, :00 0,34 0,32 0, :00 0, :00 0,21 0,3 0,2 119

132 Tot-P filt, försedimentering, Tot-P filt, eftersedimentering 1, Tot-P filt, eftersedimentering 2, :00 0,59 0,46 0, :00 0, :00 0,61 0,49 0, :00 0, :00 0,46 0,45 0, :00 0,76 0,63 0, :00 0, :00 0,69 0,51 0, :00 0, :00 0,88 0,68 0, :00 0,75 0,51 0, :00 0, :00 0,81 0,54 0, :00 0,83 120

133 BILAGA 6 - VETENSKAPLIG ARTIKEL Ozonation of activated sludge in full-scale at Klagshamn WWTP a way to improve the settling properties I. Dimitrova Water and Environmental Engineering, Department of Chemical Engineering, Lund University, Sweden ( ivelina.dimitrova@vasyd.se) Abstract The activated sludge at Klagshamn WWTP in Malmö was treated with ozone in order to improve the settling properties. Several treatments were performed in full-scale and in addition lab-scale tests were performed. Experiences and results from 10 months of study are presented. The ozone treatment at the plant resulted in decreased abundance of Microthrix parvicella. The nitrification rate tests could not prove any adverse effects of ozone on the nitrification rate. Microscopic analysis of the sludge was done. Together with control of the sludge volume index (SVI), these two parameters have been used for determination of the time for start and stop of the treatments. Keywords: Activated sludge; ozonation; nitrification; settling properties; full-scale study Introduction In order to reduce eutrophication of seas, lakes and rivers, there are requirements including nitrogen removal at many Swedish wastewater treatment plants. One of the most common processes to treat wastewater is the activated sludge process. Under favorable conditions, the microorganisms in the activated sludge convert the pollutants in the wastewater to other products thereby new biomass accumulates. The activated sludge consists of high concentration of bacteria, mostly living in flocks. A moderate concentration of filamentous bacteria is good for the structure of the flock and guaranties good settling properties. Well-known operational problems with activated sludge plants are bulking and rising sludge due to elevated concentration of filamentous bacteria (Jenkins, 2003). At Klagshamn WWTP in Malmö, the growth of these microorganisms, mainly Microthrix parvicella, was observed since nitrification was introduced in the activated sludge process in Poor settling properties can result in sludge loss. Sludge loss can be avoided by reducing the hydraulic load through the sedimentation, which results in reduced treatment capacity at the plant. Improving the settling characteristics in the sludge is a more viable option than reducing the hydraulic load. To break down the 121

134 filaments by ozone is a way to improve the settling properties. At Klagshamn WWTP, one test with this method has been done in 2008 (Wennberg et al., 2008). The use of ozone was an efficient way to diminish filamentous growth. However, only one ozone treatment test was done. The aim of this study was to perform a number of treatments with ozone in full-scale at Klagshamn WWTP and to obtain more knowledge about this method for reducing mainly Microthrix parvicella, by which conditions to start and stop the treatment and how to perform them. Furthermore, the nitrification rate was studied in lab-scale in order to ascertain how the ozonation affects the rate of the process. Important parameters such as sludge volume index (SVI) and sludge volume (SV) were studied and the sludge was analyzed microscopically. Ozonation plant scheme A scheme of the process layout for the ozonation plant is shown in Figure 1. About 5% of the returned sludge (RAS) is pumped from basin (1) by pump (2) to the reactor. It is possible to choose which line should be ozonated.ozone is generated on-site from oxygen taken from the air and the ozone loaded stream is injected (3) into the pipeline by a venture injector. The injector mixes the RAS with the ozone, which dissolves in the water and reacts with the bio-flocks. The process of destruction of the filaments takes place in the reactor. The HRT in the reactor is about 19 minutes then the sludge is pumped to the ASP through one of the valves (4). Samples directly after the reactor can be taken by tap (5). Materials and methods Klagshamn WWTP Klagshamn WWTP has a load of approximately P.E. and the average flow is around m 3 /d. The wastewater is pumped into the plant by 3 pumps. The plant consists of screens, grit removal, followed by primary clarifiers with chemical preprecipitation. The biological treatment step is separated into an activated sludge process (ASP) for BOD removal and nitrification, followed by postdenitrification in an MBBR process. The last step of the treatment process is filtration in sand filter. The sludge accumulated in the process is thickened and digested under mesofilic conditions. The supernatant is returned back to the inlet of the plant. Figure1. Scheme of the ozonation plant, 1- retured sludge pump station, 2- sludge pump, 3- venture injector, 4- valves, 5- tap for samples. Analysis The changes of the sludge propertiesduring the ozonation were followed by microscopic analysis and by studying some important parameters such as sludge volume (SV) and the diluted SV, according to VAV P54 Aug 1984, and the sludge volume index and the diluted SVI, according to eqv 1 and 2: Eqv 1 Eqv 2 122

135 0,005 0,006 0,005 Unknown Unknown 1june-5 july 5 july-1 aug 1 aug-22sep 7 nov-2 dec 2 dec- 13 dec Treatment 1 Treatment 2 Treatment 3 Treatment 4 Treatment 5 where f is a dilution factor. The suspended solids (SS) and the VSS were analyzed according to SS (3). The microscopic analyses were performed using a Nikon Optiphot- 2 microscope (x 100) and some of the samples were dyed using the Gram method (Jenkins, 1993). Further, the nitrification rate was measured in lab-scale with RAS sludge from the ASP aerated in a beaker, holding a constant temperature. At the beginning of each test NH4Cl and K2HPO4 solutions were added. The initial concentration of NH4-N in the reactor was about 30. To follow the NH4-N reduction, samples were taken in a chosen interval and the NH4-N was analyzed using FIAstar 5000 according to AN 5220-SE ACC to ISO Results and discussion Five ozonation treatments of the RAS from line 1 and line 2 and ten nitrification rate tests were done. The results from the ozonation treatments are summarized in Table 1 where some of the most important parameters for controlling the ozonation treatment can be seen. According to (Jenkins, 1993), good sedimentation properties can be observed at SVI around 150 ml/g. It can also be seen that the high SV around ml/l, decreased to around ml/l at the end of each treatment. In Figure 2 data from all five treatments and actual SV and SVI are shown. The treatment periods of the sludge from line 2 are marked with dashed lines while the periods of treatment of the sludge from line 1 are marked with solid lines. Analyzing the duration of the treatments, a conclusion can be drawn that the sludge from line 2 is more quickly responding to the ozone treatment (the first) than the sludge from line 1. Table 1. Results from the treatments with ozone Period Length, days Average SS in RS, g/l Ozon dose, g O3/g SS SVbeg/SVend, ml/l SVIbeg/ SVI end, ml/g DSVbeg/ DSV end, ml/l DSVIbeg/ DSVI end, ml/g 5,1 4,2 5,1 5,3 5,5 940/ / / / / / / / / / / / / / / / / / / / 89 Figure2. SV and SVI are decreasing during the ozone treatments. The five different treatments are marked in the figure for line 1 with solid lines and for line 2 with dashed lines. The microscopic analyses are important for monitoring the process of ozonation. In Figure 3 two pictures of the sludge are shown - before and after the treatment. The sample taken before the treatment started contains vast lengths and amounts of Microthix 123

136 parvicella, while the filaments are reduced and disappearing outside the flocks at the sample taken after the treatment. Figure 3. A- The sample is taken before the third ozone treatment was started; B- the sample is taken a few weeks after the treatment was started. Further, the results from the nitrification rate tests are shown in Figure 4. Figure 4. Nitrification rate for the ozonated sludge, the sludge from the reference line and the sludge taken directly after the reactor at 20 C. A B How ozone affects nitrification at Klagshamn WWTP is a key issue in this investigation, since there is already experience, Wennberg et al. (2008), that say that the problem of filaments occur in winter when nitrification rate is reduced due to lower water temperature. In summary, the tests showed no significant results that claim that ozone affects the capacity of nitrification either positive or negative. Conclusions Ozonation of RAS in full scale seems to be effective and reliable for control of the Microthrix parvicella at Klagshamn WWTP. In all treatments the SV and SVI were decreasing and the sludge obtained better sedimentation properties after the ozonation. Microscopy analyses showed that Microthrix parvicella disappeared almost completely and only individual filaments could be observed. Any clear conclusions regarding how nitrification was affected by the ozone could not be drawn. References Jenkins, D., Richard, M.G., Daigger, G. T. (1993). Manual on the causes and control of activated sludge bulking and foaming. Lewis publishers. ISBN Wennberg M., Nyberg U., Mante, J., Ryden, M., Jönsson, K., (2009 a) Decreasing filamentious growth using aluminium-based chemical and ozone at Klasghamn WWTP, Presented at IWA 2nd Specialized Conference in Krakow, Poland, VAV P54 Aug 1984 FIAstar 5000 according to AN 5220-SE ACC to ISO