Optimering av kväveavskiljningen på avloppsreningsverket i Hallsbergs kommun

Transkript

1 Optimering av kväveavskiljningen på avloppsreningsverket i Hallsbergs kommun En teknisk-, ekonomisk- och miljömässig utvärdering Lisa Grönlund Examensarbete Stockholm 2011

2

3 Lisa Grönlund OPTIMERING AV KVÄVEAVSKILJNINGEN PÅ AVLOPPSRENINGSVERKET I HALLSBERGS KOMMUN EN TEKNISK-, EKONOMISK- OCH MILJÖMÄSSIG UTVÄRDERING Examinator: Per Olof Persson, Industriell Ekologi STOCKHOLM 2011 EXAMENSARBETE UTFÖRT VID INDUSTRIELL EKOLOGI KUNGLIGA TEKNISKA HÖGSKOLAN

4 TRITA-IM 2011:20 ISSN Industrial Ecology, Royal Institute of Technology

5 SAMMANFATTNING Optimering av kväveavskiljningen på Avloppsreningsverket i Hallsbergs Kommun Lisa Grönlund Avloppsreningsverket i Hallsberg kommun är beläget i direkt anslutning till Hallsberg, med Ralaån som recipient. Tekniken på reningsverket bygger på principerna för en klassisk aktivslamanläggning med mekanisk rening, kemisk rening, biologisk rening och en slambehandling där rötning av primär- och sekundärslam används för utvinning av biogas. Hallsberg ARV har under en längre tid haft problem med kvävereningen. Under senaste åren har man överskridit riktvärdet för kväveutsläpp vid ett flertal tillfällen och under 2009 överskreds även gränsvärdet. Riktvärdet för Hallsberg ARV är i dagsläget satt till 10 mg NH 4 -N/l som medelvärde per månad, gränsvärdet är satt till 10 mg NH 4 -N/l som medelvärde per kalenderår. Då Hallsberg ARV inte drivs vid full kapacitet antas en minskning av kväveutsläppen vara möjlig att genomföra genom trimning av befintlig utrustning och processer på verket. Detta antagande låg till grund för det här examensarbetet som syftar till att optimera kvävereningen på Hallsberg ARV. I optimeringen ingick en teknisk, ekonomisk och miljömässig utvärdering av olika alternativa lösningarna för att förbättra funktionen hos anläggningen. Extra hänsyn togs till energi- och kemikalieåtgång i syfte att få en så effektiv drift av verket som möjligt. Arbetet genomfördes genom en initial litteraturstudie på området, vartefter en provtagningsserie om fyra veckor realiserades på verket. Data som ligger till grund för slutsatserna i projektet har också inhämtats från onlinemätare på verket samt från äldre externt analyserade prover. Efter analys av insamlad data antas orsakerna till Hallsberg ARV:s höga utsläpp av kväve bero på en kombination av flera faktorer: - Vid vår och höst kan brunnsslamintaget vara så stort att bräddning sker ut till verket. Detta leder till att kvävebelastningen höjs så kraftigt att nitrifierarna inte hinner acklimatisera sig och får förhöjda kväveutsläpp till följd. - Mycket kväve följer med slammet från simultanfällningen till rötningen. Detta kan påverka halten kväve i rejektet från rötkamrarna som i sin tur kan leda till störningar i kvävereningen. - Centrifugens rejekt innehåller mycket kväve och körs idag endast under ett par dagar i veckan vilket leder till stora variationer i inkommande kvävehalt. III

6 - En hög förfällning av fosfor och organiskt material har bidragit till en låg halt av organiskt material i denitrifikationen. Sammantaget föreslås att vidare studier bör genomföras av ovan nämnda områden för att driften på Hallsberg ARV ska kunna drivas med så låga miljömässiga och ekonomiska kostnader som möjligt. Nyckelord: Avloppsreningsverk, kväverening, driftsoptimering, nitrifikation, denitrifikation. Institutionen för industriell ekologi, Kungliga Tekniska Högskolan IV

7 ABSTRACT Optimization of the nitrogen removal at the waste water treatment plant in Hallsberg municipality Lisa Grönlund The waste water treatment plant in Hallsberg municipal is situated adjacent to Hallsberg, with Ralaån as a recipient. The technique at the waste water treatment plant is based on the principles for a classical activated sludge treatment plant and includes mechanical treatment, chemical treatment, biological treatment, and a sludge treatment where the digestion of primary and secondary sludge is used for extraction of biogas. Hallsberg waste water treatment plant has during some time had problems with the nitrogen removal with high nitrogen emissions as a consequence. The target value has been exceeded a couple of times during the last years and in 2009 the limit value was exceeded as well. The target value for Hallsberg waste water treatment plant is 10 mg NH 4 -N/l as an average value per month, the limit value is set to 10 mg NH 4 -N/l, as an average value per year. Since the waste water treatment plant in Hallsberg not is operating at full capacity, a lowering of the nitrogen emissions is assumed to be possible though a trimming of the existing equipment and of the processes on the site. This assumption formed the basis for this thesis, designed to optimize the nitrogen removal at the waste water treatment plant in Hallsberg. A technical, economical and environmental evaluation was included in the optimization to improve the function of the plant. Extra evaluations were made in the energy- and chemical consumption in order to streamline the operations at the plant as much as possible. The project was carried out through an initial literature-investigation followed by a four week period of sampling and analyzing at the site. The data that form the conclusion in this project has also been collected through online measurements at the plant as well as through analyses of older samples. After analyzing the collected data, the reasons for the high emissions of nitrogen is thought to be due to a combination of reasons: - During the spring and the autumn the external intake of well sludge can lead to a direct release of sludge in to the plant. The change of nitrogen content will not give enough time for the nitrifying bacteria to acclimatize, with elevated emissions of nitrogen as a consequence. V

8 - The usage of simultaneous precipitation could lead to an irregular concentration of nitrogen released to the treatment plant from the digesters. This in turn could contribute to higher nitrogen emissions. - The irregularities of the usage of the centrifuge contribute to nitrogen irregularities and contribute to the difficulties of acclimatization of the nitrifying bacteria. - A high pre-precipitation of phosphorus and organic matter has contributed to a level of organic material in the denitrifikation below what is recommended. To sum up, further investigations are suggested in the above mentioned areas to make the operations at the plant carried trough at the lowest possible environmental and economically cost. Key words: Waste water treatment plant, nitrogen removal, nitrification, denitrifikation. The Institution of Industrial Ecology, Royal Institute of Technology VI

9 FÖRORD Detta examensarbete har utförts på initiativ av SWECO och är mitt avslutande projekt på civilingenjörsprogrammet inom bioteknik med inriktning mot miljö på Kungliga Tekniska Högskolan i Stockholm. Jag vill med detta förord tacka alla de personer som hjälpt mig under projektet, både med att lyfta fram viktig litteratur och att bidra med ovärderliga erfarenheter från olika driftsituationer inom området för avloppsvattenrening. Jag vill rikta ett speciellt tack till min handledare Per Olof Persson vid institutionen för industriell ekologi på KTH och mina handledare på SWECO, Stig Morling och Erik Lindblom för att ni har upplåtit både tid och engagemang. Jag vill även passa på att tacka Niklas Hasselwander och alla drifttekniker på Hallsberg reningsverk för de erfarenheter ni bidragit med och all den tid ni lagt ner på att hjälpa mig med stort som smått under arbetets gång. Jag hoppas att ni får användning för denna rapport i ert vidare utvecklingsarbete på Hallsbergs Avloppsreningsverk. Stockholm, maj 2011 Lisa Grönlund VII

10 VIII

11 INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1 INTRODUKTION Problemformulering Syfte Metod Avgränsning 2 2 LITTERATURSTUDIE Lagstiftning Kväveavskiljning Biologisk kvävereduktion Nitrifikation Denitrifikation Olika metoder för dissimilativ kväveavskiljning Fördenitrifikation Efterdenitrifikation Kombinationer av för- och efterdenitrifikation Problem som kan uppstå vid kväverening Slamegenskaper Rejekt från rötning och slamavvattning Kemikaliedosering vid förfällning av fosfor 11 3 BESKRIVNING AV HALLSBERG ARV Drift och processer på Hallsberg avloppsreningsverk Dimensionering Recipient 17 4 PROVTAGNINGAR OCH BERÄKNINGAR Provtagningspunkter Beräkningsmodeller 21 5 RESULTAT Driftstörningar Historiska driftförhållanden Provtagning Automatisk provtagning Första provtagningsperioden Andra provtagningsperioden 36 VII

12 INNEHÅLLSFÖRTECKNING 6 DISKUSSION Teknisk diskussion Ekonomisk diskussion Miljömässig diskussion 50 7 SLUTSATS 53 8 VIDARE STUDIER 55 9 REFERENSER 57 Appendix 1, Mätdata från onlineanalyser. Appendix 2, Mätdata från provtagningsperiod ett. Appendix 3, Mätdata från provtagningsperiod två. Appendix 4, Tillstånd för Hallsberg ARV satta av länsstyrelsen. Appendix 5, Redovisning av utvalda beräkningar och antaganden. VIII

13 1 INTRODUKTION Hallsberg avloppsreningsverk är dimensionerat för pe, motsvarande m 3 /d eller kg BOD 7 /d. Verket utnyttjar idag inte hela sin kapacitet utan tar årligen emot spillvatten motsvarande en belastning på cirka pe där delar av belastningen tas emot som brunnsslam. Upptagningsområdet för Hallsberg ARV inkluderar Hallsberg och Östansjö. Efter rening leds avloppsvattnet till Ralaån som är belägen i direkt anslutning till verket. Hallsberg ARV uppfördes 1963 och byggdes ut för kemisk fällning Då lagstiftningen inom vattenrening skärptes med SNFS 1994:7 ledde detta till att verket 1996 gjorde ytterligare en utbyggnad för att kunna genomföra även kväverening. Tekniken på reningsverket bygger på principerna för en klassisk aktivslamanläggning omfattande mekanisk rening, kemisk rening, biologisk rening och en slambehandling där rötning av primär- och sekundärslam används för utvinning av biogas. Länsstyrelsen i Örebro län har satt rikt- och gränsvärden för Hallsberg ARV i ett tillståndsbeslut daterat 1994 och Riktvärdet är satt till 10 mg NH 4 -N/l räknat som medelvärde per månad och gränsvärdet är 10 mg NH 4 -N/l räknat som medelvärde per kalenderår (se appendix 4). 1.1 Problemformulering På Hallsberg ARV har man under de senaste åren haft problem med perioder av höga kväveutsläpp. Man har upplevt återkommande cykler i verket där kvävereningen gått sämre samtidigt som biogasproduktionen gått bättre. Då verket återhämtat sig har en sämre biogasproduktion varit följden. Under de perioder då biogasproduktionen gått dåligt har höga halter av kväve uppmätts i rejektvattnet från biogasreaktorerna. Processtörningarna på reningsverket upplevs ha kommit med ett allt tätare mellanrum (N. Hasselwander, muntlig referens, ). På verket har man även funnit mycket höga halter av kväve i rejektvattnet från centrifugen. Enligt tidigare mätningar har halterna ofta legat på mg/l men halter på upp emot mg/l har också uppmätts enligt personalens egen utsago (VA- Ingenjörerna, 2010). De varierande kvävehalterna i rejektvattnet tillsammans med det brunnsslam som periodvis inkommer till verket bidrar till stora belastningsvariationer. Då dessa belastningsvariationer varit svåra att hantera har de utgående kvävehalterna tidvis varit mycket höga. Riktvärdet för halten utsläppt kväve har under flera år överskridits och under 2009 överskreds även gränsvärdet. 1

14 1.2 Syfte Hallsberg ARV har under de senaste åren överskridit de av Länsstyrelsen uppsatta utsläppsmålen och måste åtgärda detta för att undvika rättsliga följder. Då verket inte drivs vid full kapacitet borde detta gå att genomföra genom trimning av befintliga processer och utrustning på verket. Detta antagande ligger till grund för det här arbetet som syftar till att optimera kvävereningen på Hallsberg ARV. I optimeringen ingår framför allt en teknisk utvärdering av olika alternativa lösningar som syftar till att förbättra funktionen hos anläggningen. Vidare ingår i diskussionsform också en enklare ekonomisk- och miljömässig analys av de olika alternativen. Arbetet genomförs som ett examensarbete inom ramen för en civilingenjörutbildning i bioteknik (270 hp) vid KTH. 1.3 Metod För att studera kvävereduktionen på Hallsberg avloppsreningsverk har information hämtats från i huvudsak fyra källor. 1.4 Avgränsning Litteratur har studerats för att ta fram relevant bakgrundsinformation i ämnet. Denna studie redovisas mer ingående i avsnitt 2. En provtagnings period om fyra veckor har genomförts på verket. Syftet med denna provperiod var att studera driften på verket dels under normal drift men också under en period med hög belastning av inkommande ammonium. Resultat från denna provtagning redovisas i avsnitt 5, samt återfinns i appendix 2 och 3. Intervjuer har genomförts, som ofta skett informellt och under arbetets gång. Informationen som framkommit under dessa intervjuer har varit erfarenheter från personen i fråga och därför inte alltid haft ett vetenskapligt stöd. För att få en bild av hur driftsituationen har sett ut ur ett längre perspektiv har data på utgående och inkommande vatten från 2009 fram till april 2011 studerats. Dessa data är direkt hämtade i analysrapporter från ackrediterat laboratorium. Proverna är tagna med flödesstyrd provtagare och lagrade i kyl vid max +8 C innan frakt. Uppdraget avser att i första hand se till att processerna på reningsverket bedrivs så bra som möjligt med befintlig utrustning och personal. I andra hand kommer nyinvesteringar att föreslås. Hänsyn kommer också om möjligt tas till energi- och kemikalieminimering. Ingen ingående analys kommer att genomföras på biogasreaktorernas funktion, även om detta skulle visa sig ha inverkan på kvävereningen. 2

15 2 LITTERATURSTUDIE Litteraturstudien genomfördes under examensarbetets inledande fas för att införskaffa den bakgrundsinformation som var nödvändig för projektet. Information om reningsprocesserna för kväve har främst hämtats från publicerade artiklar och rapporter från tidigare konsultuppdrag. Beskrivningen av verket och dess styrfunktioner kommer från Hallsberg reningsverks driftinstruktion. Lagar, ackrediterade analysmetoder och provlagringskrav är tagna från respektive myndighetsföreskrift. 2.1 Lagstiftning Lagstiftningen inom vattenrening regleras med hjälp av det av EU satta avloppsdirektivet som i sin tur ligger till grund för svensk lagstiftning i form av Naturvårdsverkets föreskrift SNFS 1994:7 med ändring 1998:7. EG:s avloppsdirektiv, Rådets direktiv 91/271/EEG syftar till att skydda miljön från skadlig påverkan till följd av utsläpp från tätbebyggelse och viss industri. Detta direktiv kräver att avloppsvatten från tätorter med minst pe skall genomgå sekundär rening, vilket i normalfallet är biologisk rening. Direktivet anger också minimikrav för kvaliteten hos det renade vattnet. I områden känsliga för eutrofiering är maximala halten utsläppt kväve 15 mg/l för verk i storleksordningen pe och 10 mg/l för verk > pe. Dessutom gäller ett krav på minsta procentuella kvävereduktion. Reningsverk med ett dimensionerat spillvattenupptag på mellan pe är enligt Föreskrifter om rening av avloppsvatten från tätbebyggelse (SNFS 1994:7) ålagda att inte ha utsläpp som överskrider 15 mg/l N tot där en minsta reduktionsgrad av kväve är 70%. Denna bestämmelse gäller utsläpp från Norrtälje kommun till Norska gränsen. Inga av dessa lagstiftningar påverkar direkt Hallsberg ARV då verket ligger i ett område som av Naturvårdsverket anses vara av mindre betydelse för eutrofieringen av Östersjön. Detta beror på den långa sträckan mellan utsläppspunkt och utlopp där retention gör att högst 20 ton kväve per år når ett känsligt område (Naturvårdsverket 2003). Gränsvärdet på Hallsberg ARV är satt 1994 och reviderat Då förändringar har skett, både i lagstiftning och i miljöns status sedan dess kommer en nyrevidering av detta beslut troligen komma inom kort. Hur denna revidering kommer att se ut är ännu inte klart (Abnan Janhic, Örebros länsstyrelse, muntlig referens ). Riktlinjerna inom Baltic Sea Action Plan är något som i framtiden kan komma att påverka alla reningsverk med Östersjön som recipient. Inom detta projekt har länderna runt Östersjön enats om vissa utsläppskrav för att nå målet att Östersjön ska ha god status till år För att minska mängden näringsämnen som tillförs Östersjön är Östersjöländerna ålagda att ta fram nationella genomförandeplaner. I förslaget till åtgärder slås tre alternativ fast för krav på kvävereduktion för avloppsreningsverk med direkta eller indirekta utsläpp till Östersjön (Naturvårdsverket, 2009). 3

16 Alternativ 1, innebär att alla reningsverk dimensionerade för mer än pe ska genomföra åtgärder för att uppnå en kväverening på minst 70%. Alternativ 2, innebär att alla reningsverk dimensionerade för mer än pe ska genomföra åtgärder för att uppnå en kväverening på minst 80%. Alternativ 3, innebär att alla reningsverk dimensionerade för mer än pe ska genomföra åtgärder för att uppnå en kväverening som ger som mest 2 mg N/l i utgående vatten. Införandet av dessa regleringar skulle i samtliga fall ge en skärpt lagstiftningen för kväverening på Hallsberg ARV vid bedömningen att detta verk ger ett indirekt utsläpp till Östersjön. 2.2 Kväveavskiljning Ökningen av kväve- och fosforutsläpp i Sverige under första halvan av 1900-talet var kraftig och ledde till övergödning och bottendöd. Fosfor rening infördes tidigt men ansågs inte vara en tillräklig åtgärd. I mitten av 1985 kompletterades därför de flesta reningsverk med nya reningsmetoder för att öka även kväveavskiljningen. Det totala kväveutsläppet sjönk därefter kraftigt (Naturvårdsverket 2008). Efterföljande stycken kommer att behandla mekanismerna bakom kväveavskiljning och då främst inom fördenitrifikation som idag är den vanligast förekommande metoden för dissimilativ kvävereduktion på svenska avloppsreningsverk. 2.3 Biologisk kvävereduktion Biologisk kvävereduktion i en aktiv slamanläggning kan erhållas på två sätt. Det första sättet refereras vanligen till som assimilering. Denna metod går ut på att bakterierna i anläggningen binder kväve under sin fysiologiska uppbyggnad. Kväve ansamlas då i slammet och kan därefter plockas ut ur processen. Denna typ av kvävereduktion sker naturligt i alla typer av aktivslamanläggningar men reduktionsgraden i denna form av kväverening uppgår normalt endast till mellan 10-30% (B. Carlsson et al, 2003). För att få en högre reningsgrad är det ofta nödvändigt att använda sig av dissimilativ kväverening. I denna typ av kväverening utnyttjas en kombinerad process med nitrifikation följt av denitrifikation. Kvävet avgår då till atmosfären i form av kvävgas (B. Sharama et al, 1976) Nitrifikation Nitrifierande bakterier utvinner sin energi från oxidering av ammonium och nitrit till nitrat. Detta innebär att bakterierna använder oorganiskt material för att tillverka sin energi. Förekomst av organiskt material hämmar nitrifikationen då nitrifierarna 4

17 konkureras ut av de mer effektiva hetrotroferna (H. Ødegaard, 1988). En fullständig nitrifikation är en tvåstegsprocess. Det första steget utförs av bland annat Nitrosomons och innebär en omvandling av ammonium till nitrit, se formel 1. I det andra steget omvandlas nitrit till nitrat av Nitrobacter, se formel 2 (B Sharama et al, 1976). Ammoniumoxiderande bakterier NH ,5O 2 2H + + H 2 O + NO energi (1) Nitritoxiderande bakterier NO ,5O 2 NO energi (2) Totalreaktion NH O 2 NO H + + H 2 O + energi (3) De vanligast förekommande bakterierna som utför nitrifikation är autotrofer. Dessa bakterier använder en stor del av sin utvunna energi för att fixera kol i cellen, vilket i sin tur leder till att de har en låg tillväxthastighet (B. Sharama et al, 1976). De nitrifierande bakterierna är relativt känsliga och påverkas av en rad parametrar såsom tillgång på syre, temperatur, ph och varierande inhibitorer (Q. Yang, 2007). Ett vanligt syreöverskott i luftningsbassängerna i en aktiv slamanläggning är 2 mg O 2 /l (M. Henze et al, 1997). Låga syrehalter leder till en hämning av nitrifikationen, medan en för hög koncentration av löst syre ger höga energikostnader för verket. Temperaturen är som tidigare nämnt en annan viktig parameter för nitrifierarnas tillväxt. I allmänhet är tillväxthastigheten lägre vid låga temperaturer vilket i sin tur kräver en högre slamålder. Vid försöksdrift har det framkommit att en genomsnittlig slamålder för stabil nitrifikation har uppgått till 16 dygn under vinterdrift (ca 5 grader) och 8 dygn vid temperaturer mellan grader, se figur 1 (M. Henze et al, 1982). Det bör dock ni sammanhanget nämnas att diagrammet i figur 1 innehåller säkerhetsmarginaler, och en att en nitrifikation är möjlig även vid något lägre temperaturer än diagrammet medger. Den låga tillväxthastigheten för de nitrifierande bakterierna kräver en anpassad slamålder för att motverka slamflykt. Ammoniumoxiderare har vanligtvis en lägre tillväxthastighet än nitritoxiderare, det är således dessa bakterier som bestämmer slamåldern (S. Hallin et al, 2003). 5

18 Figur 1, Slamåldern som funktion av temperaturen (M. Henze et al, 1982). De nitrifierande bakterierna är känsliga för variationer i ph, känsligheten varierar också mellan olika arter. Till exempel trivs Nitrobacter vid ett högre ph än Nitrosomonas (N. K. Shammas, 1986). Generellt sett kan man säga att aktiviteten hos nitrifierarna minskar betydligt vid ett ph under 6,8. Detta kan under särskilda driftförhållanden bli ett problem då nitrifierarna utsöndrar vätejoner under sin energiutvinning. Bäst nitrifikation erhålls då ph ligger mellan 7,5 och 8,0 (Metcalf & Eddy, 2003) Denitrifikation Förmågan att denitrifiera är relativt vanlig hos bakterier. Den går ut på att nitrat används som elektronacceptor i cellandningen (se reaktion 4). Denna typ av energigenerering kan användas av både autotrofer och hetrotrofer. I avloppsvatten är det dock hetrotroferna som genomför denitrifikationen (H. Ødegaard, 1988). Denitrifikationen är en komplicerad process och utnyttjas endast i frånvaro av syre på grund av nitratets sämre energivinster. För att åstadkomma en denitrifikation i en aktiv slam anläggning är därför ett krav att en del av anläggningen är syrefri (B. Carlsson, 2003). Nitratreducerande bakterier NO 3 - NO 2 - NO N 2 Ο N 2 (4) För att en denitrifikation ska äga rum krävs det att en extern kolkälla finns tillgänglig. Detta beror på att alla denitrifierare är hetrotrofer. Beroende på processutformningen kan antingen en intern eller en extern kolkälla användas. För fullständig denitrifikation 6

19 brukar förhållandet 4-5 nämnas som kvoten BOD:N i denitrifikationen (M. Emanuelsson, 1994). Denitrifierarna förbrukar vätejoner då de reducerar nitrit till kvävgas. Detta leder till en höjning av ph som i vissa processer kan kompensera för en ph sänkning i det nitrifierande steget (Eddy & Metcalf, 2003). Koncentrationen av fosfor i denitrifikationsbassägen är viktig då den är ett essentiellt grundämne som behövs för att de denitrifierade bakterierna ska kunna ha en optimal tillväxt. Om man antar att den generella formeln för biomassa är C 12 H 87 O 23 N 12 P behöver mikroorganismerna 2,3 g fosfor per 100 g biomassa för tillväxt (Metcalf & Eddy, 2003). Vid fullständig denitrifikation avgår kvävet från vattnet i from av kvävgas. Denna gas tillför ingen extra belastning på miljön då atmosfären normalt sett innehåller 78 volym% kvävgas. Vid ofullständig nitrifikation kan oxiderade former av ammonium bildas i form av lustgas och kväveoxider vilka kan ha en negativ miljöinverkan. Dessa gaser bildas dock normalt endast i mycket små kvantiteter (Svenska kommunförbundet, 1992). 2.4 Olika metoder för dissimilativ kväveavskiljning Det finns många olika varianter av biologisk kväveavskiljning, alla med sina förrespektive nackdelar. Gemensamt för de olika processlösningarna är att de måste gynna både nitrifierande och denitrifierande bakterier och består därför av en luftad och en oluftad del. Processlösningarna brukar delas upp i två huvudkategorier. Fördenitrifikationen består av först en anox-bassäng, följt av en aerob del se figur 2. Efterdenitrifikationen består av en aerob bassäng följt av en oluftad anox-bassäng, se figur 3. Dessa processer går att kombinera på olika sätt beroende på förutsättningar. För en god kväveavskiljning är förhållandet mellan organiskt material och närsalter som kväve och fosfor viktigt för bakteriernas tillväxt. Vanligtvis anses förhållandet 100:5:1 för BOD:N:P i det inkommande vattnet till kväveavskiljningen vara ett krav för bakterietillväxt. Förhållandet BOD 5 :N tot i tabell 1 nedan kan betraktas som riktlinjer vid utformningen av ett reningsverk. En annan kvot som också används frekvent i litteraturen är COD:N på inkommande vatten till denitrifikationen. För en god denitrifikation sätts denna kvot vanligen till 4,5:1. Effektivitet BOD 5 :N tot Låg <2,5 Medel 2,5-3,5 Hög >5 Tabell 1, Hur förhållandet BOD 5 :N tot påverkar effektiviteten i denitrifikationen (M. Jonasson, 2008). 7

20 2.4.1 Fördenitrifikation Den vanligaste metoden för kväveavskiljning på svenska reningsverk är fördenitrifikation och går som tidigare nämnts i avsnitt ut på att denitrifikationen läggs före nitrifikationen (B. Carlsson et al, 2003). Syftet med denna typ av uppbyggnad är att använda den kolkälla som finns i inkommande avloppsvatten för att driva denitrifikationsprocesserna och därigenom hålla nere driftkostnaderna. För att hålla nitrathalten på en hög nivå i denitrifikationsbassängerna återförs vatten från nitrifikationen till denitrifikationen. För att kvävereduktionen ska bli optimal krävs det att returslamflöde och internrecirkulationen är kontrollerade. Flödena varierar men vanliga värden är 1*Q in för returslamflödet och 3*Q in för internrecirkulationen (M. Emanuelsson, 1994). Returslamflödet är av vikt för att hålla slamhalten på rätt nivå i det biologiska reningssteget, men kan variera något utan att det påverkar reningens kvalitet. Internrecirkulationen är av betydelse för att tillräckligt mycket nitrat ska övergå i kvävgas. Denna parameter bestäms vanligen utifrån vilket krav på rening anläggningen i fråga har. Dess flöde kan härledas till den önskade nitrifikationsgraden enligt formel 5 (beteckningar återfinns i figur 2 nedan): Antagande för formel 5: Full nitrifikation råder, N tot,ut =N NO3-, ut Q in *x- Q ut *z-q ö *y= (Q retur +Q intern )* z (5) x= Inkommande totalkvävekoncentration (mg N/l) y= Totalkväve i överskottsslammet (mg N/l) z= Utgående totalkvävekoncentration (mg N/l) Q in M luft : Q in *x (mgn/l) M ut ; z*q ut (mgn/l) Q intern Q retur M ö =Q in *y(mgn/l) Figur 2, Schematisk bild av fördenitrifikationsanläggning (S. Hallin et al, 2003). Andra parametrar som också påverkar effektiviteten i reduktionen är uppehållstiden i den syrefria zonen, inflödet av lättnedbrytbart organiskt material och temperaturen (Metcalf & Eddy, 2003). Den stora nackdelen med fördenitrifikationsanläggningar är att kväveavskiljningen vanligtvis blir relativt låg och ligger på mellan 50-80% (B. Carlsson et al, 2003). Fördelen är den ekonomiska vinning som uppstår eftersom externt tillförd kolkälla i de flesta fall inte behövs. 8

21 2.4.2 Efterdenitrifikation I en efterdenitrifikationsanläggning ligger den luftade delen före den oluftade anoxiska delen, se figur 3. I den luftade delen omvandlas ammonium till nitrat varefter nitratet blir till kvävgas i den oluftade delen. Den luftade delen fungerar också som en aktivslamanläggning och bryter ner mycket organiskt material. Detta leder till att vattnet som kommer in i den oluftade delen är fattigt på organiska kolkällor. För att få en effektiv process i en efterdenitrifikation är det därför nödvändigt tillsätta en extern kolkälla. Fördelen med denna typ a process är att det går att få en mycket effektiv kväverening med en avskiljningsgrad på nära 100% att jämföra med den betydligt lägre reningsgraden med fördenitrifikation. Nackdelen är den kostnad som tillkommer för den externa kolkällan. Figur 3, Schematisk bild av en efterdenitrifikationsanläggning (S. Hallin et al, 2003) Kombinationer av för- och efterdenitrifikation Ytterligare kombinationer av för- och efterdenitrifikationsprocesser kan utformas på en mängd olika sätt för att uppfylla specifika anläggningars renings- och kvalitetskrav på utgående vatten. Komponenterna som varieras är vanligen position och antal hos sedimenteringskomponenter, storlek och position hos nitrifikations- och denitrifikationsbassänger samt alternativa tillägg av biofilmsystem (H. Ødegaard, 1988). 2.5 Problem som kan uppstå vid kväverening Kväverening är en känslig process och ett flertal faktorer i ett reningsverk kan ha en störande inverkan med försämrad reningsgrad till följd. I nedanstående avsnitt tas några vanliga parametrar upp som kan störa kvävereningen Slamegenskaper Slamegenskaperna i ett avloppsreningsverk är viktiga för att erhålla ett så rent utgående avloppsvatten som möjligt. Goda slamegenskaper leder inte bara till att halten suspenderat material hålls nere, det bidrar också till att adsorbera kolloidal materia och makromolekyler. Det är i huvudsak fyra olika fenomen relaterat till slammets 9

22 egenskaper som kan vara förknippat med en sämre kvalitet på utgående avloppsvatten (A. Stykpa, 1998). Slamsvällning beroende på en alltför hög tillväxt av filamentösa bakterier som producerar extracellulär polymer (viskös slamsvällning). Pin-flockar syns vanligen som små partikulära flockar som finns kvar i klarfasen när slammet sedimenterat och förknippas normalt med en hög slamålder. Slamsvällning beroende på att filamentösa organismer bildat ett skum (filamentös slamsvällning). Flytslam i eftersedimentationsbassängerna beroende på producerad kvävgas vid denitrifikation. Orsaken till slamsvällning kan bero på bland annat toxiska ämnen i vattnet, en för låg halt löst syre i aktivslamanläggningen eller felaktig slambelastning (Metcalf & Eddy, 2003) Rejekt från rötning och slamavvattning Syftet med att röta avloppsslammet är att stabilisera det och minska dess volym inför vidaretransport. Som en positiv bieffekt kan även biogas utvinnas som i sin tur kan användas som energikälla, antingen för intern användning eller för extern försäljning. Rötning innebär att det lättnedbrytbara organiska materialet omvandlas till en mer stabil slutprodukt. Det finns olika typer av rötning som till exempel kan klassificeras utifrån den temperatur man genomför rötningen vid eller om det är satsvis eller kontinuerlig rötning. Vanliga temperaturintervall är C för mesofil rötning och C för termofil rötning (K. Starberg et al, 2005). På Hallsberg ARV utnyttjas en termofil och kontinuerlig rötning för stabilisering av slammet och utvinning av biogas. Det slam som rötas i rötkammaren härhör vanligtvis från det primär- och sedimentärslamuttag som finns på verket, men på vissa anläggningar rötas även externa produkter som brunnsslam och matavfall. Av den interna rötningen genererar primärslamrötningen minst dubbelt så mycket energi som sekundärslamrötningen (M. Emanuelsson, 1994). Då slammet har rötats klart avvattnas det varpå det transporteras bort. Det rejekt som uppstår vid slamavvattningen innehåller ofta mycket höga halter av kväve. Om sekundärslammet härhör från ett kvävereningssteg kan dessa halter höjas ytterligare (M. Emanuelsson, 1994). Rejektströmmen kan antingen återföras direkt in i verket eller förbehandlas för att minska halen kväve. Fördelen med att förbehandla rejektströmmen är att man då minskar risken att denna påverkar reningsprocesserna och därmed kvalitén på det utgående vattnet. 10

23 2.5.3 Kemikaliedosering vid förfällning av fosfor Det vanligaste sättet att rena avloppsvatten från fosfor är att använda en fällningskemikalie som aggregerar fosforn. Fosforaggregaten får då en densitet som gör at de kan avskiljas vid efterföljande sedimentering. Den aktiva jonen i fällningskemikalien är oftast järn- eller aluminium. Det finns flera olika typer av fällning där vanliga metoder är efterfällning, förfällning eller simultanfällning. Efterfällning är vanlig på svenska avloppsreningsverk och syftar till att fällningskemikalien tillsätts efter själva aktivslamprocessen. Vid förfällning tillsätts fällningskemikalien innan det biologiska reningssteget och vid simultanfällning tillsätts fällningskemikalien i det biologiska stegets luftningsbassäng. Dessa olika typer av fällning kan även kombineras på olika sätt för att maximal effekt ska erhållas. Då utfällningen av fosfor inte är specifik leder den även till en utfällning av andra ämnen i avloppsvattnet som till exempel BOD och kväve (P. O. Persson, 2005). Många kommunala avloppsreningsverk strävar efter att få en så effektiv förfällning som möjligt. En effektiv utfällning kan syfta till att hitta en balans där rätt mängd fosfor fälls ut. För hög fosforutfällning leder till stora kemikaliekostnader, medan för låg fosforutfällning är skadligt för miljön och leder till anmärkning från ansvarig myndighet. En effektiv utfällning kan också syfta till att fälla ut så mycket organiskt material som möjligt i förfällningen för att maximera biogasproduktionen. Om detta är fallet bör så hög andel som möjligt av det avskiljda materialet vara partikulärt, då löst organiskt material behövs i kvävereningen. En annan metod som används för att fälla suspenderat material, men undvika det lösta materialet är en kombinationsfällning inkluderande fällningskemikalie och polymer (C. Hellstedt et al, 2009). För en optimal fällning bör hänsyn tas till variationer i avloppsvattenflödet samt till vattnets fosforinnehåll och ph. 11

24 12

25 3 BESKRIVNING AV HALLSBERG ARV Hallsberg Avloppsreningsverk är beläget i Hallsberg kommun, strax sydväst om Örebro. I Hallsberg kommun finns det fem avloppsreningsverk. Det största ligger beläget i Hallsberg och tar emot spillvatten från Hallsberg och Östansjö. Verket tar emot spillvatten motsvarande pe, men är dimensionerat för pe. Till denna anläggning levereras också allt privat brunnsslam i kommunen. Det utgående vattnet leds till recipient som utgörs av Ralaån. Då Hallsberg ARV ligger inne i landet omfattas det inte av de strängare kraven för avloppsreningsverk längs kusten. Tillståndskrav satta av länsstyrelsen daterat 1994 och 1998 går att läsa i appendix 4. I figuren nedan är Hallsberg reningsverk utmärkt med en vit ring. Ralaåns sträckning kan ses förstärkt med blått. Hallsbergs Avloppsreningsverk Hallsberg Centrum Figur 2, Satellitbild över Hallsberg Reningsverk som på bilden är utmärkt med en vit ring, Ralaån är förstärkt i blått. 3.1 Drift och processer på Hallsberg avloppsreningsverk Avloppsreningsverket i Hallsberg byggdes Utbyggnad av verket har sedan skett i etapper där kemiska fällningen tillkom 1974, kvävereduktion 1996 och inloppsdelen med rens och sandtvätt Nedan i figur 3 finns en översiktsbild över processerna på Hallsberg ARV. Dessa processer diskuteras mer i detalj nedan. 13

26 Figur 3, Översiktsbild av processerna på Hallsberg ARV. På Hallsberg ARV genomgår avloppsvattnet en flerstegsprocess på sin väg mot recipienten. Först leds inkommande avloppsvatten med självfall till två pumpar som lyfter upp det till ett rensgaller. En provtagare är placerad framför rensgallret och tar flödesbestämda dygnsprover på det inkommande vattnet. Till inloppspumpstationen leds också rejekt från centrifugerna, slamvatten från rötkamrarna och rejekt från slamförtjockargallret, samtliga med självfall, se figur 4 (Driftinstruktion, 2005). Figur 4, Inloppspumpstation, (Driftinstruktion 2005). Efter rensgallret les avloppsvattnet vidare till en kanal där förfällning sker med hjälp av flockningskemikalie (Ekoflock-90, AkzoNobel). Doseringen av fällningskemikalien är flödesstyrd och inställd på 75 mg fällningskemikalie/m 3 avloppsvatten. Uppbyggnaden av flocken sker i det efterföljande sandfånget varpå flocken sedan avskiljs tillsammans med suspenderat material i försedimenteringen, se figur 5 (Driftinstruktion, 2005). 14

27 Figur 5, Försedimentering, (Driftinstruktion, 2005). Slammets som bildas i försedimenteringen pumpas därefter till en slamficka i mellanslamlagret. Eventuell bildning av flytslam i försedimenteringen avskiljs med hjälp av slamskrapor och leds sedan vidare till den biologiska reningen, se figur 6 (Driftinstruktion, 2005). Figur 6, Biologisk rening, (Driftinstruktion, 2005). 15

28 Efter försedimenteringen leds avloppsvattnet till det biologiska reningssteget. På Hallsberg ARV består detta av en fördenitrifikationsanläggning för kväveavskiljning och BOD-reduktion. Vattnet leds in i en bassäng med syrefri miljö där denitrifikation sker. I denna bassäng finns två kantmonterade omrörare för att förhindra sedimentering. Avloppsvattnet leds från denitrifikationen vidare till tre luftade bassänger i serie. Luftningen sker genom ett bottenluftningssystem av membrantyp för att skapa en aerob miljö som gynnar nitrifikation. I slutet av luftningsbassängerna finns en nivålyftare som recirkulerar nitratrikt vatten tillbaka till denitrifikationsbassängen för att erhålla en reducering av nitratjoner. I nitrifikationen sker en simultanfällning av organiskt material och fosfor där doseringen av fällningskemikalie (Ekoflock- 90, AkzoNobel) är flödesstyrd med en hastighet på 70 mg fällningskemikalie/m 3 avloppsvatten (Driftinstruktion, 2005). Efter den biologiska reningen leds vattnet vidare till en slutsedimentering. Delar av det slam som avskiljs i detta steg leds tillbaka till denitrifikationen för att erhålla en lämplig slamålder. Överskottsslammet leds tillbaka till försedimenteringen, se figur 7 (Driftinstruktion, 2005). Figur 7, Slutsedimentering, (Driftinstruktion, 2005). 16

29 Efter slutsedimenteringen leds det renade vattnet till en utloppskanal där provtagning och flödesmätnings sker. Därefter släpps vattnet ut till recipient som utgörs av Ralaån. Externt brunnsslam tillförs anläggningen från ett slamrör utanför byggnaden in till externbrunnsslam gallret där fasta partiklar avskiljs. Grovrensat brunnsslam ansamlas i en utjämningsbassäng och pumpas sedan till kanal före inloppsgallret. Brunnslammet pumpas regelbundet in under större delen av dygnet för att jämna ut belastningen (N. Hasselwander, muntlig referens, ). Slam från verket tas ut som ett blandslam från försedimenteringsbassängerna. Slammet leds till ett slamförtjockargaller där en aluminiumbaserad polymer tillsätts för att förbättra förtjockningen. Därefter blandas slammet med externt slam från Sköllesta och leds in i två rötkammare med en termofil och kontinuerlig drift. Här sker nedbrytningen i flera delsteg med en uppehållstid på dygn. Slammet som anses förbrukat pumpas till ett slamlager och sedan vidare till en centrifug för avvattning. Rejektvatten från centrifugen tillsammans med eventuellt flytslam från gasklockorna leds till en utjämningsbassäng och sedan vidare tillbaka till reningsverkets inlopp. Inpumpningen av rejektvattnet sker kontinuerligt och under större delen av dygnet Dimensionering Dimensioneringen av Hallsberg avloppsreningsverk är viktig för flertalet av de beräkningsmodeller som kommer att appliceras i senare kapitel. De viktigaste volymerna och uppehållstiderna kan studeras i tabell 2. Inlopp Total medeltillrinning (Q): m 3 Föroreningsbelastning, BOD 7 specifik: 70g /pe,d Föroreningsbelastning, BOD 7 totalt: kg/d Volym (m3) Uppehållstid (min) Försedimentering Denitrifikation Luftningsbassänger Slutsedimentering Tabell 2, Dimensionering av processenheter på Hallsberg ARV. 3.2 Recipient Recipienten till Hallsberg avloppsreningsverk är Ralaån som är 15 km lång och mynnar ut i Kumlaån. Ralaån är i dagsläget övergödd och det kommer enligt länsstyrelsen att krävas flera åtgärdsinsatser under en längre tid innan vattnet uppnår god ekologisk status (länsstyrelsen i Örebro län, 2009). Ralaån har i dagsläget en otillfredsställande hög 17

30 halt näringsämnen och lider av övergödning (VISS Vatteninformationssystem för Sverige, ). 18

31 4 PROVTAGNINGAR OCH BERÄKNINGAR På Hallsberg ARV har prover tagits under två perioder. Den första provtagningsperioden pågick från till Under denna tid kördes endast en liten volym brunnsslam in i verket. Detta resulterade i en relativt låg inkommande belastning av kväve. Provtagningen syftade till att studera verket under en period med väl fungerande kväverening. Provperiod nummer två ägde rum mellan och Under denna period ökade brunnsslamskörningarna något. Även det inkommande vattenflödet ökade, vilket ledde till att endast en liten förändring i halten inkommande kväve noterades. Då avsikten med de olika provtagningstillfällena var att representera olika belastningar, kommer dessa behandlats under olika avsnitt i kommande text. Slutsatser i projektet har dragits dels utifrån resultat från de olika Provtagningsperioderna, utifrån onlinevärden och äldre data men också utifrån personalens drifterfarenheter. Under provtagningsperioderna har samtliga stickprov tagits mellan kl och kl på morgonen. Detta innebär att eventuella flödestider genom verket inte tagits hänsyn till. Då stickproverna i de flesta fall applicerats på relativt tröga system antas denna effekt vara av mindre vikt. Dygnsproverna är samtliga flöden. I de kommande beräkningarna har stickprovsvärdena och dygnsproverna hållits åtskiljda. 4.1 Provtagningspunkter För att studera driften i verket har ett varierande antal prover per vecka valts för olika provtagningsserier, antalet baserades på den förväntade fluktuationen inom parametern. Nedan i figur 8 återfinns en översiktlig skiss över verket där provpunkterna märkts ut. Figur 8, Översikt över Hallsberg ARV med markerade provtagningspunkter. 19

32 Frekvensen för provtagningen vid varje punkt återfinns i tabell 3 nedan. Analyspunkter Frekvens 1) Inkommande avloppsvatten (dygnsprov) 4 ggr/ vecka 2) Före fördenitrifikation (dygnsprov) 2 ggr/vecka 3) Denitrifikation (stickprov) 3 ggr/vecka 4) Luftningsbassänger (stickprov) 2 ggr/vecka 5) Överskottsslam (stickprov) 2 ggr/vecka 6) Utgående avloppsvatten (dygnsprov) 4 ggr/vecka 7) Slamlager (stickprov) 3 ggr/vecka 8) Centrifugrejekt (stickprov) Vid centrifugkörning 9) Inkommande slam från utjämningsbassäng (stickprov) 2-3 ggr/vecka 10) Brunnsslam från inkommande lastbilar (stickprov) Vid inkommande lastbilar Tabell 3, Provpunkter som studerats i syfte att fastställa statusen på Hallsberg ARVs kväverening. För att studera olika parametrar har utvalda substanser analyserats vid respektive provpunkt. Analysmetoderna som använts vid dessa analyser återfinns nedan i tabell 4. Analys Metod Kommentarer COD Hach Lange, LCK114 Ampullmetod Totalkväve, N tot Hach Lange, LCK138/LCK338 Ampullmetod Ammonium, NH 4 -N Hach Lange, LCK305/LCK303 Ampullmetod Nitratkväve, NO 3 - Hach Lange, LCK339 Ampullmetod Totalfosfor, P tot Hach Lange, LCK349 Ampullmetod Glödrest SS Okonserverat prov Suspenderad substans (SS) SS-EN-872 Okonserverat prov Torr substans (TS) SS Okonserverat prov BOD 7 * Externt laboratorium Tabell 4, Analysmetoder som använts under projektets gång. I de fall då prover har konserverats har Naturvårdsverkets Allmänna Råd 90:1 applicerats för att säkerställa kvaliteten. BOD 7 har analyserats på ett externt ackrediterat laboratorium då metoden är komplicerad och tidskrävande. 20

33 4.2 Beräkningsmodeller Data som analyserats på Hallsberg ARV har använts för att beräkna olika nyckeltal och parametrar för verket. I kommande text presenteras samtliga beräkningar som använts under projektets gång. Slambelastning En viktig parameter vid dimensioneringen av en aktivslamanläggning är förhållandet mellan tillförd näring och mängden mikroorganismer. Slambelastningen brukar användas för att beskriva detta förhållande och beräknas vanligen med formel 6 (Svenska kommunförbundet, 1992). = (6) Q= Inkommande flöde BOD i = Inkommande halt BOD 5 V= Volym denitrifikationsbassäng SS m = Medelslamhalt i denitrifikationsbassäng Massbalans över verket Beräkning av massbalansen över ett reningsverk används för att studera specifika substansers väg genom verket. För att detta ska kunna göras på ett optimalt sätt är systemets avgränsning viktig. Principen för massbalansberäkningar är baserade på grundprincipen att massa varken skapas eller förstörs. Den generella formen är relativt enkel och uttrycks vanligen enligt formel 7, (Metcalf & Eddy, 2003). Utflöde + Ackumulation = Inflöde + Generation (7) Denna formel ligger till grund för den systemskiss som kommer att användas för massbalansen kring kväveavskiljning (Morling 2009). Inkommande Total N Org N NH 4 -N Luft N 2 N 2 O Utgående Total N Org N NH4-N NO 3 - Slam Total N Org N NH 4 -N Figur 9, Princip för massbalansen av kväve över verket. 21

34 För att underlätta beräkningarna kommer några antaganden att göras: I inkommande och utgående vatten kommer parametrarna nitratkväve (NO 3 - ), totalkväve (N tot ) och ammoniumkväve (NH 4 -N) att mätas. Det organiskt burna kvävet (N org ) kommer sedan att estimeras genom att subtrahera nitrathalten och ammoniumhalten från det totala innehållet av kväve enligt formel 8. N org, in/ ut = N tot (NO NH 4 -N) (8) Slammets innehåll av kväve kommer att antas bestå av ammoniumkväve och organiskt buret kväve. Den totala kvävehalte samt ammoniumkvävet kommer att mätas vart efter den organiska kvävehalten beräknas genom att subtrahera ammoniumkvävet från totalkvävet, se formel 9. N org, slam = N tot NH 4 -N (9) Det kväve som avgår till luften kommer inte att mätas utan antas vara överskottet då utgående kväve och slammets innehåll av kväve subtraheras från inkommande vattens innehåll av kväve, se formel 10. N luft = N tot,in (N tot,ut + N tot,slam ) (10) Slamålder i nitrifikationen Slamåldern är en viktig parameter för att uppnå god nitrifikation och anger uppehållstiden i luftningsbassängerna i dygn. Parametern är av stor betydelse då nitrifierarna har en långsam tillväxthastighet och riskerar sköljas ut vid en för låg slamålder. Nackdelen med en för hög slamålder är att en stor del av slammet pumpas runt i systemet. Detta i sin tur kan leda till slamsvällning och försämrade slamegenskaper (S. Hallin et al, 2003). För att beräkna slamåldern används en formel där mängden suspenderat materialet i bassängen divideras med mängden suspenderat material i överskottsslammet och mängden utgående suspenderat material, se formel 11 (Svenska kommunförbundet och Svenska Vatten- och avloppsverksföreningen, 1996). När formeln applicerats under arbetets gång har den ursprungliga formeln förenklats genom att suspenderat material i utgående vatten likställts med noll. Detta antagande har gjorts då de utgående flödena ur verket innehållit låga halter suspenderat material vilket i sin tur bidragit till en stor osäkerhet i termen i fråga. 22

35 å = (11) V = Volym på luftningsbassängen (m³) SS m =Medelslamhalten i luftningsbassängen Q o = Överskottsslamflöde (m³/h) SS o = Suspenderade ämnen i överskottsslammet Q ut = Utgående flöde (m³/h) SS ut = Suspenderade ämnen i utgående flödet Slamegenskaper Förändringar av slamåldern kan påverka slammets egenskaper vilket i sin tur leder till förändrade sedimenteringsegenskaper. För att studera sedimenteringsegenskaperna används ofta slamvolymindex som referens, se formel 12 (American Public Health Association, 1998). För optimala slamegenskaper brukar målsättningen vara ett slamvolymindex på runt 100 ml/g (Stig Morling, personlig kommentar ). = (12) SV= Slamvolym ml/l SS= Suspenderade ämnen g/l Flöde På Hallsberg ARV finns en stationär flödesmätare som mäter volymen utgående vatten. Utgående flödesvolym kommer i detta arbete antas vara samma som inkommande volym samma dygn. Externt inkommande brunnsslam kommer att antas vara den av chaufförerna angivna volymen. Interna rejektflöden från centrifuger och biogasreaktorer samt recirkulerade flöden och överskottsflöden från slamuttag beräknas med hjälp av ett kärl av känd volym och tiden det tar att fylla det, se formel 13. ö = ( ) ( ) (13) Uppehållstid Uppehållstiderna i olika bassänger beräknas till volymen dividerat på inflödet, där inflödet mäts som ett stickprov och sedan antas vara konstant över dygnet. hå = ( ) (14) ö ( ) Dygnsprov Användningen av dygnsprov applicerades för inkommande vatten, efter förfällning och på utgående vatten. Provtagarna är flödesstyrda och tar ut 30 ml var 10:e kubikmeter, om 10 kubikmeter inte passerat under 10 minuter tas ett tidsstyrt prov. Dunkbyte skedde tisdag-fredag. 23

36 Provtagaren på inkommande vatten är placerad inne i anläggningen vilket betyder att provet inkluderar inkommande avloppsvatten, interna rejektvattenströmmar och externt brunnsslam. Stickprov Användningen av stickprov applicerades i fördenitrifikation, luftningsbassänger, anoxrecirkulering, överskottsslam, returslam från centrifuger, i brunnsslam- och rejektvattenbassängen och för primärslam. Stickprovet togs så representativt som möjligt och hämtades helst långt från ut-, inlopp eller andra moment som skulle kunnat påverka resultatet. 24

37 5 RESULTAT Resultatet från de undersökningar som gjorts på Hallsberg ARV kommer att delas upp beroende på hur och när resultaten tagits fram. Kapitlet har delats in i följande kategorier; driftstörningar, historiska mätningar, onlinemätningar under provtagningsperioderna, data från den första manuella provtagningsperioden mellan till och data från den andra manuella provtagningsperioden mellan till Driftstörningar Efter en genomgång av materialet i miljörapporterna mellan kan konstateras att många av gränsvärdesöverträdelserna av ammonium hänger ihop med maskinella haverier. Tillexempel överskreds riktvärdet för ammonium i maj 2005 på grund av skumning i rötkammaren till följd av en propeller som lossnat, detta i sin tur ledde till att verket behövde bredda avloppsvatten (Miljörapport 2005). I januari och mars 2006 överskreds riktvärdet för ammonium. I båda fallen berodde det på att nivålyftaren från luftningsbassängerna till denitrifikationen hade stannat (Miljörapport 2006). Under januari 2007 överskreds ammoniumgränsvärdet på grund av problem med beskickning av centrifugen och i april samma år överskreds gränsvärdet på grund av att kopplingen mellan motor och pump hade havererat (Miljörapport 2007). Under 2008 överskreds gränsvärdet för ammoniumkväve i januari och september på grund av dåligt rejekt från centrifugen och i oktober samma år överskreds riktvärdet då fällningskemikalien tog slut (miljörapport 2008). Under 2009 överskreds riktvärde för hela året. Problem med tekniken som fått påverkan på utgående ammoniumkväve är skumning i rötkammare i januari och november, problem med polymerdoseringen i januari och maj, haveri på slamskrapa i försedimenteringen, haveri på cirkulationspumpen i rötkammaren och renovering av centrifug under november och december (Miljörapport 2009). Ammoniummätaren på utgående vatten har visat tvivelaktiga resultat vid tre tillfällen under perioden Vid samtliga tillfällen har laboratoriets värden visat sig vara högre än de som mätaren visat. 5.2 Historiska driftförhållanden Hallsberg ARV är som tidigare nämnt dimensionerat för m 3 och pe. I tabell 5 återfinns en övergripande historik över inkommande belastning mellan 2005 och