Läkemedelsrester i avloppsvatten: Beräkningsrutiner för reduktion i avloppsreningsverk

Transkript

1 Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Läkemedelsrester i avloppsvatten: Beräkningsrutiner för reduktion i avloppsreningsverk Examensarbete av Staffan Lindberg December 2008

2

3 Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Lunds Universitet Water and Environmental Engineering Department of Chemical Engineering Lund University, Sweden Läkemedelsrester i avloppsvatten: Beräkningsrutiner för reduktion i avloppsreningsverk Pharmaceutical residues in wastewater: Calculation routines for estimating the reduction in wastewater treatment plants Examensarbete nummer: av Staffan Lindberg Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Lunds Universitet December 2008 Handledare: Professor Jes la Cour Jansen Examinator: Karin Jönsson Bilder på framsidan (medurs): 1. Läkemedel [Foto: Lindberg, Staffan, ] 2. Biologisk behandling [Foto: Med tillstånd från UMEVA, ] 3. Öns avloppsreningsverk från ovan [Foto: Lindh, Lars, Geografisk Information, Samhällsbyggnadskontoret, med tillstånd från Umeå Kommun, ] 4. Biobäddar [Foto: Günther, Ellinor, Informatör Gryaab AB, , med tillstånd] Postal address: Visiting address: Telephone: P. O Box 124 Getingevägen SE Lund Sweden Telefax: Web address:

4

5 Abstract A tool for calculating the reduction of pharmaceutical residues in wastewater at wastewater treatment plants is needed, to predict the load of pharmaceutical residues to the recipient downstream a wastewater treatment plant. Calculation routines for estimating the reduction at wastewater treatment plants are established. A simplified model is created (that solely focuses on the dissolved concentration of pharmaceuticals) and describes the treatment processes and the internal hydraulic network in terms of mass balances and equation systems. The equation systems are solved with MatLab (The MathWorks R2007b). The reduction of Ibuprofen and Diclofenac (with differences regarding biodegradability and tendency of sorbing to sludge) is estimated for four Swedish wastewater treatment plants. Ibuprofen is degraded to approximately 100 % in all of the simulations due to its high biodegradability. Diclofenac is removed to a lesser extent than Ibuprofen, but by sorbtion to sludge rather than by biodegradation. Furthermore do the results of this study suggest that the biological process is affected negatively if the flow is too high and as the number of tanks in series is reduced. Keywords: Municipal wastewater treatment; pharmaceuticals; Ibuprofen; Diclofenac; mass balances; simulation; modeling; MatLab ; biological degradation; sorbtion. i

6 ii

7 Summary This study was carried out to gain better understanding of how the wastewater treatment plants of today are reducing micro pollutant concentrations (i.e. pharmaceutical residues) in the wastewater. Mathematical simulations of the micro pollutant concentration reduction at four Swedish treatment plants (Öresundsverket in Helsingborg, Ryaverket in Göteborg, Ön s wastewater treatment plant in Umeå and Henriksdal s wastewater treatment plant in Stockholm) were made. In the present report only the wastewater treatment was included, and not the sludge treatment. The pharmaceutical compounds studied in the simulations were Ibuprofen and Diclofenac because they have very different properties regarding biodegradability and tendency of sorbing to sludge. The different processes at a wastewater treatment plant (sorbtion to sludge and biological degradation) are described by differential equations, but in order to make the model less complex and easier to use, the differential equations were transformed into integral mass balances. The most important simplification to translate the dynamical model into an integral model was made by declaring that no movement of particles between compartments is to be included in the model. The model consists of two parts; one part describing the sorbtion of the substance to sludge, the other part describing the biological degradation of the substance. In the model all sorbtion is considered to take place in the primary treatment (i.e. pre sedimentation and sand trap), this does not correspond to a real scenario (where sorbtion takes place through out the process) but this problem is solved by setting the suspended solids concentration in the sorbtion equation to that of the biological treatment compartments. The soluble concentration leaving the primary treatment (after all sorbtion of the substance has taken place) is described by (1): (1) where is the sorption coefficient of the substance ( ), is the incoming micro pollutant concentration ( ) and is the estimated suspended solids concentration in the primary treatment ( ). The biological degradation of the pharmaceutical substances takes place in the activated sludge processes, as well as in filters and bio beds. The biological degradation process of a pharmaceutical substance is described by (2): where is the time in, is the concentration at time and is the starting concentration. The time is estimated; in cases of activated sludge processes as the hydraulic retention time (i.e. ) and approximately 10 in cases of filters and bio beds. Mass balances describing all flows and involved processes were put together into equation systems that were solved numerically by MatLab (The MathWorks R2007b) and thereby the concentrations in all compartments were calculated. (2) iii

8 In all simulations Ibuprofen was completely or almost completely removed by biological degradation. As expected, the reduction of Ibuprofen by sorption to sludge was very limited due to the low sorption coefficient. Diclofenac was removed with varied success (between about 65 and 50 % removed from the wastewater), and as expected it was removed by sorption to sludge rather than by biological degradation. The model does not describe well what happens in a filter, this because there are no good ways of describing the bacterial growth on the filter material. The biomass in the filter is in this model approximated as the suspended solids concentration, which does not correspond to the real scenario, why the results of the filters in this study should not be taken too seriously. It was showed that parallel processes can be merged together as one or calculated separately without any impact on the results. This was used in all the simulations to simplify the calculations. The simulations at Ryaverket showed the importance of using accurate and not contradicting input data. Different information regarding the internal flows at the treatment plant led to hard to solve equations with multiple solutions. A compromise was made in order to receive the most realistic results. The simulations carried out for Öresundsverket in Helsingborg showed that the biological treatment was affected negatively by reducing the number of compartments in series. The reduction of Ibuprofen was not affected notably because of its already very high biodegradability. The concentrations of Diclofenac however were reduced to a less extent as the number of compartments in series was lessened, this because the biological degradation is not as fast as for Ibuprofen. The biological processes were affected negatively when the incoming flow (and thereby also the internal flow) was set too high. This was concluded as the simulations for Ryaverket in Göteborg were carried out. This can occur in extreme weather situations but in reality this would be taken care of by opening a flood channel that would bypass parts of the incoming flow to spare the processes of the overload. As in the case of the different number of compartments simulations above, the results were more obvious in the Diclofenac than in the Ibuprofen concentration. This is due to the already high biodegradability of Ibuprofen and that it is in both high and low flow situations reduced to about 100 %. As the flow was set to 8 (i.e. high flow) the bio beds are bypassed and not included in the process, which also could explain the lower biological degradation. The impact of including excess sludge recirculation was studied as two different simulations were carried out for Ön in Umeå. The results show that the biological degradation is affected negatively, but the difference is negligible in this case, as Diclofenac is mostly reduced by sorption to sludge rather than by biological degradation. Ibuprofen is completely reduced in both cases, and thus not affected by the recirculation. It should be noted that a recirculation flow of this kind may not be negligible in calculation with a different pharmaceutical substance (with properties somewhere in between of Ibuprofen and Diclofenac, regarding biodegradability and the sorption coefficient). iv

9 Förord Detta examensarbete som har gjorts på Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik vid Institutionen för Kemiteknik, LTH, Lunds Universitet, är den avslutande delen i min civilingenjörsutbildning inom Ekosystemteknikprogrammet (W) på LTH. Denna studie har varit en del av ett större MistraPharma-projekt (Mistra = Stiftelsen för miljöstrategisk forskning) och syftar till att få ökad förståelse för olika läkemedels betydelse och förekomst i våra sjöar och vattendrag. Denna studie har varit fokuserad kring att ta fram beräkningsrutiner som på ett enkelt sätt beskriver vad som händer med ett visst preparat i ett avloppsreningsverk. Allt arbete har skett på egen hand vilket hade varit fullständigt omöjligt utan stöd från ett antal personer. Jag vill först och främst tacka min handledare Jes la Cour Jansen som med sin stora sakkunskap och stora tålamod har varit ovärderlig i arbetet. Jag vill också tacka de många personer som bistått med ovärderlig information om de olika reningsverken som jag studerat; Johanna Westlund (processingenjör på UMEVA), Johanna Lindgren (VA-chef på UMEVA), Ann Mattsson (utvecklingschef på Gryaab) samt Bernt Björlenius (utvecklingsingenjör, Stockholm Vatten). Utan dessa personer hade detta examensarbete inte varit genomförbart. Jag vill också passa på att tacka min examinator Karin Jönsson på Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik, LTH, som påtagit sig det stora ansvaret att examinera mitt examensarbete och skicka ut mig i arbetslivet! Sist men inte minst vill jag tacka min familj och mina vänner som stött mig i vått och torrt, utan dem vet jag inte vad jag hade gjort! Lund den Staffan Lindberg v

10 vi

11 Innehållsförteckning 1 BAKGRUND 1.1 FÖREKOMST AV LÄKEMEDEL OCH PERSONVÅRDSPRODUKTER I VÅRA SJÖAR OCH VATTENDRAG 1.2 FRÅN MÄNNISKAN TILL NATUREN 2 MÅLSÄTTNING 3 LÄKEMEDEL 3.1 IBUPROFEN 3.2 DIKLOFENAK 3.3 FÖRVÄNTAD REDUKTION PÅ RENINGSVERK 4 PROCESSER PÅ AVLOPPSRENINGSVERK 4.1 MEKANISKA PROCESSER 4.2 BIOLOGISKA PROCESSER Aerob nedbrytning Aktivt slam Biofilm Biorotor Anaerob nedbrytning Anoxisk nedbrytning Biologisk fosforreduktion Kvävereduktion Nitrifikation Denitrifikation 4.3 KEMISKA PROCESSER 4.4 OLIKA RENINGSVERKS UPPBYGGNAD 5 MATEMATISK FRAMSTÄLLNIG AV REDUKTIONSPROCESSER; SORPTION, STRIPPING OCH BIOLOGISK NEDBRYTNING 5.1 SORPTION 5.2 STRIPPING 5.3 BIOLOGISK NEDBRYTNING 5.4 FILTER 5.5 MODELL FÖR HELA REAKTORKONFIGURATIONER 5.6 KONCENTRATION I INFLÖDE 5.7 BEHOV AV ENKLARE ICKE-DYNAMISK MODELL MATEMATISKA BERÄKNINGSRUTINER FÖR REDUKTION AV LÄKEMEDELSRESTER I AVLOPPSRENINGSVERK; RÄKNEEXEMPEL FÖR TVÅ ENKLA PRINCIPIELLA RENINGSVERK PROCESSER Förbehandling (grovfilter, sandfång och försedimentering) Biologisk behandling Efterbehandling (slutsedimentering och filter) 6.2 RÄKNEEXEMPEL Biobädd Aktivtslam 6.3 BIOBÄDD KONTRA AKTIVTSLAM MED RECIRKULERING

12 7 APPLICERING AV BERÄKNINGSRUTINERNA FÖR REDUKTION AV IBUPROFEN OCH DIKLOFENAK PÅ NÅGRA AVLOPPSRENINGSVERK ÖRESUNDSVERKET ETT TYPEXEMPEL Metod Ekvationer och massbalanser (1-3) Lösning av ekvationssystemet (4) Olika antal tankar i serie Resultat och diskussion 7.2 RYAVERKET Metod Processchema Ekvationer och massbalanser Lösning av ekvationssystem Resultat och diskussion Flöden Massflöden och koncentrationer 7.3 ÖNS AVLOPPSRENINGSVERK Metod Processchema Ekvationer, massbalanser och ekvationssystem Med recirkulering av överskottsslam Utan recirkulering av överskottsslam Resultat och diskussion Massflöden och koncentrationer Med recirkulering av överskottsslam Utan recirkulering av överskottsslam 7.4 HENRIKSDALS AVLOPPSRENINGSVERK Metod Processchema Ekvationer och massbalanser Resultat och diskussion 7.5 SAMMANFATTNING AV RESULTAT 8 DISKUSSION 8.1 BEGRÄNSNINGAR I MODELLEN Transport av partiklar Strömmar Motsägelsefull information 8.2 UTSPÄDNING AV INKOMMANDE KONCENTRATION VID HÖGA FLÖDEN 8.3 PARALLELLA PROCESSER OCH PROCESSER I SERIE 8.4 FILTER 9 SLUTSATSER 10 FÖRSLAG TILL FRAMTIDA STUDIER 11 KÄLLFÖRTECKNING APPENDIX A ÖRESUNDSVERKET A.1 Matematiska uttryck A.2 MatLab -filer

13 B RYAVERKET B.1 Matematiska uttryck B.2 MatLab -filer C ÖNS AVLOPPSRENINGSVERK C.1 Matematiska uttryck C.1.1 Med recirkulering av överskottsslam: C.1.2 Utan recirkulering av överskottsslam: C.2 MatLab -filer C.2.1 Med recirkulering av överskottsslam C.2.2 Utan recirkulering av överskottsslam D HENRIKSDALS AVLOPPSRENINGSVERK D.1 Matematiska uttryck D.2 MatLab -filer E BEVIS FÖR BIOLOGISK NEDBRYTNING I PARALLELLA TANKAR E.1 Två parallella linjer E.2 Två parallella linjer slås ihop till en linje F VETENSKAPLIG ARTIKEL

14

15 1 Bakgrund Följande avsnitt, som ger en introduktion till det aktuella problemet med läkemedelsrester i våra sjöar och vattendrag, bygger till stor del på boken Human Pharmaceuticals, Hormones and Fragrances The challenge of micropollutants in urban water management. av Thomas A. Ternes och Adriano Joss [Ternes et al., 2006]. 1.1 Förekomst av läkemedel och personvårdsprodukter i våra sjöar och vattendrag Avloppsvatten behandlas i allt större utsträckning världen över i centraliserade avloppsreningsverk. Reningsverken tar hand om vattnet i ett antal olika steg, bl.a. genom grovfiltrering, sedimentation, biologisk och kemisk rening. Genom att reducera näringsämnen såsom fosfor och kväve från avloppsvattnet minskar näringsbelastningen på recipienten, dvs. det vattendrag eller reservoar (sjö eller hav) som tar emot det renade avloppsvattnet. Övergödning har under lång tid varit ett stort problem i våra sjöar och vattendrag, men genom en ökad förståelse för processerna i limniska och marina miljöer samt genom en ständig utveckling inom avloppsvattenreningen, har problemen till viss del blivit hejdade (även om det är en lång väg kvar innan systemen kommer i balans igen). Dock kommer det hela tiden upp nya problem som behöver ses över. Vad som den senaste tiden har kommit upp på agendan är den relativt höga förekomsten av läkemedelsrester i avloppsvattnet. Observerade koncentrationer av läkemedel och personvårdsprodukter i avloppsvatten visar på att de kommunala avloppsnäten utgör den huvudsakliga avyttringsvägen för förbrukade läkemedel och personvårdsprodukter inom hushållen, sjukvården samt industrin. De flesta läkemedel och personvårdsprodukter är polära och motståndskraftiga och kan passera ett avloppsreningsverk endast reducerade till viss del eller inte alls. Utsläpp av renat avloppsvatten nedströms reningsverk utgör därför en mycket viktig punktkälla av läkemedelsrester och personvårdsprodukter till våra sjöar och vattendrag, samt till grundvattnet genom perkolation/infiltration. Det förekommer också att det renade avloppsvattnet används att bevattna odlingsmark, vilket också kan medföra läckage till grundvattnet. Då dricksvattenframställning äger rum nedströms ett avloppsreningsverk (t.ex. längs floder) kan det indirekt leda till kontamination även av dricksvatten. De senaste åren har nya analysmetoder som HPLC (High Performance Liquid Chromatography) och MS (Mass Spectrometry) vuxit fram. Detta har möjliggjort analyser av mycket små koncentrationer av läkemedelsrester i olika typer av vatten (avloppsvatten, ytvatten, grundvatten och dricksvatten) och substanser (avloppsslam, gödsel, jord och sediment). Tillsammans med att man funnit att akvatiska organismer påverkats mycket kraftigt då de utsatts för t.ex. hormoner vid mycket låga koncentrationer ( ), vaknade ett intresse hos miljöaktivister och forskare. Det har även nyligen konstaterats att rester av Diklofenak som använts av veterinärer i Pakistan kan vara orsaken till de njurproblem man funnit hos gamar i landet. I dagsläget är kunskapen om effekterna av läkemedelsrester och personvårdsprodukter på organismer liten, men det kan anses som troligt att även om koncentrationerna är små ( ) kan det förekomma negativa effekter. Många av de läkemedel och personvårdsprodukter som används idag och som hamnar i avloppsvattnet, är mycket polära och har mycket begränsade adsorptionsegenskaper. Detta, 1

16 tillsammans med att de är motståndskraftiga mot biologisk och kemisk nedbrytning, medför att de mycket lätt slipper igenom dagens avloppsreningsverk helt eller nästan helt oskadda. Ett fåtal polära substanser har goda adsorptionsegenskaper. De binds in i slam som sedan kanske används som gödningsmedel på odlingsmark. Det ackumuleras i det övre markskiktet och kan på sikt, genom ytavrinning, hamna i sjöar och vattendrag. Andra substanser (framför allt lipofila, men även vissa polära) har visat sig bioackumuleras i fisk, vilket indirekt kan utgöra en risk för oss människor och andra djur som äter fisk. Huruvida risken för oss människor är betydande är inte säkert idag, men enligt försiktighetsprincipen bör vi människor ta problemet med bioackumulerade substanser på allvar, om inte för vår egen så i alla fall för djurens skull! Användningen globalt av läkemedel och personvårdsprodukter uppgår till ca ton/år, vilket motsvarar 15. I den industrialiserade världen beräknas användningen uppgå till Det har visat sig att av de 130 mest förekommande substanserna är det 50 stycken som svarar för 95 av den totala konsumtionen. Det har också visat sig att konsumtionen av receptbelagda produkter (t.ex. Diklofenak, ~3 383, i Sverige 2005) är betydligt lägre än för ej receptbelagda produkter (t.ex. Ibuprofen, ~70 779, i Sverige 2005). Då olika produkter är receptbelagda i olika länder kan man vänta sig en viss variation mellan olika länder, men principen stämmer. Det kan vara en bra bakgrund att titta på konsumtionen av läkemedel för att kunna gissa sammansättningen i avloppsvattnet. Sammanfattningsvis kan det konstateras att rester av läkemedel och personvårdsprodukter som används i hushåll, sjukvård och industri hamnar i ytvatten och grundvatten, varför indirekt dricksvatten också kan antas kontamineras. Enligt försiktighetsprincipen bör kontaminering av dricksvatten undvikas även om inga ännu bevisade risker styrker det. 1.2 Från människan till naturen Efter att ett läkemedel intas av en människa eller ett djur, lämnar det kroppen genom urinen och/eller genom avföringen. Det kan vara i formen av den ursprungliga substansen eller som en metabolit, dvs. en till viss del nedbruten substans. Det har visat sig att ca 70 lämnar kroppen genom urinen och 30 genom avföringen. Det finns flera olika vägar man kan tänka sig att läkemedelsrester och personvårdsprodukter kan ta för att komma ut i naturen. Det kan börja på fabriken där överblivna produkter och/eller rester från produktionen tas om hand som fast avfall eller skickas iväg genom avloppsvattnet. Vid kraftiga regnfall kan stormvattenmagasin översvämmas och avloppsvatten innehållande läkemedelsrester och personvårdsprodukter spolas ut i vattendragen. Även genom läckage i avloppssystemen kan avloppsvattnet komma ut i naturen, utan rening. Vissa substanser kan bindas in i slam och då detta i vissa fall används som gödning på odlingsmark, kan grundvatten och ytvatten kontamineras (genom perkolation/infiltration respektive ytavrinning). Att använda slam eller biomull (se figur 1.1) som gödning kan vara en bidragande orsak till att rester av läkemedel och personvårdsprodukter kommer ut i naturen. 2

17 Figur 1.1 Biomull framställd på Ryaverket i Göteborg [Foto: med tillstånd från Gryaab, ]. Avloppsvatten från sjukvården är en betydande källa av läkemedelsrester och personvårdsprodukter. Många substanser är samma som från hushållen men i mycket starkare koncentration pga. utspädningen inte är så stor. Många kontrastmedium (används för röntgen) kan finnas i höga koncentrationer i avloppsvatten från sjukvården. Ofta är sjukhusens avloppssystem direkt kopplat på det kommunala avloppssystemet och substanserna lämnar sjukhusen för det mesta helt obehandlade och hamnar på det kommunala avloppsreningsverket. 3

18 4

19 2 Målsättning Målet med examensarbetet är att på ett relativt enkelt och övergripande sätt kunna beräkna en förväntad reduktion av läkemedelsrester i avloppsvattnet på olika avloppsreningsverk. Hur olika reningsverks uppbyggnad påverkar eventuell reduktion av vissa läkemedel skall undersökas och utvärderas, detta för att skapa en bild om vilka typer av reningsverk som i dagsläget fungerar bäst med avseende på läkemedelsreduktion. Målet skall åstadkommas genom etablering av beräkningsrutiner som, grundat i kunskap om ett avloppsreningsverks uppbyggnad samt litteratur om ett läkemedels nedbrytning, kan estimera den förväntade reduktionen i de studerade anläggningarna. En datormodell som bygger på beräkningsrutinerna skall sedan prövas i praktiken genom datorsimulering för några svenska avloppsreningsverk. Utvärdering av modellen skall göras och uppslag till fortsatta studier inom området skall föreslås. 5

20 6

21 3 Läkemedel I denna studie, som är en del i ett MISTRA-program (MistraPharma), skall reduktionen av två läkemedel i avloppsvatten på reningsverk undersökas: Ibuprofen och Diklofenak. Ibuprofen och Diklofenak är läkemedel med stora skillnader gällande biologisk nedbrytning och sorption. Båda substanser används i stor utsträckning såväl i Sverige såsom i utlandet, varför deras närvaro i avloppsvatten är av intresse och är lämpliga att studera. 3.1 Ibuprofen Det ena läkemedlet som valts att studera i denna studie är Ibuprofen. Ibuprofen valdes för att det är ett mycket frekvent använt preparat i Sverige och i andra länder, samt att dess egenskaper talar mycket för att det skall brytas ner till stor del genom biologisk nedbrytning men att det inte kommer att sorbera till slammet (se tabell 3.1). Ibuprofen (se figur 3.1) är en icke-steroid antiinflammatorisk/antireumatisk substans (ett NSAID-preparat, från engelskans non-steroidal anti-inflammatory drugs) som lindrar bl.a. smärta, inflammation och stelhet [Läkemedelsverket (i), 2008]. Substansen hämmar vissa enzymer (cyklooxygenaser, COX) och minskar på så sätt kroppens tillverkning av prostaglandiner som spelar stor roll vid inflammation, smärta och feber [Läkemedelsverket (i), 2008]. Användningsområdet är stort och innefattar bl.a. behandling av symptomen vid ledgångsreumatism (reumatoid artrit), artros och gikt. Preparatet har febernedsättande effekt och används även för att lindra huvud-, mens- och tandvärk samt smärta som åsamkats vid kirurgiska ingrepp. Liksom andra NSAID-preparat innefattar biverkningarna irritation av magslemhinnan vilket kan orsaka magsår [Läkemedelsverket (i), 2008]. Ibuprofen är en blandning av r- och en s-enantiomerer. Ur farmakologisk synvinkel är det endast s-enantiomerer som är av intresse och är verksam i kroppen, dock omvandlas r-enantiomerer till s-enantiomerer långsamt i kroppen till ca 60 [Daily Med, 2007]. Ibuprofen är receptfritt i Sverige och hade 2005 en årlig konsumtion på [Ternes et al., 2006]. Figur 3.1 Kemisk struktur för Ibuprofen (p-isobutylhydratropasyra) [Daily Med, 2007]. 7

22 Tabell 3.1 Data för Ibuprofen [Ternes et al., 2006]. Ibuprofen, p-isobutylhydratropasyra Dissociationskonstant 4,5 5,2 Fast/löst-distributionskoefficient ( ) 0,02 Konstant för biologisk nedbrytning ( ) Diklofenak Det andra läkemedlet som valts att studera i denna studie är Diklofenak. Diklofenak är precis som Ibuprofen ett frekvent använt preparat men har helt andra egenskaper såsom en förväntat hög tendens att sorbera till slam men mycket låg biologisk nedbrytningshastighet (se tabell 3.2). Diklofenak (se figur 3.2) är liksom Ibuprofen ett NSAID-preparat, dvs. en icke-steroid antiinflammatorisk/antireumatisk substans som lindrar feber, stelhet, smärta och inflammation. Substansen minskar kroppens tillverkning av prostaglandiner genom att hämma vissa enzymer (cyklooxygenaser, COX) [Läkemedelsverket (ii), 2008]. Användningsområdet är stort och innefattar bl.a. långvarig behandling av ledgångsreumatism och ledförslitning (då substansen har antiinflammatoriska egenskaper vid regelbunden användning), akuta gikt- och njurstensanfall samt tillfällig lindring av värk och stelhet. Substansen kan även användas för kortare behandling av muskel- eller ledvärk, ryggont, huvud-, mens- och tandvärk samt smärta som åsamkats vid kirurgiska ingrepp. Liksom andra NSAIDpreparat såsom Ibuprofen innefattar biverkningarna irritation av magslemhinnan vilket kan orsaka magsår [Läkemedelsverket (ii), 2008]. Diklofenak är ett till viss del receptbelagt smärtstillande läkemedel med en årlig konsumtion i Sverige år 2005 på [Ternes et al., 2006]. Figur 3.2 Kemisk struktur för Diklofenak ([o-(2,6-dikloroanilino)fenyl]ättiksyra) [Wikipedia. 2008]. 8

23 Tabell 3.2 Data för Diklofenak [Ternes et al., 2006]. Diklofenak [o-(2,6-dikloroanilino)fenyl]ättiksyra Dissociationskonstant 4,15 Fast/löst-distributionskoefficient ( ) 0,46 Konstant för biologisk nedbrytning ( ) 0, Förväntad reduktion på reningsverk Med ovanstående information om Ibuprofen och Diklofenak kan vissa slutsatser dras om den förväntade reduktionen substanserna på reningsverk. Preparaten valdes pga. deras mycket skilda egenskaper; Ibuprofen har låg tendens att sorbera till slam ( ) men mycket hög biologisk nedbrytbarhet ( =35 ) medan Diklofenak har hög tendens att sorbera till slam ( ) men mycket låg biologisk nedbrytbarhet ( =0,035 ). Beroende på olika reningsverks uppbyggnad med biologiska och mekaniska processer kommer varierande resultat att erhållas. Det är dock troligt att Ibuprofen kommer att reduceras bra i de studerade anläggningarna, då alla innefattar biologiska processer och då Ibuprofen förväntas brytas ner mycket snabbt biologiskt. Reduktionen av Diklofenak förväntas främst ske genom sorption till slam och inte genom biologisk nedbrytning. 9

24 10

25 4 Processer på avloppsreningsverk Ett avloppsreningsverk består av ett antal processer som när de kopplas samman utgör ett komplicerat processchema med olika flöden, volymer etc. Följande avsnitt som presenterar dessa olika processer som används vid avloppsvattenrening och som skall ge en förståelse i hur ett avloppsreningsverk fungerar, bygger till stor del på boken About water treatment av Lars Gillberg m.fl. [Gillberg et al., 2003] samt kompendiet Vattenrening avloppsvatten av Erik Särner [Särner E., 2002]. På ett avloppsreningsverk finns det mekaniska, biologiska och kemiska processer som tillsammans, i lokalspecifika flödesscheman, bidrar till reningen av det inkommande avlopps- /dagvattnet. I det inkommande vattnet till ett avloppsreningsverk kan man förvänta sig att finna partiklar (SS, Suspended Solids), biologiskt och kemsikt syreförbrukande substanser (BOD och COD) näringsämnen (kväve och fosfor) bakterier, virus, parasitsporer mm. tungmetaller miljöfarliga substanser (under denna kategori finner vi bl.a. läkemedel och personvårdsprodukter). 4.1 Mekaniska processer Den mekaniska reningen (förbehandling) består ofta utav ett grovfilter och ett sandfång följt av en försedimentering. Den mekaniska reningen reducerar av partiklarna och ca 30 av BOD. De grövsta partiklarna fastnar i grovfiltret och sandfånget (fångar upp sand som kommer med avloppsvattnet). Efter den grova reningen är det brukligt att lufta vattnet för att undvika att svavelväte bildas. Efter luftningen leds vattnet ofta vidare till en sedimentationsbassäng (se figur 4.1 nedan), där mindre partiklar kan sedimentera. Sedimenterade partiklar i försedimenteringen går till slambehandling. Efter förbehandlingen följer normalt den biologiska behandlingen följt av slutsedimentering. Partiklar som sedimenterar kan sedan recirkuleras som returslam och/eller skickas till slambehandling som överskottsslam (i slambehandlingen, som inte behandlas i denna studie, tas slammet om hand genom bl.a. avvattning och rötning). 11

26 Figur 4.1 Sedimenteringsbassänger på Öns avloppsreningsverk i Umeå [Foto: med tillstånd från UMEVA]. 4.2 Biologiska processer Efter förbehandlingen kommer den biologiska reningen med de olika biologiska behandlingsstegen. De olika biologiska reningsprocesserna utgörs av aerob, anaerob och anoxisk nedbrytning av organsikt material; aktivt slam och biofilm. Det förekommer även viss fosforreduktion samt kvävereduktion genom nitrifikation och denitrifikation, men den primära funktionen hos det biologiska reningssteget är att reducera organiskt material. Den biologiska reningen är ofta mycket komplicerad och varierar mellan olika reningsverk vad gäller typ av reningssteg och i vilken ordning de placeras i flödesschemat etc Aerob nedbrytning Den aeroba nedbrytningen är betydligt snabbare än den anaeroba (nedan) och sker i närvaro av syre. Mikroorganismer oxiderar organiskt material med hjälp av syre och bildar koldioxid, vatten samt ny biomassa. Till skillnad från den anaeroba nedbrytningen går ca 50 av det organiska materialet till ny biomassa, resten används som energi. De aeroba processerna är måttligt temperaturberoende och klarar temperaturer ner mot 5 C, och genom att öka koncentrationen av mikroorganismer kan en eventuell effektivitetsminskning, pga. för låg temperatur, motverkas. Det finns olika typer av processer på avloppsreningsverk som bygger på aerob nedbrytning; dels aktivt slam, där mikroorganismerna är fritt lösta i vattnet och bildar flockar; dels genom biofilm där mikroorganismerna växer på fritt flytande plastsubstrat, eller som biobädd där vattnet perkolerar genom en bädd av substrat täckta med mikroorganismer. Det finns även biorotor som bygger på en fastsittande roterande bakteriekultur. 12

27 Aktivt slam I en aktivtslambassäng (se figur 4.2 nedan) är mikroorganismerna lösta i vattnet och bildar flockar (speciella flockbildande bakterier). För att de ska ha god tillgång av syre pumpas det kontinuerligt in syre i bassängen från botten, alternativt sprids vattnet över ytan med spridare för att uppnå tillräcklig syresättning. Figur 4.2 Aktivtslambassänger på Öns avloppsreningsverk i Umeå [Foto: med tillstånd från UMEVA, ]. I en aktivtslamanläggning omvandlar mikroorganismerna det organiska materialet till koldioxid och vatten samt ny biomassa. För att effektiviteten skall vara så hög som möjligt hålls mikroorganismkoncentrationen på en hög nivå genom att det mesta av slammet pumpas tillbaka till aktivtslambassängen igen efter den efterföljande sedimenteringen (slutsedimenteringen). Det slam som pumpas tillbaks till luftningsbassängen kallas returslam. Det överskott av slam som bildas i processen, vilket motsvarar den nybildade biomassan, tas ut från processen som överskottslam. Istället för att genom sedimentation separera bioflockarna från vattnet efter aktivtslambehandlingen kan man separera med hjälp utav membran. En membranbioreaktor är en ny teknik som utnyttjar detta. Membranet har porer som släpper igenom lösta substanser men inte partiklar och på så vis separeras bioflockarna från vätskefasen. Inom aktivtslamprocessen kan tre huvudmål urskiljas med avseende på uppehållstiden i luftningsbassängen: tim: reduktion av nedbrytbara organiska substanser tim: reduktion av ammonium genom oxidation till nitrat tim: mycket stor nedbrytning så överskottsslammet inte bryts ner anaerobt vid lagring (med dålig lukt som resultat). 13

28 Biofilm Biofilmanläggningar kan se ut på ett antal olika sätt. De vanligaste är biobäddar och bassänger med plastsubstrat. Figur 4.3 Biobäddar på Ryaverket i Göteborg [Foto: med tillstånd av Günther, Ellinor, Gryaab, ]. En biobäddanläggning (se figur 4.3 ovan) bygger på att vattnet sprids med sprinklers för att sedan kunna perkolera genom en bädd av substrat (antingen krossad sten eller plastbitar med stor specifik area) täckt med mikroorganismer. Effektiviteten beror på den specifika arean hos substratet, dvs. den area som är i kontakt med vätskefasen. När den nya biomassan blivit så omfattande att substraten kan anses som mättade, kommer en del av biomassan att lossna och följa med vattnet genom kolumnen. Genom sedimentation separeras sedan biomassan från vattenfasen. Det slam som samlas upp i sedimentationsbassängen går till slambehandling. En anläggning som bygger på bassänger med flytande plastsubstrat täckta med mikroorganismer fungerar i princip som en biobädd. Den stora specifika arean på substratet gör att reduktionen av organiskt material blir hög. I utloppet av en biofilmbassäng sitter ett galler som hindrar substraten att passera. Biorotor En biorotoranläggning bygger på fastsittande roterande bakteriekultur. Mikroorganismerna växer på cirkulära skivor som sitter på en horisontellt lagrad axel. Axeln är placerad på ett sådant sätt att ungefär halva skivarealen är nedsänkt i bassängen. Genom sakta genomströmning av avloppsvatten samt en långsamt roterande axel, kommer mikroorganismerna att få kontakt med både det organiska materialet i avloppsvattnet och med syret i luften. På samma sätt som i biofilmanläggningar växer mikroorganismerna på skivorna tills det blir för tjockt och de faller av, varpå slammet kan tas ut genom sedimentation. 14

29 4.2.2 Anaerob nedbrytning Den anaeroba nedbrytningen äger rum i frånvaro av syre och nitrat. Det organiska materialet omvandlas till metan, koldioxid och vatten samt till en liten del ny biomassa. Anaerob nedbrytning används främst till att rena industriellt avloppsvatten som är kraftigt förorenat och för att stabilisera slam (rötning). De här processerna kräver höga temperaturer (35 C) och är betydligt långsammare än de aeroba processerna. Det mesta organiska materialet går till energi för organismerna samt till bildandet av metan, endast en liten del (10 ) går till ny biomassa Anoxisk nedbrytning Anoxisk nedbrytning fungerar i princip som aerob nedbrytning med skillnaden att mikroorganismerna använder nitrat som syrekälla istället för syre. Detta medför att produkterna blir koldioxid och vatten samt kvävgas som avgår till atmosfären. Anoxisk nedbrytning är en kvävereducerande process samtidigt som den reducerar organiskt material vilket mikroorganismerna behöver för att överleva (heterotrofa bakterier, kan inte använda koldioxid som kolkälla) Biologisk fosforreduktion Biologisk fosforreduktion erhålles genom att växelvis utsätta mikroorganismerna i en aktivtslamanläggning för anaeroba och aeroba miljöer. Detta medför att fosforupptaget i form av polyfosfater ökar. Innan det aeroba steget införs en anaerob zon där organismerna förbrukar den energi som de lagrat sedan tidigare i form av energirika polyfosfatföreningar. Samtidigt som organisk substans tas upp frigörs den lagrade fosforn och då organismerna åter kommer till den aeroba zonen lagrar de på nytt fosfor i form av energirik polyfosfat. På detta sätt kan fosforinnehållet hos aktivtslambakterierna ökas från vanliga ca 2 till ca 8. För att processen skall kunna fungera på ett tillfredställande sätt kan den i vissa fall kompletteras med kemisk behandling (nedan), detta för att den lagrade fosforn inte skall gå i lösning igen efter aktivtslamprocessen om anaeroba förhållanden uppstår senare i processen t.ex. vid slambehandlingen Kvävereduktion I avloppsvatten är den största andelen av kvävet i formen ammonium ( ) och det bästa sättet att reducera kväveinnehållet i ett avloppsvatten är genom en tvåstegsprocess med nitrifikation följt av denitrifikation. [Gillberg et al., 2003] Nitrifikation Under nitrifikationen (4.1 och 4.2) omvandlas ammonium först till nitrit ( nitrat ( ) med hjälp av autotrofa bakterier som arbetar i aerob miljö. ) och sedan till (4.1) (4.2) Nitrifikationsprocessen är känslig för förändringar i och temperatur; då (< 5,5) eller temperaturen (< 4 ) blir för låga avstannar processen. 15

30 Denitrifikation Under denitrifikationen (4.3) omvandlas nitrat till kvävgas ( bakterier. ) med hjälp av heterotrofa Bakterierna är s.k. fakultativt anaeroba, vilket innebär att de föredrar att använda syre i reduktionsprocessen men kan använda syre inbundet i nitrat också. Det är därför viktigt att tillhandahålla anoxiska (dvs. endast tillhandahålla nitrat som syrekälla) förhållanden för denitrifikationsbakterierna. Då bakterierna är heterotrofa är det viktigt att de även har tillgång till organiskt material. Denitrifikation i en biologisk reningsprocess kan genomföras enligt ett antal olika principer; fördenitrifikation, efterdenitrifikation samt kombinationer av dessa. Fördenitrifikation innebär att det inkommande vattnets BOD-innehåll används som kolkälla. Denitrifikationsprocessen efterföljs av ett aerobt steg varpå det bildade nitratet i den aeroba zonen recirkuleras med returslam eller vatten från den aeroba zonen. Efterdenitrifikation innebär att denitrifikationen föregås av ett aerobt steg där såväl kväve som BOD oxideras. Till efterdenitrifikations-processen måste därför en kolkälla tillsättas, ofta lättillgängliga organiska substanser såsom alkoholer eller stärkelser. Även hydrolyserat primärslam kan användas som kolkälla i processen. Vad som är intressant att notera är att nitrifikationsprocessen avger och denitrifikationsprocessen tar upp vätejoner ( ), vilket innebär att ungefär hälften av alkaliniteten som går förlorad i nitrifikationen återställs i denitrifikationen. (4.3) 4.3 Kemiska processer Den vanligaste metoden att reducera fosfor från avloppsvatten är genom kemisk fällning med hjälp utav kemikalier i form av aluminium- eller järnsalter samt kalk. Efter kemikalietillsatsen leds vattnet till flockingsbassänger där de bildade partiklarna kan slå sig samman till flockar under stilla omröring. Genom sedimentering, flotation eller filtrering kan sedan flockarna avskiljas från vattnet. 4.4 Olika reningsverks uppbyggnad De ovan nämnda processerna (mekaniska, kemiska och biologiska) kan vara placerade och utformade enligt många olika lokalspecifika flödesscheman. Det är vanligt att flödet fördelas över flera parallella block som har samma funktion, t.ex. aktivtslambassänger. Hur detta påverkar processen kan vara intressant att undersöka. Genom att dela upp en process på flera parallella block blir det möjligt att mer specifikt påverka processen och kanske optimera olika block med avseende på olika mål som t.ex. reduktion av närsalter (eller varför inte reduktion av läkemedelsrester?). Hur biosteget på ett reningsverk är uppbyggt är helt avgörande för dess funktion. Olika tankar med skilda betingelser (olika redox-betingelser; anaeroba, anoxiska och aeroba tankar) måste placeras i speciella ordningsföljder för att önskad rening skall uppnås. Exempelvis kan en anläggning bygga på s.k. fördenitrifiering (t.ex. Öresundsverket, Ryaverket och Henriksdals avloppsreningsverk). I en sådan anläggning kommer först ett anaerobt/anoxiskt steg, där nitrat omvandlas till kvävgas genom denitrifikation. Detta följs utav ett aerobt steg där ammonium 16

31 omvandlas till nitrat genom nitrifikation. Efter det aeroba steget förs delar av det aktiva slammet tillbaks till början av kedjan och den anaeroba/anoxiska tanken via ett deoxygeneringssteg, där resterande syre förbrukas för att säkerställa en syrefri miljö. Det finns även reningsverk där det inte finns några anaeroba processer utan där aktivtslamsteget enbart består utav en eller flera syresatta tankar där biologisk nedbrytning kan ske, ett exempel på detta är Öns avloppsreningsverk i Umeå. Processerna är alla sammankopplade med olika flöden; recirkuleringsflöden som t.ex. kan för slam tillbaks från slutsedimenteringen till början av en aktivtslamanläggning för att hålla biomassan på en konstant hög nivå. Det kan vara så att det finns förbiledningar som öppnas vid höga flöden för att skona processen mot för hög belastning, t.ex. vid regn. Varje reningsverk har sin specifika uppbyggnad som medför vissa specifika egenskaper, varför det är viktigt att sätta sig in i hur den studerade processen fungerar för att kunna skapa en fungerande och rättvisande modell. 17

32 18

33 5 Matematisk framställnig av reduktionsprocesser; sorption, stripping och biologisk nedbrytning Forskning inom området har genererat ett antal matematiska uttryck som skall beskriva de olika processer som är inblandade då man tittar på läkemedelsreduktion i avloppsreningsverk. Detta avsnitt beskriver de olika mekanismer som är av intresse i detta projekt och bygger till stor del på boken Human Pharmaceuticals, Hormones and Fragrances The challenge of micropollutants in urban water management. av Thomas A. Ternes och Adriano Joss [Ternes et al., 2006] samt artikeln Biological degradation of pharmaceuticals in municipal wastewater treatment: Proposing a classification scheme av Adriano Joss m.fl. [Joss et al., 2006]. 5.1 Sorption Begreppet sorption innefattar processerna adsorption och absorption. Adsorption innebär att en substans binder in till ytan på ett substrat. Absorption innebär att en substans penetrerar den yttre strukturen hos en annan substans, en substans sugs in i en annan. Då man pratar om sorption görs det ingen skillnad på processerna, vilket är fallet denna studie. Sorption till fasta partiklar kan utgöra en viktig mekanism inom avloppsvattenreningen. Beroende på huruvida olika läkemedelsrester tenderar att binda in i det primära respektive sekundära slammet kan olika grader av reducering erhållas. Vilken utsträckning olika ämnen kan sorbera kan beskrivas med en sorptionskoefficient (fast/löst-distributionskoefficienten) med hjälp utav 5.1 nedan [Ternes et al., 2006]. (5.1) sorberad koncentration per mängd torr substans ( ) partikelkoncentration ( ) sorberad koncentration per reaktorvolym ( ) löst koncentration ( ) fast/löst-distributionskoeffeicient ( ) Den totala koncentrationen ( ) definieras som summan av sorberad och löst koncentration [Ternes et al., 2006]; (5.2) Då sorption och desorption sker i lika utsträckning (reaktionshastigheterna för sorption och desorption är lika) definieras jämvikt för reaktionen och följande uttryck erhålles [Ternes et al., 2006]: (5.3) Sorptionen beskrivs med en dynamisk modell uppbyggd utav differentialekvationer (5.4 och 5.5), där konstanter som beskriver utsträckningen av sorption respektive desorption används 19

34 ( respektive ). Jämviktskonstanten (fast/löst-distributionskoefficienten) definieras som / [Ternes et al., 2006]. (5.4) (5.5) tid ( ) konstant för sorption ( ) konstant för desorption ( ) I de fall då 0,3 kan sorptionens bidrag till reduceringen anses försumbar, vilket gäller för de flesta läkemedel och personvårdsprodukter. Laborativa experiment har visat att det främst är olika doftämnen såsom AHTN (6-Acetyl-1,1,2,4,4,7-hexamethyltetraline) och HHCB (1,3,4,6,7,8-hexahydro-4,6,6,7,8,8-hexamethylcyclopenta-γ-2-benzopyran) samt vissa antibiotiska ämnen som har -värden som överstiger 0,3, dvs. de tenderar att sorbera till slammet. [Ternes et al., 2006] 5.2 Stripping I luftade bassänger kan en annan process bidra till reduceringen av läkemedelsrester och personvårdsprodukter i reningsverk, denna process kallas stripping. Det är i de luftade bassängerna i t.ex. en aktivtslamanläggning som vissa föreningar kan följa med luften upp i atmosfären. I vilken utsträckning detta sker bestäms av Henrykoefficienten (luft- /vattenkoefficienten), (5.6 nedan) [Ternes et al., 2006]. (5.6) Henrykoefficienten (-) koncentrationen i luften ( molmassa ( ) luft) ämnets partialtryck i gasfasen ( ) allmänna gaskonstanten, 8,3145 ( ) temperatur ( ) Stripping beskrivs med en dynamisk modell i form utav en differentialekvation enligt 5.7 [Ternes et al., 2006]. (5.7) luftflöde ( ag) reaktorvolym ( ) dimensionslös Henry gas/vatten-fördelningskoefficient ( avloppsvatten luft) 20

35 Totalt, utan biologisk nedbrytning, kan den totala mängden ämne som reduceras sammanfattas med följande kvantitativa uttryck [Ternes et al., 2006]: (5.8) (5.9) (5.10) nödvändigt luftflöde ( luft avloppsvatten) hydraulisk uppehållstid ( ) mängd strippad substans till luften ( avloppsvatten) mängd reducerat ämne totalt genom stripping och sorption ( avloppsvatten) Då Henrykoefficienten överstiger kan stripping förekomma. Dock är normalt för de flesta läkemedel och personvårdsprodukter mindre än, vilket har sin förklaring i att de flesta läkemedel är ämnade att vara i kroppen där det inte är fördelaktigt att vilja gå upp i gasform. [Ternes et al., 2006] Observera att i denna studie är stripping inte en relevant process, eftersom varken Ibuprofen eller Diklofenak har -värden som överstiger. 5.3 Biologisk nedbrytning En betydande process för nedbrytning av rester av vissa läkemedel och personvårdsprodukter i reningsverk är den biologiska nedbrytningen. Experiment har visat att koncentrationen minskar exponentiellt och processen kan beskrivas matematiskt enligt 5.11 nedan [Joss et al., 2006]: (5.11) konstant för biologisk nedbrytning ( ) Då sorptionsjämvikt snabbt inställer sig, kan förändringen av löst ämne uttryckas med 5.12 genom att kombinera 5.1 och 5.3 med I de fall då mindre än 10 reduceras genom sorption, kan termen försummas [Joss et al., 2006]. (5.12) Den biologiska nedbrytningen är beroende av slamålder och temperatur. En högre slamålder ger högre biologisk nedbrytning. Temperaturberoendet kan beskrivas enligt 5.13 [Joss et al., 2006]. (5.13) 21

36 vid referenstemperatur ( ) vid aktuell temperatur ( ) temperaturkonstant (0,03-0,09) Vid en säsongsvariation på ca 10 kan en -variation av storleksordningen faktor 2,4 erhållas. Det är högre biologisk nedbrytning vid 20 än vid 10. Redoxpotentialen i reaktorn kan också ha inverkan på nedbrytningen. En högre redoxpotential ger bättre biologisk nedbrytning [Joss et al., 2006]. Det har visats i ett antal studier ([Carballa et al., 2005], [Carballa et al., 2004] samt [Joss et al., 2006]) att vissa läkemedel kan vara känsliga mot förändringar i redoxpotential. Observera dock att det i denna studie inte görs någon skillnad på olika biologiska processer med olika redoxpotential, temperatur och! 5.4 Filter Efter slutsedimenteringen kan det behandlade avloppsvattnet låtas perkolera genom en sandbädd eller ett biologiskt filter (trickling filter) för ytterligare reduktion. Kunskapen om vad som sker med ett läkemedel i ett filter är mycket begränsad. Olika studier har visat på mycket olika resultat: en del har riktigt hög reduktion (uppåt 70 %) medan andra har mycket låg eller ingen reduktion alls [Göbel et al. 2007]. Experimentellt har [Hua et al., 2003] uppskattat reduktionen av Ibuprofen och Diklofenak genom sandfiltrering till 100 % respektive 64,5 %. Då det är den biologiska nedbrytningen som kan antas vara den huvudsakliga processen för reduktion av läkemedelsrester och personvårdsprodukter i sandfiltret, kan de siffror som [Hua et al., 2003] fått fram delvis förklaras med de skillnader som finns i de biologiska nedbrytningshastigheterna för Ibuprofen och Diklofenak. Dock finns det inget riktigt tillfredställande sätt att uttrycka den biofilm som är aktiv i den biologiska nedbrytningen i filter, vilket kommer att diskuteras vidare i avsnitt nedan. 5.5 Modell för hela reaktorkonfigurationer En matematisk modell för sorption, desorption och biologisk nedbrytning kan formuleras enligt följande [Joss et al., 2006]: (5.14) (5.15) index för del i reaktorkedjan (se figur 5.1 nedan), till index för den föregående delen i reaktorkedjan flöde av returslam relativt flöde av behandlat avloppsvatten ( ) konstant för sorption ( ) hydraulisk uppehållstid, ( ) Den första termen representerar in- och utflöde till den aktuella delen i reaktorkedjan (se figur 5.1 nedan), den andra och tredje termen beskriver sorption respektive desorption och den fjärde termen i 5.14 representerar den biologiska nedbrytningen. I de flesta fall kan stripping 22

37 försummas, men om så önskas kan även stripping inkluderas i modellen genom att addera 5.7 till 5.14 [Joss et al., 2006]. Figur 5.1 Schematisk beskrivning över ett principiellt avloppsvattensreningsverk. I den matematiska modellen för den biologiska nedbrytningen ingår endast den biologiska delen av processen. Antalet reaktorer beror på lokalspecifika konfigurationer. Om överskottslam tas ut i slutet av kedjan eller från returslammet, och att den biologiska tillväxten kan anses som störst i början av systemet, kan slamkoncentrationen anses lika i samtliga delar av kedjan (se 5.16 till 5.18) [Joss et al., 2006]. (5.16) (5.17) (5.18) specifik slamproduktion per volym behandlat avloppsvatten ( ) slamålder, uppehållstid för fasta partiklar ( ) flöde behandlat avloppsvatten ( ag) flöde av överskottslam ( ag) partikelkoncentration ( ) partikelkoncentration i utflöde ( ) partikelkoncentration i överskottslam ( ) reaktorvolym ( ) Efter att överskottslam tagits ut kan returslammets partikelinnehåll ( ) beskrivas enligt 5.19 [Joss et al., 2006]. (5.19) För den första delen i reaktorkedjan kan inflödet beräknas enligt 5.20 och 5.21 [Joss et al., 2006]. (5.20) (5.21) 23

38 Den relativa reduktionen av löst ämne i en kaskad av fullständigt blandade reaktorer kan beräknas enligt 5.22, under förutsättning att sorptionsjämvikt råder samt att den biologiska aktiviteten kan anses lika i samtliga reaktorer [Joss et al., 2006]. (5.22) löslig koncentration i avloppsvatten innan inblandning av returslam ( ) sorptionskoefficienten i primärslammet ( ) primärt slaminnehåll i avloppsvattnet innan inblandning av returslam ( ) antal reaktorer i reaktorkaskaden 5.6 Koncentration i inflöde Då det kanske finns en brist på data för inkommande koncentrationer av ett ämne till ett reningsverk kan en estimerad ingående koncentration tas fram enligt 5.23 nedan. Det estimerade värdet kan sedan användas i de matematiska modellerna som beskrivits ovan för att få en uppfattning om vilka problem som finns i området [Ternes et al., 2006]. ( ) (5.23) estimerad inkommande koncentration ( ) konsumtion per år ( ) kvot urin/faeces mängd avloppsvatten per person och dag (l/pers och dag) antal människor i området 5.7 Behov av enklare icke-dynamisk modell De uttryck som beskrivs ovan beskriver på olika sätt de processer som äger rum på ett reningsverk då man talar om nedbrytning av läkemedelsrester och personvårdsprodukter. Då uttryck såsom beskriver processerna enligt en dynamisk modell, vilket kan bli komplicerat då det skall appliceras på riktiga reningsverk, finns det ett behov av en förenklad modell som kan beskriva processerna utifrån ett icke dynamiskt perspektiv. En enklare modell kan exempelvis vara användbar vid utvärdering ett reningsverks effektivitet i att reducera läkemedelsrester i avloppsvattnet, utan att för den skull behöva gå in i detalj i processerna vilket kan ta betydligt längre tid och kosta pengar. Att utveckla ett sådant relativt enkelt verktyg (beräkningsrutiner) handlar nästa avsnitt om. 24