Kombinerad kemisk och biologisk fosforrening på Käppalaverket, Lidingö

Transkript

1 VA - Forsk rapport Nr Kombinerad kemisk och biologisk fosforrening på Käppalaverket, Lidingö en studie ur ett processtekniskt, mikrobiologiskt och ekonomiskt perspektiv Anna Maria Borglund VA-Forsk

2 VA-Forsk VA-Forsk är kommunernas eget FoU-program om kommunal VA-teknik. Programmet finansieras i sin helhet av kommunerna, vilket är unikt på så sätt att statliga medel tidigare alltid använts för denna typ av verksamhet. FoU-avgiften är för närvarande 1,05 kronor per kommuninnevånare och år. Avgiften är obligatorisk. Nästan alla kommuner är med i programmet, vilket innebär att budgeten årligen omfattar drygt åtta miljoner kronor. VA-Forsk initierades gemensamt av Svenska Kommunförbundet och Svenskt Vatten. Verksamheten påbörjades år Programmet lägger tonvikten på tillämpad forskning och utveckling inom det kommunala VA-området. Projekt bedrivs inom hela det VA-tekniska fältet under huvudrubrikerna: Dricksvatten Ledningsnät Avloppsvattenrening Ekonomi och organisation Utbildning och information VA-Forsk styrs av en kommitté, som utses av styrelsen för Svenskt Vatten AB. För närvarande har kommittén följande sammansättning: Ola Burström, ordförande Olof Bergstedt Roger Bergström Daniel Hellström Stefan Marklund Mikael Medelberg Peter Stahre Jan Söderström Göran Tägtström Agneta Åkerberg Steinar Nybruket, adjungerad Thomas Hellström, sekreterare Skellefteå Göteborgs VA-verk Svenskt Vatten AB Stockholm Vatten AB Luleå Roslagsvatten AB VA-verket Malmö Sv Kommunförbundet Borlänge Falkenberg NORVAR, Norge Svenskt Vatten AB Författaren är ensam ansvarig för rapportens innehåll, varför detta ej kan åberopas såsom representerande Svenskt Vattens ståndpunkt. VA-Forsk Svenskt Vatten AB Box Stockholm Tfn Fax svensktvatten@svensktvatten.se Svenskt Vatten AB är servicebolag till föreningen Svenskt Vatten.

3 VA-Forsk Bibliografiska uppgifter för nr Rapportens titel: Kombinerad kemisk och biologisk fosforrening på Käppalaverket, Lidingö en studie ur ett processtekniskt, mikrobiologiskt och ekonomiskt perspektiv Title of the report: Rapportens beteckning Nr i VA-Forsk-serien: Combined chemical and biological phosphorus removal at Käppala wastewater treatment plant in Lidingö operational, microbiological and economical aspects Författare: Anna Maria Borglund, Käppalaförbundet VA-Forsk-projektnr: Projektets namn: Projektets finansiering: Bio-P 2003 på Käppalaförbundet, Lidingö VA-Forsk och Stockholms Läns landstings miljöanslag Rapportens omfattning Sidantal: 75 Format: A4 Sökord: Keywords: Sammandrag: Abstract: Målgrupper: Omslagsbild: Rapporten beställs från: Avloppsvattenrening, biologisk fosforrening, bio-p, bio-p-nätverk, järn, fosfor, nitrifikation, kväveavskiljning, denitrifikation, redoxpotential, kolkälla, P-släppsförsök, mikroskopering, spårämnesförsök, simulering, GPS-X Wastewater treatment, biological phosphorus removal, EBPR, bio-p network, iron, phosphorus, nitrification, nitrogen removal, denitrification, redox potential, carbon source, P-release batch test, microscopical examination, tracer test, simulation, GPS-X Rapporten beskriver de erfarenheter man har av kombinerad kemisk och biologisk fosforrening på Käppalaverket. Fullskaleförsök sedan år 2001 har gjort det möjligt att utvärdera processen processtekniskt och ekonomiskt. En viktig del har varit att optimera både den biologiska fosforreningen och kvävereningen. In this report experiences from combined biological and chemical phosphorus removal at Käppala WWTP is gathered. The biological phosphorus removal has been run in full scale operation since 2001 and is now evaluated from an operational and economical point of view. An important aspect was to optimise the combined biological removal of phosphorus and nitrogen. Reningsverkspersonal, VA-konsulter och VA-forskare vid universitet och högskolor PHB-infärgning med Sudan Svart (figur 8-25 i rapporten). Fotograf: Dervisa Karat. Finns att hämta hem som pdf-fil från Svenskt Vattens hemsida Utgivningsår: 2004 Utgivare: Grafisk formgivning: Victoria Björk, Svenskt Vatten Svenskt Vatten AB Svenskt Vatten AB

4 Förord I dag är kemisk fosforrening det vanligaste och mest använda sättet att rena fosfor vid kommunala reningsverk i Sverige. På senare tid har dock ett alternativ till den kemiska reningen lyfts fram, nämligen biologisk fosforrening. Denna reningsmetod utgör ett intressant alternativ eftersom den dels är billigare och dels har lägre miljöpåverkan än kemisk rening. Projektet pågick under ett års tid och syftade till att utreda möjligheterna att bedriva biologisk fosforrening på Käppalaverket. Fullskaleförsök har bedrivits under längre perioder sedan år 2001 och dessa erfarenheter har använts för att titta på de processtekniska och ekonomiska aspekterna av en kombinerad biologisk och kemisk fosforrening. Under året har även ett bio-p-nätverk etablerats med andra reningsverk i Sverige, detta i samarbete med Lunds Tekniska Högskola och Svenskt Vatten. Arbetet med projektet har förlöpt väl tack vare entusiastiskt engagemang och arbete från flera håll. Torsten Palmgren, teknisk chef på Käppalaverket, har styrt mycket av projektet i sin roll som beställare men även övriga i Käppalaverkets ledningsgrupp har givit projektet bra stöd. Christer Laurell, processingenjör, har visat ett äkta engagemang i bio-p-processen på Käppalaverket och utan laboratoriets insatser skulle vi inte ha fått fram lika mycket resultat som vi gjort. Avdelningen för VA-teknik på Lunds Tekniska Högskola arbetar med ett annat VA-Forskfinansierat bio-p-projekt och har samarbetat en hel del med Käppalaverket under året. Eva Tykesson, doktorand på LTH, hjälpte till med genomförandet av delprojektet rörande uppstart av bio-p efter period med kemfällning. FISH-karakteriseringen i delprojektet genomfördes med utrustning på Anox AB i Lund. Även Jes la Cour Jansen har varit till stor hjälp i projektet. Projektet delfinansierades av VA-Forsk och Stockholms Läns Landstings Miljöanslag. Lidingö mars 2004 Anna Maria Borglund Käppalaförbundet 3

5 4

6 Innehåll Förord Sammanfattning Summary Inledning Bakgrund Mål och syfte Läsanvisningar Tidsaxel för projektets aktiviteter Teori Fosfor i avloppsvatten Biologisk fosforrening Principer för bio-p Biokemisk modell Bio-P-bakterier Förutsättningar för fungerande Bio-P Kombinerad biologisk rening av kväve och fosfor Biologisk kväverening Konventionell aktivslamprocess med fördenitrifikation Processutformning enligt UCT Bio-P vid avloppsreningsverk med slambehandling Slambehandling Fosforcirkulation i en aktivslamprocess med rötning Fosforsläpp och fosforfällning i rötkammaren On-line redoxmätning Avvattningsbarhet hos bio-p-slam respektive kemslam Käppalaverket Belastning och reningskrav Käppalaverkets drift och processer Metoder för karakterisering av bio-p-processen Analyser och provbehandling VFA-bestämning P-släppsförsök Fosfatprofiler Mikroskopering Utvärdering av försöksdrift med bio-p år Bakgrund och syfte Metoder Resultat och diskussion Inkommande belastning Fosforrening genom assimilation och kemisk fällning

7 5.3.3 Reningsresultat Styrparametrar Slutsatser Utredning kring optimering av kväverening Bakgrund och syfte Material och metoder On-line redoxmätning för styrning av nitratreturen Resultat och diskussion Begränsande faktorer kväverening Styrning av nitratreturen med redoxmätning Slutsatser Uppstart av bio-p-processen efter period med kemisk fällning Bakgrund och syfte Metoder Försöksupplägg och provtagningsprogram P-släppsförsök med VFA-upptag Mikroskopering och FISH-karakterisering av slammet Resultat och diskussion Slamegenskaper Fosforreduktion över biosteget P-släppsförsök P-släppsförsök med mätning av VFA-upptag i labbskala Mikroskopering och FISH Slutsatser Bio-P i gamla delen av verket hösten Bakgrund och syfte Metoder Karakterisering av inkommande VFA till biosteget Hur påverkas bio-p av period med kemisk fällning? Bio-P fullskaleförsök i gamla delen av verket hösten Resultat och diskussion Karakterisering av inkommande VFA till biosteget Hur påverkas bio-p av period med kemisk fällning? Bio-P fullskaleförsök hösten Slutsatser Spårämnesförsök Bakgrund och syfte Metod Strategi och begränsningar Praktiskt genomförande Resultat och diskussion Koncentrationskurvor Mängd Li i anaerobzonen Systemidentifiering av anoxzon och oxzon i BB11 med simuleringar i GPS-X Slutsatser Förutsättningar för en fungerande bio-p-process i nya delen av verket Bakgrund och syfte Metoder Anaerobzonens vara eller inte vara Fullskaleförsök

8 10.3 Resultat och diskussion Anaerobzon Järnhalt i bioslammet Reningsresultat Fosfatprofiler P-släppsförsök med VFA-upptag Slamegenskaper Mikroskopering Slutsatser Ekonomisk utvärdering Samarbete i bio-p-nätverk Bakgrund och syfte Bio-P-seminarium på Käppalaverket april Uppstart av bio-p-nätverk Databas Mailgrupp Uppstartsmöte i Halmstad oktober Fortsatt uppbyggnad av bio-p-nätverket Sammanfattande slutsatser Referenser Bilagor

9 8

10 Sammanfattning Käppalaverket är beläget i Lidingö nordost om Stockholm. Fullskaleförsök med bio-p bedrevs på Käppala under år samt fr.o.m. september 2003 med syftet att utreda om detta kan vara ett alternativ till den mer konventionella, kemiska reningen av fosfor. Syftet med projektet som resulterat i denna rapport var dels att utvärdera försöksperioden med bio-p, dels att undersöka möjligheterna att driva en fungerande, stabil bio-p-process i kombination med minimerad kemikaliedosering på Käppalaverket i framtiden. Käppalaverket består av en äldre och en nyare del. Fullskaleförsök med bio-p har visat att det i långa perioder har funnits goda förutsättningar för en fungerande bio-p-process i gamla delen med utgående fosfathalter nära 0 mg/l. För att karakterisera bio-p-processen har verktyg använts såsom P-släppsförsök i labbskala, fosfatprofiler av biostegen och mikroskopering. Den maximala P-släppshastigheten i labbförsök med kolkälla i överskott var 17 mg PO 4 -P/(gVSS,h). Generellt har bio-p-processen fungerat sämre i nya delen av verket än i den gamla delen, huvudsakligen beroende på strömningstekniska omständigheter. Åtgärder har genomförts för att säkerställa att den första zonen i försökslinjen är anaerob efter det att en återföring av nitratrikt vatten till anaerobzonen upptäcktes vid ett spårämnesförsök i april Bio-P-försök startades i november 2003 och först i februari 2004 kom bio-p-processen igång med utgående fosfathalter under 0,5 mg/l. Dessförinnan var bio-p-bakteriernas tillväxt missgynnad p.g.a. för höga nitrathalter i slutet av anoxzonen. Erfarenheter från fullskaleförsöken visar att bio-p-processen på Käppalaverket ibland är kolbegränsad vilket resulterar i förhöjda fosfathalter från biosteget. Perioder med lägre organisk belastning påverkar även kvävereningen negativt vilket får ytterligare konsekvenser för bio-p-processen. Kvävereningen på Käppalaverket fungerar bra i långa perioder med en avskiljningsgrad på upp emot 80 % över biosteget. Oftast är det denitrifikationsprocessen i anoxzonen som begränsar kvävereningen och denna process begränsas i sin tur av antingen inkommande kolkälla eller av hur mycket nitrat som recirkuleras till anoxzonen. Både bio-pprocessen och kvävereningen är optimerad då nitrathalten i slutet av anoxzonen är nära noll. On-linemätning av redoxpotentialen i slutet av anoxzonen för styrning av nitratreturen har gett lovande resultat. Processtekniskt finns det en framkomlig väg för bio-p-processen på Käppalaverket och detta sammantaget med en liten ekonomisk vinst överväger den ökade övervakning och personalkostnaderna som bio-p-processen kräver i jämförelse med ett processalternativ med endast kemisk fällning. Att bibehålla bio-pprocessen på Käppalaverket ligger i linje med Käppalaverkets strävan att ligga i fronten när det gäller processutveckling i Sverige och stärker vår profil som miljöföretag. Ett bio-p-nätverk har bildats under 2003 och består i dagsläget av 17 kommuner/ reningsverk samt representanter från Lunds Tekniska Högskola och Svenskt Vatten. 9

11 Summary Käppala wastewater treatment plant (WWTP) is situated in Lidingö north east of Stockholm. Full scale operation with biological phosphorus removal (EBPR) has been run at Käppala WWTP during and from September 2003 and forward. An evaluation of the EBPR-process has been done since this could be an alternative to the conventional solution of chemical phosphorus removal. The aim was to evaluate the results from the full-scale operation from an operational and economical point of view and investigate whether or not a stable EBRPprocess can be run with a minimized chemical use. Käppala WWTP was upgraded in the year of 2000 and consists of an older and newer part. Full scale operation has shown that the EBPR functions in the old biological treatment with phosphorus concentration in the secondary effluent close to 0 mg/l during some periods of time. The EBPR process has been evaluated using phosphorus release batch tests, analysis of volatile fatty acids (VFA) and phosphate profiles of the biological treatment. A P-release batch test at 20 C and an excess of acetate showed an P-release rate of 17 mg PO 4 -P/(gVSS,h). In general the EBPR in the new biological treatment is working poorly, principally caused by hydraulic problems. Measures has been made to secure the anaerobic zone after discovering an leakage of nitrate rich water after a tracer test study made in April EBPR full scale operation started in November The process didn t function until February 2004 due to recirculation of nitrate rich water to the anaerobic zone. Experiences of EBPR at Käppala WWTP has shown that the process is sometimes limited by the organic load to the biological step. This results in decreased capacity of the EBPR process but also of the biological nitrogen removal. The nitrogen removal at Käppala WWTP functions well during long periods of time, with a removal of up to 80 % of incoming nitrogen to the biological step. In most cases it s the denitrification process that is limiting the N-removal and this process is limited either by the amount of carbon source in incoming water or by the nitrate recirculation. Both EBPR and the N-removal are optimised if the nitrate concentration in the end of the anoxic zone is close to zero. On-line measurements of the redox potential in the end of the anoxic zone to control the recirculation of nitrate have given promising experiences. The final conclusion is that it is possible to operate an EBPR-process at Käppala WWTP. This together with a small economic benefit outweigh the increased monitoring of the process the EBRP demands compared to a process alternative with only chemical precipitation. The biological phosphorus removal strengthens Käppala WWTP s development of the treatment processes and supports the company s environmental policy. A bio-p network has been established during the year of The network consists of 17 communities and representatives from Lund Institute of technology and the Swedish water and wastewater association. 10

12 1 Inledning 1.1 Bakgrund Käppalaverket i framtiden. En minskad kemikalieanvändning ligger i linje med Käppalaverkets miljömål. Huvudsyftet var att utvärdera framtida driftssätt där målet är att erhålla en hållbar lösning där utgående halter kväve och fosfor inte överskrider satta gränsvärden samtidigt som processen har minimal miljöpåverkan. Käppalaverket är ett avloppsreningsverk beläget i Lidingö nordost om Stockholm som renar vatten från motsvarande p e, se figur 1-1. En personekvivalent, p e, motsvarar vattenförbrukningen per person och dygn. På Käppalaverket beräknas denna vara ca 180 l/(person,d). Under en längre tid har Käppalaverket bedrivit försök rörande biologisk fosforrening, bio-p, för att se om detta kan vara ett alternativ till den mer konventionella, kemiska reningen av fosfor. Fullskaleförsök bedrevs i februari 2001 november 2002 samt fr.o.m. september Käppalaverket består av en äldre och en nyare del och fullskaleförsök med bio-p har visat att det i långa perioder har funnits goda förutsättningar för en fungerande bio-p-process i gamla delen med utgående fosfathalter nära 0 mg/l. 1.2 Mål och syfte Syftet med projektet var dels att utvärdera försöksperioden med bio-p, dels att undersöka möjligheterna att driva en fungerande, stabil bio-p-process i kombination med minimerad kemikaliedosering på 1.3 Läsanvisningar Rapporten inleds med ett teoriavsnitt som berör bio-p-processen, kväveavskiljningsprocessen, on-line redoxmätning och avvattningsbarhet hos bio-p-slam respektive kemslam. I kapitel 4 finns en rad metoder för karakterisering av bio-p-processen beskrivna. Projektet som ligger till grund för denna rapport bestod av fem delprojekt. Nedan beskrivs delprojekten och vilka kapitel som är kopplade till respektive del av projektet. Utvärdering av försöksdriften som bedrevs i den gamla delen av verket under inklusive ekonomisk utvärdering av bio-p-processen. Utvärderingen av försöksperioden beskrivs i kapitel 5. Den ekonomiska utvärderingen baseras på kostnaden för drift och underhåll av bio-p-processen samt möjligheterna att reducera användningen av järnsulfat med bio-p-drift. Detta beskrivs i kapitel 11. Utredning rörande kvävereningsprocessen. I denna del av projektet har fokus legat på att titta på hur kvävereningen på Käppalaverket fungerat Figur 1-1. Flygbild över Käppalaverket på Lidingö. 11

13 på senare år och hitta de faktorer som begränsar kvävereningen. Möjligheterna att använda on-line redoxmätning för styrning av nitratreturen har utretts. Allt detta behandlas i kapitel 6. För att få ytterligare bakgrund till redoxmätning som verktyg i processtyrning kan man läsa teoriavsnitt 2.5. Möjligheterna att driva en fungerande bio-pprocess i nya delen av verket. Generellt har bio-pprocessen fungerat sämre i nya delen av verket än i den gamla delen. Detta delprojekt handlar om att utreda omständigheterna kring detta för att genom fullskaleförsök kunna dra ytterligare slutsatser. Se kapitel 10. Som ett led i detta delprojekt genomfördes spårämnesförsök i ett av de nya bioblocken kombinerat med systemidentifiering i simuleringsprogrammet GPS-X. Metod och resultat från spårämnesförsöket finns beskrivet i kapitel 9. Framtida strategier för fosforrening på Käppalaverket. Detta delprojekt omfattar karakterisering av inkommande VFA till biosteget, en utredning om hur bio-p-processen påverkas av en längre period med förfällning samt fullskaleförsök i gamla delen av verket under hösten Metoder och resultat beskrivs i kapitel 8. Upprättandet av ett fungerande bio-p-nätverk. I kapitel 12 beskrivs det arbete som har genomförts för att bilda ett bio-p-nätverk med sammanlagt 17 kommuner/reningsverk runt om i landet. Ett gemensamt delprojekt med Lunds Tekniska högskola rörande uppstart av bio-p-processen efter en period med kemfällning genomfördes i ett försöksblock under april juni Fokus låg på att se på förhållandet mellan bio-p-bakterier och GAObakterier och deras konkurrens om lättillgänglig kolkälla. För att karakterisera slammet användes P-släppsförsök med parallell analys av VFA-upptag, mikroskopering med infärgning av PHB och poly-p samt FISH. Detta delprojekt beskrivs i kapitel 7. I kapitel 13 ges sammanfattande slutsatser med förslag på möjliga processalternativ för framtida fosforrening på Käppalaverket. 1.4 Tidsaxel för projektets aktiviteter Se figur Teori 2.1 Fosfor i avloppsvatten Den största delen av fosforn i naturen är bunden i mineraler såsom apatit och fosforit. I det naturliga kretsloppet förs en del av denna fosfor till hav och sjöar. Fosforn är en ändlig resurs varför det är intressant att fundera på återvinning av den fosfor som återfinns i slammet som är en produkt av reningsprocessen vid reningsverk. Fosfor i avloppsvattnet kan indelas i tre huvudkomponenter, ortofosfat, polyfosfater och organiskt bunden fosfor. Störst är andelen löst fosfor i form av Figur 1-2. Tidsaxel för projektets aktiviteter. 12

14 ortofosfat eller polyfosfater (Tykesson, 2002). Den partikulära fraktionen av inkommande fosfor kan avskiljas i försedimenteringen. Denna andel är maximalt 30 % av inkommande fosfor (Kemira, 1989). Löst kväve och fosfor tas upp i bakteriecellen vid bakterietillväxt i reningsverkets biosteg. Detta medför en fosforreduktion, ofta kallad fosforassimilation. Hur stor fosforavskiljningen är med denna mekanism varierar med processutformning och avloppsvattnets sammansättning. Enligt litteraturen kan andelen fosfor som avskiljs variera mellan % (Johnson & Jönsson, 1991, Kemira, 1989). Relaterat till inkommande COD ger Johansson (1996) ett mått på avskild fosfor genom assimilation på 0,5 kg P/100 kg COD. Ytterligare fosforavskiljning kan fås genom s.k. bio-p, biologisk fosforreduktion i biosteget, samt genom kemisk fosforrening. 2.2 Biologisk fosforrening I dag är kemisk fosforrening det vanligaste och mest använda sättet att rena fosfor vid kommunala reningsverk i Sverige. På senare tid har dock ett alternativ till den kemiska reningen lyfts fram, nämligen biologisk fosforrening. Denna reningsmetod utgör ett intressant alternativ eftersom den dels är billigare och dels har lägre miljöpåverkan än kemisk rening. Nedan redovisas några för- och nackdelar med biologisk fosforrening (Jansen, J. la Cour et al, 2000). med biologisk fosforrening. Under år 2000 gjordes ett försök att kartlägga reningsverk med någon anknytning till biologisk fosforrening i Sverige (Tykesson et al, 2001). Kartläggningen resulterade i en databas med 30 reningsverk där en del drevs med bio-p i fullskala för fosforrening medan andra inte optimerat processen fullständigt eller körde försök i pilotanläggningar Principer för bio-p Enligt en litteratursammanställning gjord av Rybicki (1997) startade utvecklingen av biologisk fosforrening på 1960-talet då en förhöjd fosforreduktion observerades och fick gå under benämningen lyxupptag av fosfor. En nödvändig förutsättning för en fungerande bio- P-process är att vattnet förs genom växlande anaeroba och aeroba zoner. I den anaeroba zonen sker ett fosforsläpp från bakterierna till vattenfasen samtidigt som bakterierna tar upp lättillgängligt organiskt material som de lagrar i cellen som reservnäring. Denna lagrade näring används sedan som kolkälla i den aeroba, luftade zonen för att ta upp löst fosfor från vattenfasen. Fosforn som tagits upp i bakteriecellen lagras som polyfosfat (poly-p). Poly-P kan sedan användas som energi vid upptaget av organiskt material i anaeroben. Sett över hela biosteget fås ett överskottsupptag av fosfat eftersom bakterierna tar upp en större mängd fosfat i den aeroba zonen än vad som släpps i den anaeroba zonen, se figur 2-1 (nästa sida). Fördelar Minskade kostnader för kemikalier Främjar biologiska metoder och kretsloppstänkande Bättre näringsinnehåll i slam Mindre slammängder Nackdelar Känsligare process Lång tid för uppstart jämfört med kemisk fosforrening Problem med fosforutlakning vid efterföljande rötning av bio-slam I samband med ombyggnationer för att klara de ökade kvävereningskraven under 80-talet byggdes många reningsverk samtidigt om för att kunna drivas Biokemisk modell Energin för att ta upp organiskt kol i anaerob miljö fås genom att bryta ner polyfosfatmolekyler inuti bakteriecellerna. Vid denna process frigörs fosfat (PO 4 3 ), och ett s.k. fosforsläpp erhålls, vilket medför att fosfatkoncentrationen ökar i vattenfasen. Kolet som tas upp lagras i cellen som polymeriserade syror, PHA. Denna energireserv utnyttjas sedan i den efterföljande aeroba zonen för bakterietillväxt där bakterierna tar upp oorganisk fosfor från vattenfasen och lagrar denna som poly-p i bakteriecellen. Samtidigt som fosfaten släpps i anaerobzonen släpps en ekvivalent mängd katjoner, s.k. motjoner, för att balansera cellens laddning. Motjonerna utgörs främst av K + samt Mg 2+ (Wastewater microbiology, 1999).

15 Enligt samma princip sker ett upptag av motjoner simultant med fosfatupptaget i aerobzonen. Molförhållandet mellan fosfat och dess motjoner vid fosforsläpp respektive upptag är 3:1:1 (P:Mg:K) (Johansson, 1996) Bio-P-bakterier Mikroorganismer använder polyfosfat som energioch fosforkälla. Karakteristiska egenskaper för bio-pbakterier är dels att de kan lagra energi i form av poly- P, dels att de ackumulerar organiskt kol i form av PHA. Bio-P bakterierna kan lagra mer poly-p än vad de egentligen behöver för sin tillväxt och överlevnad. Det är detta som är nyckeln till att biologisk fosforrening fungerar det s.k. lyxupptaget av fosfor över biosteget. Under senare år har forskning visat att ett bio-pslam består av en rad olika bakteriesläkten och att den aktuella sammansättningen beror på avloppsvattnets sammansättning och processutformningen (Mino et al, 1998, citerat av Tykesson, 2002). Acinetobacter, Pseudomonas, Aerobacter, Moraxella, Escherichia coli, Beggiatoa och Mycobacterium är exempel på bio-pbakterier (Wastewater microbiology, 1999). Tykesson, (2002) lyfter i en litteraturstudie fram Rhodocyclusbesläktade bakterier som visat sig ha en viktig roll i bio-p processen. Detta stöds av forskning gjord av bland andra Lee et al. (2002). GAO-bakterier (Glycogen Accumulating Bacteria) är en typ av bakterier som konkurrerar med bio-p bakterierna om kolkälla i anaeroben. GAO-bakterier använder inte poly-p för att erhålla energi för kolupptaget utan glykogen. Detta medför att P-släpp och P-upptag inte erhålls, och således inte heller någon utökad fosforreduktion Förutsättningar för fungerande Bio-P Bio-P processen är resultatet av en samverkan mellan en rad parametrar kopplade till processutformning, bakteriepopulationen och avloppsvattnets sammansättning. Nedan följer en kort sammanställning av de viktigaste aspekterna. Kolkälla Tillgång till lättillgängligt kol i form av korta fettsyror, VFA, är en förutsättning för att bio-p ska fungera. En rad studier har visat på fall där biologisk fosforreduktion inte erhölls p.g.a. att mängden VFA i inkommande vatten till biosteget inte var tillräcklig (Jönsson, 1996). VFA finns dels i inkommande avloppsvatten men kan även produceras i den anaeroba zonen genom fermentation och hydrolys av lättnedbrytbart organiskt material (Fujii, 2000, Tykesson, 2002). Den maximala mängden VFA som kan finnas tillgänglig för upptag efter fermentation kallas ibland VFA-potential. Försök redovisade i litteraturen visar att mg VFA åtgår per mg PO 4 -P som ska renas (Jönsson et al., 1996). Ett riktmärke vid driften av en bio-p process är att VFA/P-kvoten för inkommande vatten till biosteget bör vara större än 10 för att få en stabil process (Christensson et al., 1995). Figur 2-1. Principskiss av bio-p-processen. 14

16 Anaerob miljö En anaerob zon i början av biosteget är absolut nödvändig för att få en effektiv fosforrening. Bio-Pbakterierna gynnas under anaeroba förhållanden och kan då ta upp organiskt material utan konkurrens från denitrifierande bakterier som är fakultativt aeroba. Om syre finns närvarande i anaerobzonen kommer dessutom en del av det organiska materialet att oxideras. Inverkan av nitrat I frånvaro av syre kan en del bio-p-bakterier använda nitrat som elektronacceptor vid fosforupptag. Närvaro av nitrat i anaeroben leder till att P-släppet ersätts av ett anoxiskt P-upptag vilket stör bio-p-processen. Dessutom förlorar bio-p-bakterierna den konkurrensfördel de har i anaerob miljö vid nitrattillförsel till den anaeroba zonen som då blir anoxisk. Närvaron av nitrat gynnar denitrifierande bakterier som utnyttjar en del av det lättillgängliga kolet som bio-p-bakterierna behöver för att fungera (Wastewater treatment, 1997). Undvik sekundärt fosforsläpp I anaeroba/anoxa miljöer utan tillgång till kolkälla sker ett fosforsläpp utan att PHA lagras (Fujii, 2000). Detta medför att det inte finns tillräckligt med energi för fosforupptaget i den aeroba zonen. Nettoeffekten blir försämrad fosforrening över biosteget. För långa hydrauliska uppehållstider i anoxa zonen ökar risken för att allt organiskt material förbrukats samtidigt som allt nitrat denitrifierats vilket ger en perfekt miljö för sekundärt fosforsläpp. Överdimensionerade anaerobzoner kan också medföra problem med sekundärt P-släpp om all tillgänglig kolkälla förbrukas. Sekundärt fosforsläpp kan även äga rum i sedimentationsbassänger och rötkammare. Mg och K nödvändiga Tillräckliga mängder Mg och K behövs för att man ska få ett fullständigt P-upptag eftersom dessa tas upp som motjoner för att balansera fosfatjonens laddning inne i bakteriecellen. Tillgång av järn, aluminium och kalk Metaller såsom Fe, Al och Ca ökar fosforavskiljningen genom kemisk fällning. Detta medför att P-upptaget kan bli fosfatbegränsat om en stor del av fosforn försvinner som kemiskt slam. På längre sikt missgynnar detta bio-p-processens funktion. 15 Slamavskiljning Eftersom bio-p-slam innehåller en stor mängd fosfor är det viktigt att undvika slamflykt vid drift av en bio-p-anläggning. Ett filterslutsteg i reningsprocessen säkerställer låga utgående halter fosfor bundet till slam. 2.3 Kombinerad biologisk rening av kväve och fosfor Biologisk kväverening Biologisk kvävereduktion är den vanligaste tekniken för att rena avloppsvatten från kväve. Kvävets naturliga kretslopp utnyttjas för att föra över ammoniumkväve i inkommande vatten till kvävgas som kan avgå till atmosfären. Inkommande vatten innehåller främst kväve i ammoniumform men även en del organiskt bundet kväve. En viss del av kvävet kommer att återfinnas i slammet (10 30 %) eftersom mikroorganismerna tar upp kväve vid sin uppbyggnad men den största delen försvinner ur systemet som kvävgas efter en rad biokemiska reaktioner (Svenska kommunförbundet & VAV, 1996). Nitrifikation Nitrifikation sker i två steg. Först omvandlas ammonium, NH 4 +, till nitrit, NO 2, enligt: NH O 2 NO 2 + H 2 O + H + (2.1) Här är nitritbildande bakterier verksamma. Denna reaktion följs av en omvandling av nitrit till nitrat, NO 3 : NO 2 + O 2 NO 3 (2.2) Nu är det istället nitratbildande bakterier som är verksamma. Nitrifikationshastigheten påverkas av en rad faktorer varav de viktigaste är syrehalt, slamålder, temperatur och ph/alkalinitet. Nitrifikationshastigheten avtar om syrehalten blir lägre än 2 mg/l. Nitrifierande bakterier har en lång generationstid vilket innebär att relativt långa slamåldrar är nödvändiga för att de ska kunna etablera sig i systemet. Låga

17 temperaturer gör att nitrifierarna växer till ännu långsammare vilket missgynnar nitrifikationen. Nitrifikationen fungerar bäst vid ph runt 8. Eftersom reaktionen i sig är svagt försurande är hög alkalinitet i inkommande vatten positivt för processen. Denitrifikation Vid denitrifikation omvandlas nitrat till kvävgas i en serie reaktioner: NO 3 (aq) NO 2 (aq) NO(g) N 2 O(g) N 2 (g) (2.3) Förmågan att denitrifiera finns hos många skilda bakteriesläkten vilket innebär att de i princip alltid finns närvarande i processen. Denitrifikationshastigheten beror främst på faktorer såsom syrehalt, koncentrationen tillgängligt kol och nitrathalt. Denitrifierare är fakultativt aeroba vilket innebär att de kan andas både med syre och nitrat. Eftersom syre är bättre ur energisynpunkt använder de hellre det än nitrat vilket medför en hämmad denitrifikationsprocess i närvaro av syre. Mängden lättillgängligt kol är en begränsande faktor eftersom denitrifierarna använder detta som energikälla. En fungerande nitrifikation är en förutsättning för att denitrifikationen ska fungera eftersom nitrattillgången annars blir begränsande Konventionell aktivslamprocess med fördenitrifikation Det finns flera möjliga processutformningar i biobassängen för att erhålla en aktivslamprocess med fungerande kväverening. Kväveavskiljningen i biobassängen är en kombination av nitrifikation där ammonium övergår till nitrat, och denitrifikation där den bildade nitraten kan övergå till kvävgas och avgå ur systemet. Vid fördenitrifikation inleds biosteget med en anoxzon där denitrifikation av nitrat i recirkulerat vatten från slutet av den luftade zonen och i returslam kan ske, se figur 2-2. Fördelen med att ha anoxzonen i början av biosteget istället för efter en luftad zon är att det lättillgängliga kolet i det inkommande vattnet kan utnyttjas som kolkälla. I en luftad zon skulle det organiska materialet oxideras av syret och inte komma denitrifierarna till nytta. Dosering av extern kolkälla kan i vissa fall vara nödvändig för att erhålla tillräcklig denitrifikation, även för processer med fördenitrifikation. Den sista zonen i fördenitrifikationsprocessen är en deoxzon vars syfte är att minska syrehalten i det vatten man recirkulerar till anoxzonen Processutformning enligt UCT För att ha en process med kombinerad biologisk kväve- och fosforrening måste hänsyn tas till de faktorer som påverkar och styr processerna. En relativt vanlig processutformning på reningsverk i Sverige med krav på både kväve- och fosforavskiljning är UCT (University of Capetown)-modellen utvecklad i Sydafrika. En principskiss visas i figur 2-3. Utformningen påminner en hel del om en aktivslamprocess med fördenitrifikation men den anoxiska zonen föregås av en anaerob zon för att göra Bio-Paktivitet möjlig. Eftersom returslammet innehåller nitrat som skulle störa den anaeroba miljön förs detta inte in i början av biosteget utan först till den anoxiska zonen. För att få aktivt slam till den anaeroba zonen pumpas vatten från slutet av den anoxiska zonen tillbaka till början av anaerobzonen. Slamhalten i den anaeroba zonen blir lägre än i resten av biosteget vilket är en Ink Anox Ox Deox Utg Nitratrecirk Returslam Överskottsslam Figur 2-2. Processutformning för biologisk kväverening med fördenitrifikation. 16

18 nackdel med UCT-processens utformning. Åtgärden förutsätter att denitrifikationen fungerar och att all nitrat hinner förbrukas innan anoxzonen är slut. Annars fås ändå en störning i bio-p-processen. Det är en avvägningsfråga hur långa de anaeroba- och anoxiska zonerna ska göras. Om uppehållstiden i anaerobzonen är för lång kan problem med sekundärt fosforsläpp uppstå eftersom kolkällan kan ha tagit slut i slutet av zonen förutsatt att man har ett pluggflöde genom biobassängen. Om den anoxiska zonen är för lång erhålls en anaerob miljö då all nitrat förbrukats. Detta gynnar bio-p-bakterierna men om kolkällan är förbrukad fås s.k. sekundärt P-släpp vilket inte ger någon effektiv fosforrening sett över biosteget eftersom de inte lagrat tillräckligt med energi i form av PHA för att ta upp fosfaten i den luftade zonen. 2.4 Bio-P vid avloppsreningsverk med slambehandling Slambehandling Slambehandlingen vid avloppsreningsverk drivs ofta med syftet att stabilisera slammet innan det transporteras vidare. En principskiss över en typisk slambehandlingsanläggning ses i figur 2-4. Stabiliseringen av slammet utgörs ofta av en anaerob rötning följt av en slamavvattning. För att förtjocka slammet innan rötning föregås denna ibland av centrifugering. Rejektvatten från centrifug och slamavvattning förs ofta tillbaka till processen utan mellanliggande behandling. Ink Bio-P recirk An- Anox Ox aerob Utg Nitratrecirk Returslam Överskottsslam Figur 2-3. Processutformning enligt UCT-modellen. Figur 2-4. Principskiss över slambehandling. 17

19 2.4.2 Fosforcirkulation i en aktivslamprocess med rötning Fosforbelastningen i rejektvatten från anaerob behandling kan vara stor i anläggningar med biologisk fosforrening. Detta beror på att man i den anaeroba miljön i rötningsprocessen får ett sekundärt fosforsläpp där en stor del av den fosfor som bundits biologiskt i biosteget frigörs och kommer i lösning. Hur stor del av fosforn som återförs till processen med rejektvattnet från slamavvattningen beror på processutformning, slamegenskaper samt metallinnehåll (Wild et al., 1997). Även en del av den kemiskt bundna fosforn kan släppas i en anaerob rötningsprocess eftersom Fe 3+ reduceras till Fe 2+ och därmed binder mindre fosfor. Wild et al. (1997) gjorde försök i laboratorieskala för att se om effekten blev olika med olika typer av slam. Olika blandningsförhållanden av primärslam (från försedimenteringen) och överskottsslam (biologiskt slam) testades. Det man kom fram till var att primärslam blandat med överskottsslam minskar problemen med återförsel av fosfatfosfor. Detta beror dels på en utspädningseffekt, dels på att primärslammet ger ett extra tillskott av metaller som kan fälla en del av den släppta fosforn kemiskt Fosforsläpp och fosforfällning i rötkammaren Även om mycket av den biologiskt bundna fosforn släpper vid anaerob rötning behöver det inte betyda att all frigjord fosfat återförs till processen med rejektvattnet. Med stor sannolikhet fälls en del av den frigjorda fosforn med metaller som finns tillgängliga i rötningsprocessen. Enligt Aspegren (1995) återförs ca 2/3 av den fosfor som tagits upp i bio-p-processen tillbaka till reningsprocessen med rejektvattnet. Vid försök i laboratorieskala gjorda vid Sjölunda reningsverk framkom att halten lösta metaller i inkommande vatten har avgörande betydelse för vad som sker i rötkammaren (Nyberg et al, 1994). Ett alternativt sätt att mäta P-släppshastigheten under rötningsprocessen är att analysera K + istället för mängden släppt fosfat eftersom kaliumjonen inte är lika benägen att bilda komplex med andra ämnen som fosfatjonen är. Nyberg et al. (1994) gjorde fosforfraktionering av obehandlat respektive behandlat slam, dvs. innan och efter rötning. Detta för att se i vilken form fosforn 18 var bunden till slammet, biologiskt bunden som polyfosfater (bio-p), kemiskt (kem-p) eller i organiskt bunden i bakteriecellen (cell-p). Resultatet av denna undersökning redovisas i tabell 2-1. Här ses tydligt att den biologiskt bundna fosforn i det obehandlade slammet övergår till kemiskt bunden fosfor och löst fosfor under rötningsprocessen. Tabell 2-1. Fosforfraktionering av obehandlat respektive behandlat slam (Nyberg et al, 1994). Fraktion Andel innan rötning (%) Andel efter rötning (%) Bio-P 37 0 Me-P Cell-P 45 4 Det järn som finns i rötkammaren reagerar primärt med svavel och bildar då fällningen FeS(s) (Wild et al. 1997). Först efter det att all tillgänglig svavel är slut reagerar järnet med den lösta fosfat som frigjorts. En viktig fällningsprodukt i rötningsprocessen är magnesiumammoniumfosfat, struvit. Bildningen av denna har dokumenterats av flera forskare och är av avgörande betydelse för avskiljningen av den frigjorda fosfat som annars förs tillbaka till processen (Jardin & Pöpel, 1994, Aspegren, 1995, Wild et al, 1997). Kraven på bio-p-processens effektivitet blir således högre då anläggningen har en slambehandling med tillhörande rötningsprocess. De ökade fosfathalterna in i biosteget kan ses som en ökad belastning och processen måste anpassas efter denna för att inte få förhöjda halter fosfat i utgående vatten. Risken är att inkommande mängd VFA inte räcker till för att rena all fosfat som kommer in till biosteget. En lösning kan vara att fälla en del av fosfaten i rejektvattnet eller på annat sätt tillföra järn i rötkammaren. 2.5 On-line redoxmätning Redoxmätning har använts sedan 1940-talet inom avloppsvattenreningstekniken. På 1990-talet fick onlinemätning av redoxpotentialen en nytändning då det visade sig vara ett verktyg för att förbättra kvävereningen till en låg kostnad (Cecil 2003). Redoxpotentialen (ORP) mäts som skillnaden i potential mellan en inert elektrod (Pt) i en lösning och en referenselektrod (Ag AgCl). Många substanser

20 är ej tillräckligt elektronegativa för att påverka Ptelektroden vilket gör att de inte påverkar redoxmätningen (Lie et al. 1994). Redoxpotentialen varierar beroende på vilken redoxjämvikt man har i systemet (syre, nitrat, sulfat etc. som elektronacceptor) och även med koncentrationen (Cecil 2003). Redoxpotentialen förändras med logaritmen av koncentrationen vilket innebär att stora förändringar i koncentration ger relativt små utslag i redoxpotential. ORP reagerar starkt på löst syre, även ej mätbara koncentrationer (Lie et al. 1994). ORP reagerar ej lika starkt på NO 3 -N- koncentrationer som på löst syre men en fullständig denitrifikation (NO 3 -N=0 mg/l) har rapporterats ge en kraftig sänkning av ORP (Kayser, 1990 citerat av Lie et al. 1994). Redoxmätning har använts för dosering av kolkälla (Watanabe et al. 1985, citerat av Lie et al. 1994). Då man har en syrefri miljö är det NO 3 -N som är den dominerande elektronacceptorn (Cecil 2003). Erfarenheter sedan 1990 från redoxmätning med Ag AgCl elektrod i fullskala vid reningsverk i Odense i Danmark visar att redoxmätning kan användas för att se när NO 3 -N-halten är noll. Tekniken används i SBR-anläggningar och styr när luftningen ska startas igen efter en anaerob period. Man har sett följande: 1. Då processen blir syrefri efter att ha varit luftad går redoxpotentialen från 100 mv till 0 mv. 2. Då syrefri miljö och denitrifikationen är fullständig (NO 3 -N= 0 mg/l) går redoxpotentialen från 0 mv till 100 mv. samtidigt som en fungerande bio-p-process upprätthölls (Meijer et al. 2002). Målen vid optimeringen var följande: Fullständig nitrifikation Stabil bio-p-process, PO 4 -P < 0,5 mg/l ut från biosteget (NO 3 -N < 0,5 mg/l ut från anoxzon) Optimal denitrifikation med tot-n ut från biosteget < 10 mg/l Minimal energiåtgång i biosteget ORP användes för att styra nitratreturen eftersom redoxpotentialen är känsligt mot nitratrecirkulationen eftersom denna för in oxiderande ämnen (syre och nitrat). Problem med drivande ORP gjorde styrning mot ORP-börvärde ineffektivt varför man gick över till styrning med DORP istället. Resultaten från fullskaledriften visade att införandet av styrstrategin med DORP reducerade pumpkostnaden avsevärt utan att försämra reningskapaciteten. On-linemätning av redoxpotentialen i slutet av anoxzonen för styrning av nitratreturen är ett alternativ till att använda on-line NO 3 -N-mätare. Anledningarna till att redoxmätningen antas vara ett bättre alternativ är följande (Meijer et al. 2002): Redoxmätning är enkelt, tillförlitligt och kräver lite underhåll On-line NO 3 -N-mätare är dyra och underhållskostnaderna är höga Mätosäkerheten är hög för NO 3 -N-mätning då koncentrationen NO 3 -N < 0,5 mg/l. Även i Kalmar har man erfarenheter från redoxmätning i en SBR-anläggning. Här har man sett att lutningen hos redoxkurvan förändras signifikant då all NO 3 -N denitrifierats till N 2 (g) (Haker, 1999). Problemet vid redoxmätning är att den uppmätta redoxpotentialen reagerar på många substanser i aktivslamprocessen vilket gör det svårt att styra processen efter absolutvärdet på ORP. Meijer et al. (2002) har tagit fram en metod att styra nitratreturen med hjälp av derivatan av ORP, DORP. Metoden bygger på iden att nitratpumparna inte styrs med hjälp av ett börvärde på redoxpotentialen utan istället styrs av förändringen i redoxpotentialen enligt den s.k. DORP-algoritmen. Algoritmen innebär att när redoxpotentialen ökar så minskar nitratreturen och vise versa. Metoden har använts i fullskala på en UCT-process i Hardenberg, Holland där man ville optimera den biologiska kvävereningen Avvattningsbarhet hos bio-p-slam respektive kemslam Slammet innehåller två huvudkomponenter: en fast del och en vätskedel. Vid avvattning vill man separera de båda delarna och få bort så mycket vätska som möjligt. Vätskefasen i slammet kan delas upp i olika typer av vatten beroende på bindningssätt, Kemira Kemwater (2003) beskriver de olika vätskefaserna enligt: Fritt vatten som inte är bundet till slampartikeln Inbundet, kapillärt vatten som är mekaniskt bundet mellan partiklarna Ytbundet vatten som utgör ett lager av vattenmolekyler som binds till slampartiklarnas yta med vätebindningar

21 Kemiskt, starkt bundet vatten som binds till metallkomplex i slammet Cellulärt vatten inuti cell Med dagens avvattningstekniker kan enbart fritt, ytbundet och kapillärt vatten bli avskiljt till en viss del (Kemira Kemwater, 2003). Skillnaden mellan ett bio-p-slam och ett kemfällt slam är att det kemfällda slammet innehåller mer metallfosfater och metallhydroxider än slammet från en bio-p-process. Bio- P-slammet innehåller istället polyfosfater som inte binder till sig vatten på samma sätt som de hydrofila metallkomplexen (Janssen et al. (2002)). Detta medför att ett kemfällt slam kan vara svårare att avvattna än ett bio-p-slam. Det är inte många studier som är gjorda på området. I ett exjobb som genomfördes på Helsingfors tekniska högskola 1999 (Autti, 1999; Valve et al., 2002) jämfördes avvattningsegenskaper från två anläggningar. Den ena var en pilotanläggning med bio-p-process och kväverening och den andra var en fullskaleanläggning med kemisk fosforrening och kväverening. Studien visade att då pilotanläggningen drevs med kort slamålder och utan tillsats av järnsulfat blev avvattningen signifikant bättre i pilotanläggningen än i fullskaleanläggningen. I pilotanläggningen såg man att ökad simultanfällning medförde sämre avvattningsegenskaper. 3 Käppalaverket Käppalaverket är beläget i Lidingö nordost om Stockholm och drivs av Käppalaförbundet. Käppalaförbundet är ett kommunalförbund som ägs av nio kommuner i nordvästra Stockholm. Förutom dessa nio är ytterligare två kommuner anslutna till verket. Alla anslutna kommuner finns utmärkta i figur 3-1. Avloppsvattnet leds genom ett ca 6 mil långt tunnelsystem. 3.1 Belastning och reningskrav Belastningen 2003 motsvarar ca pe varav utsläpp från verksamheter (kontor, sjukhus, skolor och industrier) motsvarade ca pe. Det renade vattnet leds ut på 45 m djup i Halvkaksundet utanför Käppala, Lidingö. Eftersom Käppalaverket är ett kustnära reningsverk med Östersjön som recipient Figur 3-1. Käppalaverkets upptagningsområde. 20

22 råder relativt höga reningskrav. Enligt gällande utsläppsgränser får kvartalsmedelvärdet för utgående halt BOD 7 vara högst 8 mg/l, årsmedelvärdet för utgående halt total fosfor högst 0,3 mg/l. För kväve gäller ett riktvärde för årsmedelvärdet av utgående halt på 10 mg/l. I tabell 3-1 presenteras inkommande belastning för år 2001 till och med år Tabell 3-1. Inkommande belastning Käppalaverket år 2001 till och med år Parameter Flöde (m 3 /h) BOD 7 (ton/d) Kväve (kg/d) Fosfor (kg/d) Käppalaverkets drift och processer Käppalaverket är insprängt i berg, se figur 3-2. Reningsverket består av en nybyggd del och en äldre, ombyggd del. Den nya delen invigdes 1998 och ombyggnationen av den gamla delen blev klar under år Anledningen till nybyggnationen var bland annat strängare krav på kväverening och ett allt större behov av extra kapacitet då belastningen på verket förutspås öka med ökande befolkning i Stockholm. Verket är dimensionerat för predikterad belastning år 2020 vilket innebär att det i dagsläget inte är fullbelastat. Det inkommande avloppsvattnet genomgår en flerstegsprocess på sin väg genom verket. Det första steget är den mekaniska reningen med silgaller och sandfång där de större partiklarna avlägsnas. Efter sandfånget delas flödet upp mellan den nya och gamla delen av reningsverket. Ca 1/3 av flödet går till BB01 BB06 (gamla verket) och 2/3 till BB07 BB11 (nya verket). I den efterföljande försedimenteringsbassängen sedimenterar en stor del av partiklarna och förs bort som primärslam till slambehandlingen. Den biologiska delen av reningsverket tar emot det försedimenterade vattnet. Här renas organiskt material, kväve och fosfor med en kombination av biologisk och kemisk rening. En figur över biostegets utformning ses i figur 3-3. Kvävereningen sker med fördenitrifikation, där organiskt material i inkommande vatten utnyttjas som kolkälla. Under större delen av samt under hösten 2003 hade gamla verket fosforrening utan tillsats av fällningskemikalier, medan man i den nya delen doserade järn i biobassängerna. Bio-P-processen är en s.k. UCTprocess där returslammet förs in till anoxzonen istället för till anaerobzonen. I BB07 BB10 doseras järnsulfat i returslamkanalen för reduktion av fosfat. Tidvis har BB11 fungerat som en försökslinje för bio-p. Under dessa perioder isolerades BB11 från de övriga linjerna i nya verket för att inte dosera järn till blocket. Vatten från samtliga bioblock går ihop innan slutsteget som består av efterfällning och filtrering genom sandfilter. Backspolvatten från sandfiltren förs tillbaka till efter sandfånget innan försedimenteringen. I anslutning till reningsverket finns en slambehandlingsanläggning där rötning av överskottsslam och primärslam sker. Överskottsslammet centrifugeras Figur 3-2. Översiktsbild av Käppalaverket, Lidingö. 21

23 Sandfång Försedimentering Biobassäng Efter- Sandfilter sedimentering Backspolvatten Ink Bio-P recirk Primärslam An- Anox Anox/ Ox Deaerob ox ox Nitratrecirk Returslam Överskottsslam Utg Rejekt slamavvattning Rejekt centrifug Avvattnat slam Centrifug Rötkammare Slamavvattning Figur 3-3. Processchema över Käppalaverket inklusive slambehandlingen. för att öka TS-halten innan slammet leds in i rötkammaren. Efter rötningen avvattnas slammet i de efterföljande filterpressarna innan det tas ut ur processen. Rejektvatten från centrifug och slamavvattning förs tillbaka till innan försedimenteringen. av VFA är provhanteringen viktig eftersom denna del av kolkällan lätt förbrukas innan analysen är genomförd. Eftersom en del av den lättnedbrytbara fraktionen förbrukas även om den förvaras i kyla (Christensson et al., 1995) kunde dygnsprover inte användas vid provtagningen utan analysen genomfördes på färska stickprover. Tabell 4-1. Förteckning över Käppalaverkets analys metoder. 4 Metoder för karakterisering av bio-p-processen 4.1 Analyser och provbehandling Samtliga analyser genomfördes på Käppalaverkets ackrediterade laboratorium. De analysmetoder som där används för respektive analys finns förtecknade i tabell VFA-bestämning Bestämningen av VFA gjordes med fempunktstitrering, för metodbeskrivning, se bilaga A. Vid bestämning 22 Analys Metod Anmärkning Suspenderad substans (SS) Torrsubstans (TS) SS-EN872 SS Okonserverat prov Okonserverat prov Glödrest (GR) SS Okonserverat prov Totalfosfor (tot-p) Fosfatfosfor (PO 4 -P) SS SS Totaljärn (tot-fe) SIS COD Hach-1500 Ampullmetod Ammoniumkväve (NH 4 -N) Kjeldahlkväve (Kj-N) Nitratkväve (NO 3 -N) IM W Tecator AN 16/83, (Cu) IM345-74W IM Autoanalyzer Autoanalyzer Autoanalyzer, analyserar summan av nitrat och nitrit

24 4.3 P-släppsförsök Med syftet att kartlägga bio-p-processens funktion gjordes P-släpps och P-upptagsförsök. Försöket gjordes på slam från slutet av den luftade zonen med acetat i överskott vid försökets start. För metodbeskrivning, se Bilaga B. poly-p. Som referensmaterial har bilder från mikroskoperingar av bio-p-slam gjorda på Anox använts. Bedömningsskalan ser ut som följer: 1. Låg 2. Låg medel 3. Medel 4. Medel Hög 5. Hög 4.4 Fosfatprofiler Fosfatprofiler gjordes i biosteget med syfte att följa upp hur bio-p-processen fungerade. Stickprover tas på inkommande vatten till biosteget, i anaerobzonen, anoxzonen och i luftade zonen. Stickproven glasfiberfiltreras på plats och membranfiltreras och syrakonserveras sedan på laboratoriet. 5 Utvärdering av försöksdrift med bio-p år Bakgrund och syfte 4.5 Mikroskopering En tumregel vid denna mikroskopering är att poly- P-mängden i den luftade zonen är ett mått på bio- P-populationens storlek och mängden PHB i den anaeroba zonen är ett mått på den sammantagna populationen bio-p-bakterier samt GAO-bakterier eftersom båda bakteriegrupperna lagrar PHB vid VFA-upptag i anaerobzonen. De metoder som använts vid mikroskopering på Käppalaverket är följande: Sudan Svart (PHB) Neisser-infärgning (poly-p) Gohars infärgning (poly-p) Enligt litteraturen (Jenkins et al., 1993) och företaget Anox AB ger Gohar-infärgningen en bättre bild av den poly-fosfat som är förknippad med ett bio-pupptag av fosfor i processen varför man i fortsättningen kommer använda endast denna metod för poly-p-infärgning på Käppalaverket och inte Neisserinfärgning. Vid mikroskoperingen arbetar man på Käppala efter en bedömningsskala vid tolkning av mikroskopbilderna. Det som bedöms är andelen PHB respektive 23 Under perioden februari 2001 till och med november 2002 bedrevs fullskaleförsök med biologisk fosforrening på Käppalaverket. Vid denna utvärdering av erfarenheterna från denna bio-p-drift läggs fokus dels på att försöka hitta de faktorer som påverkat bio-p-processens effektivitet, dels på nyckelparametrar vid optimerad kvävereningen i kombination med en fungerande bio-p-process. 5.2 Metoder Försök med biologisk fosforrening genomfördes i samtliga bioblock i gamla biosteget (BB01 BB06) samt i ett försöksblock i nya verket (BB11). Under några tillfällen övergick man från bio-p-drift till förfällning med järnsulfat. Under följande perioder användes förfällning: maj juli 2001, slutet av juni 2002 samt i slutet av juli augusti Fosforreningen över biosteget är resultatet av tre parallella reningsprocesser: fosforupptag vid celltillväxt (assimilation), biologisk fosforrening och kemisk fällning. Vid bio-p-drift dominerar den biologiskt bundna fosforn i slammet över den kemfällda, men det finns alltid järn i systemet som renar en del av den

25 inkommande fosfaten till biosteget. En uppskattning av hur stor andel av fosfaten som renas genom assimilation och kemfällning vid bio-p-drift har gjorts. Denna utvärdering baseras på data lagrade i Käppalaverkets databas och omfattar både on-linedata och analyser gjorda på laboratoriet. Ur dessa data har en rad faktorer som påverkar bio-p-processen tagits fram för att försöka identifiera lämpliga styrparametrar vid bio-p-drift på Käppalaverket. Potentiella styrparametrar omfattar bland annat tillgång på organiskt material, järndosering, internbelastning av fosfat från slambehandlingsprocessen och nitratrecirkulation. 5.3 Resultat och diskussion Inkommande belastning Perioden då fullskaleförsöken genomfördes karakteriseras dels av en period i början av 2002 med höga flöden, dels en torr höst 2002 med låga flöden, se figur 5-1. Käppalaverket har relativt hög organisk belastning, se figur 5-2. En stor del av det inkommande organiska materialet avskiljs över försedimenteringen, under den aktuella perioden avskiljdes i genomsnitt 40 % av den inkommande COD-belastningen i försedimenteringen. Detta minskar COD-belastning på det efterföljande biosteget, se figur 5-2. I figur 5-3 respektive 5-4 ses inkommande totalkväve respektive totalfosfor till biosteget. Intressant är att notera att inkommande koncentrationer kväve och fosfor ökade markant under hösten 2002 p.g.a. det lägre flödet som är en följd av det torra vädret Fosforrening genom assimilation och kemisk fällning Assimilation Celltillväxt kräver tillgång till BOD, kväve och fosfor i inbördes förhållande 100:5:1 (BOD:N:P). Dvs. 1 mg P/l tas upp genom assimilation per 100 mg BOD/l som kommer in till biosteget. I tabell 5-1 redovisas årsmedelvärden för inkommande BOD, P och N till biosteget för år 2001 och år Figur 5-1. Inkommande flöde till biosteget februari 2001 november Figur 5-2. COD inkommande och försedimenterat vatten analyserat på ofiltrerat veckosamlingsprov februari 2001 november

26 Figur 5-3. Total-N försedimenterat vatten (veckosamlingsprov). Figur 5-4. Total-P försedimenterat vatten (veckosamlingsprov). Tabell 5-1. Inkommande halter BOD, fosfor och kväve till biosteget. Årsmedelvärden för 2001 och BOD (mg/l) Tot-P (mg/l) 4,7 6,0 Tot-N (mg/l) 37,1 38,0 PO 4 -P (mg/l) 4,5 Beräkning av mängd fosfor som tagits upp genom assimilation år 2002: 171 mg BOD/l räcker till ett upptag av 1,7 mg P /l genom assimilation. Detta motsvarar 38 % av inkommande fosfatfosfor och skulle ge en utgående koncentration från biosteget på 2,8 mg PO 4 -P/l, då inkommande koncentration till biosteget är 4,5 mg PO 4 -P/l. försedimenteringen med backspolvattnet från sandfiltren i slutsteget. Inget annat järn tillfördes biosteg 1 6 som drevs med en bio-p-process. Resultaten visade att det järn som tillfördes biosteget kunde rena ca 20 % av den fosfat som kom in i biosteget det aktuella dygnet. Om detta antas vara en rättvisande andel kan den kemfällda andelen fosfat uppskattas enligt nedan. Andel fosfat som kemfälls med inkommande järn till biosteget: 20 %. Årsmedelvärde PO 4 -P in biosteg: 4,5 mg PO 4 -P /l. Kemfälld andel: 0,9 mg PO 4 -P/l. Sammantagen effekt av kemfällning och assimilation över biosteget Assimilation renar 1,7 mgp/l Kem-P renar 0,9 mg/l Totalt: 2,6 mg P/l Kemfällning Hösten 2002 genomfördes en massbalansundersökning av fosfor och järn över Käppalaverket. Ett av syftena var att se hur stor del av fosforn i biosteget som kunde fällas med det järn som tillfördes 25 Detta innebär att på årsmedelbasis renas 60 % av inkommande fosfatfosfor till biosteget genom assimilation och kemfällning. Detta skulle ge en utgående koncentration på 1,9 mg PO 4 -P /l då inkommande koncentration är 4,5 mg PO 4 -P/l.

27 5.3.3 Reningsresultat har totalfosforhalten varit högre vilket kan förklaras av brister i järndoseringen, se figur 5-6. Utgående totalfosforhalt från Käppalaverket har legat Bio-P-processen i gamla delen av verket har fungerat bra under en stor del av försöksperioden, se figur under gränsvärdet för årsmedelvärdet, som är 0,3 mg/l, under långa perioder, se figur 5-5. Detta är 5-7. Generellt har processen fungerat sämre under tack vare möjligheten att dosera järn på sandfiltren. industrisemestern varför man har doserat järn innan Denna dosering styrs av on-linemätning av utgående försedimenteringen både sommaren 2001 och fosfathalt sedan våren Vid enstaka tillfällen Under hösten 2002 fungerade processen mindre Figur 5-5. Utgående Tot-P-halter baserat på veckosamlingsprov februari 2001 november Gränsvärde för årsmedelvärde av utgående Tot-P-halt markerat i figur. Figur 5-6. Fosforavskiljning med järndosering innan sandfiltren Styrning mot on-linemätning av utgående fosfatfosforhalt påbörjades i maj Figur 5-7. Fosfatfosforhalter mätt som medelvärde av stickprov tagna ut från BB01 BB06 under perioden februari 2001 november Förfällning användes under perioderna: maj juli 2001, slutet av juni 2002 samt i slutet av juli augusti

28 stabilt än tidigare. Då bio-p-processen fungerat som bäst har fosforreduktionen över biosteget varit i det närmaste fullständig, dvs. att nära 100 % av inkommande fosfor har avskiljts, se figur 5-8. Återigen är det viktigt att komma ihåg att den totala fosforreduktionen består av de tre beståndsdelarna assimilation, kemfällning och biologisk fosforrening. En fosforfraktionering av bioslammet hösten 2002 bekräftade att den största delen av fosforn i slammet var bundet biologiskt, endast 21 % av fosforn var bundet kemiskt (Borglund, 2003). Kvävereningen har fungerat bra under perioden. Under hösten 2002 var utgående halter tot-n högre än tidigare, trots en högre kvävereduktion (80 %), se figur 5-9. Detta förklaras av de höga koncentrationerna av kväve in till biosteget i samband med lågt flöde Styrparametrar Inkommande kolkälla 1 till biosteget är en central parameter vid biologisk avskiljning av både kväve och fosfor. Finns tillräckligt med organiskt material för en fungerande denitrifikationsprocess ökar även förutsättningarna för en fungerande bio-p-process eftersom risken är mindre att man recirkulerar nitrat från slutet av anoxzonen till anaerobzonen. I figur 5-10 ses inkommande belastning till biosteget med avseende på kväve och organiskt material. Bio-P-processen är liksom denitrifikationsprocessen beroende av tillgången på kolkälla men utnyttjar i första hand den allra mest lättillgängliga fraktionen av det inkommande kolet till biosteget. På Öresundsverket i Helsingborg har man kommit fram till att en COD/Tot-P-kvot > 40 in till biosteget räcker för en fungerande bio-p-process (Borglund et al., 2003). I Figur 5-8. Fosfatreduktion över BB01 BB06 mätt som skillnaden mellan fosfathalt ut från försedimentering och fosfathalt ut från biobassängen. Förfällning användes under perioderna: maj juli 2001, slutet av juni 2002 samt i slutet av juli augusti Figur 5-9. Utgående Tot-N-halter baserat på veckosamlingsprov. Riktvärde för årsmedelvärde av utgående Tot- N-halt markerat i figur. Kvävereningsgrad över biosteget baserat på analyser av veckosamlingsprov av försedimenterat vatten och utgående vatten under perioden februari 2001 november Med kolkälla menas organiskt bundet kol som kan utnyttjas av bakterierna för celltillväxt och som energi. 27

29 figur 5-11 ses inkommande belastning till biosteget på Käppalaverket med avseende på fosfor och organiskt material. Om det kommer in för mycket järn i systemet fäller det en del av den fosfat som bio-p-bakterierna vill ta upp i den luftade delen av biosteget. Av denna anledning är det intressant att följa molförhållandet mellan inkommande järn och fosfat till biosteget. Generellt gäller att molförhållanden under 0,5 är bra om man driver en bio-p-process. I figur 5-12 syns de perioder man använt förfällning tydligt, med höga molförhållanden mellan järn och fosfat. Vid anaerob rötning av bio-p-slam släpper en del av den biologiskt bundna fosforn. Den fosfor som inte binds med järn som finns tillgängligt i rötkammaren recirkuleras med rejektvattnet tillbaka till början av reningsprocessen, innan försedimenteringen. I figur 5-13 visas dels den uppmätta halten löst fosfat i rötkammaren, dels den fosfatökning som erhålls över försedimenteringen till följd av internbelastningen. Under 2001 såg man ingen ökning av fosfat över försedimenteringen vilket tyder på att man band upp den släppta fosfaten i rötkammaren med järn. I samband med de höga flödena i början av 2002 sågs en ökning av fosfathalten och i slutet av februari började man analysera fosfathalten i rejektvattnet från rötkammaren. För att reglera fosfathalten i rejektvattnet behöver man vara uppmärksam på att man doserar tillräckligt med järn till returslamkanalen i BB07 BB11 eftersom det är härigenom man får in järn i rötkammaren. I figur 5-14 visas järndoseringen till BB07 BB11 samt uppmätta fosfathalter ut från bioblocken. Under främst 2002 doserades för lite järn i perioder vilket resulterade i höga utgående fosfathalter från det nya biosteget, upp emot 2,5 mg/l. Under hösten 2002 doserade man en jämn dos och erhöll låga fosfathalter ut från de simultanfällda biostegen (BB07 BB10) vilket också resulterade i lägre internbelastning av fosfor från slambehandlingen. Figur Inkommande belastning till biosteget mätt som kvoten COD/Kj-N. COD- och Kj-N-analys av veckosamlingsprov av försedimenterat vatten. Figur Inkommande belastning till biosteget mätt som kvoten COD/Tot-P. COD- samt tot-panalys på veckosamlingsprov på försedimenterat vatten. 28

30 Figur Molförhållande Fe/PO 4 -P in till biosteget baserat på Fe-analyser på veckosamlingsprov och fosfatstickprover. Förfällning användes under perioderna: maj juli 2001, slutet av juni 2002 samt i slutet av juli augusti Dessa perioder karakteriseras av högre järnhalter i försedimenterat vatten. Övre bilden samma som undre men med annan skala. Figur Internbelastning av fosfat mätt som fosfatökning över försedimenteringen Fosfathalt i övervätska från slam från förrötkammare (FRK) respektive efterrötkammare (ERK) analyserat fr.o.m. mars Vid perioder med förfällning erhålls en negativ fosfatökning. Figur Fosfathalter ut från biosteg 7 9 i nya delen av verket ( ) samt simultan järndos ( ) till returslamkanalen i nya delen av verket under februari 2001 till november

31 5.4 Slutsatser Bio-P-processen i gamla delen av verket har fungerat bra under långa perioder år med utgående fosfathalter från biosteget under 0,5 mg/l. Processen har fungerat sämre under industrisemestern varför järn har doserats innan försedimenteringen både sommaren 2001 och Hösten 2002 var extremt torr varför inkommande totalkvävekoncentrationer var höga. Detta medförde att utgående tot-n-koncentrationer var relativt höga trots en 80-procentig kväveavskiljning över biosteget. I samband med detta fungerade bio-p-processen ryckigt med omväxlande låga och höga fosfatkoncentrationer ut från biosteget som resultat. Denna instabilitet beror sannolikt på variationer i kolkälla och att man inte hade någon styrning av nitratreturen varför man recirkulerade mer nitrat än vad som hann denitrifieras i anoxzonen periodvis. Detta leder till att nitrat pumpades tillbaka till anaerobzonen och på så vis störde bio-p-processen. Styrningen av järndoseringen innan sandfiltren mot utgående fosfatmätare har gett en bättre kontroll av utgående fosfathalter. Denna efterpolering ökar robustheten i systemet då en del av verket drivs för biologisk fosforrening. Även om den äldre delen av verket drivs utan tillsats av järn finns en del järn i systemet. Bland annat leds backspolvattnet från sandfiltren tillbaka till före försedimenteringen och kommer på så sätt in i biostegen. Uppskattningsvis renas ca 60 % av inkommande fosfat till biosteget genom assimilation och kemisk fällning. Fosforavskiljning utöver detta sker genom bio-p-processen. Tillgången på kolkälla är förhållandevis god på Käppalaverket vilket leder till att den biologiska kväveoch fosforreningen fungerar bra under långa perioder. Man har ett P-släpp i den anaeroba miljön i rötkammaren med fosfathalter i rejektvattnet på upp emot 160 mg/l. Detta leder till en ökad internbelastning på biosteget. För att kontrollera släppet i rötkammaren är det viktigt att dosera tillräckligt med järn till de simultanfällda linjerna BB07 BB10. Detta järn kommer upp i rötkammaren och fäller den släppta fosfaten. Under hösten 2002 doserade man en jämn dos och erhöll låga fosfathalter ut från biosteget vilket också resulterade i lägre internbelastning av fosfor från slambehandlingen Utredning kring optimering av kväverening 6.1 Bakgrund och syfte Käppalaverkets årsmedelvärde för totalkväve i utgående vatten ska ligga under 10 mg/l. Det är ett riktvärde från miljödomstolen. Det är det krav som är svårast för Käppalaverket att klara. Vid låga inkommande flöden innebär kravet en kvävereduktion på nästan 80 %. Det är ungefär så långt man kan nå med fördenitrifikation utan tillsats av extern kolkälla. Fördenitrifikationen är optimerad då nitrathalten i slutet på anoxzonen är nästan noll. Nitrathalten kan mätas indirekt med en redoxmätare. Ett försök att optimera fördenitrifikationen i BB03 har gjorts under 2003 genom att styra nitratpumparna med hjälp av en redoxmätare. 6.2 Material och metoder On-line redoxmätning för styrning av nitratreturen Redoxmätaren som används för styrning av nitratreturen är av fabrikat Monec (modell D 9135). Givaren är av fabrikatet Polymetron. Redoxmätaren består av en platinaelektrod med en (Ag AgCl)-referenselektrod. Kontroller av redoxmätaren görs kontinuerligt med hjälp av en portabel redoxmätare av märket Yokogawa. Metoden som används för styrning av nitratreturen är tagen från artikeln Oxydation-Reduction- Potential controlled biological nutrient removal (Meijer et al., 2002). Metoden bygger på idén att nitratpumparna inte styrs med hjälp av ett börvärde på redoxpotentialen utan istället styrs av förändringen i redoxpotentialen enligt den s.k. DORP-algoritmen, se ekvation 1. Algoritmen innebär att när redoxpotentialen ökar så minskar nitratreturen och vise versa.

32 Redoxpotentialen går in i ett minne där värdet minneshålls T minuter. Differensen mellan redox och det fördröjda värdet redoxt beräknas med T minuters mellanrum. Differensen går till en moving average beräkning där medelvärdet av de 10 senaste differenserna hela tiden beräknas. Medelvärdet går vidare till ett relä som ger signalen u(1) som kan vara 1, 0 eller 1 beroende på om differensen är positiv, 0 eller negativ. En gång per samplingstid T minuter beräknas ett nytt börvärde på nitratreturen (r) enligt ekvation 1. r = u(3) u(1) * u(2) (Ekvation 1) r: börvärde nitratretur (m 3 /s) u(3): ärvärde nitratretur (m 3 /s) u(1): förstärkning relä ( 1, 0, +1) u(2): stegstorlek (S) Tre parametrar används för att trimma algoritmen: Samplingstiden, T (minuter) 1 < T < 60 Stegstorleken, S (% av pumpens totala frekvensområde) 1,0 < S < 10,0 0-Hysteres, H (mv) 0,01 < H < 10,0 Dessa parametrar kan ändras från operatörsplatsen där även nitratflödet kan begränsas både uppåt och nedåt. I tabell 6-1 redovisas de parametervärden som används för DORP-styrning på Käppalaverket. Tabell 6-1. Parametervärden för DORP-styrning av nitratreturen på Käppalaverket. Samplingstid T (min) Stegstorlek S (%) hysteres H (mv) Nitratflödet mäts ej. Det beräknas utifrån frekvensen på den frekvensstyrda pumpen om den går, plus ett konstant värde för fastvarvspumpen om den går. Det är inte meningen att redoxstyrningen ska starta eller stoppa pumpar. Maskinmästaren väljer manuellt om en eller två pumpar ska gå. Nitratflödet kan styras inom intervallen 0,11 0,27 m 3 /s om en pump går och i intervallet 0,38 0,54 m 3 /s om två pumpar går. I fallet med två pumpar är bara den ena frekvensstyrd och den andra går på fast varvtal. 6.3 Resultat och diskussion Begränsande faktorer kväverening Kvävereningen i biosteget åstadkommes genom nitrifikation av ammonium, NH 4 -N, till nitrat, NO 3 -N, med efterföljande denitrifikation där nitrat övergår till kvävgas. I teoriavsnittet beskrivs dessa processer mer i detalj. Begränsande faktorer för kvävereningen varierar mellan olika perioder. Under den största delen av året fungerar nitrifikationsprocessen bra på Käppalaverket med låga utgående halter av ammonium, se figur 6-1. Av kvävet i utgående vattnet är nitrat den största delen, se figur 6-1. Denitrifikationsprocessen kan vara antingen kolbegränsad eller recirkulationsbegränsad. Fördenitrifikationsprocessen är optimerad då utgående nitratkoncentrationer från anoxzonen är nära 0 mg/l eftersom man då recirkulerar så mycket nitrat som hinner denitrifieras med aktuell tillgång av kolkälla. Recirkulerar man för lite utnyttjas inte den anoxa volymen maximalt och recirkulerar man för mycket minskas Figur 6-1. Utgående koncentrationer NH 4 -N samt NO 3 -N baserat på veckosamlingsprover februari 2001 november

33 uppehållstiden i anoxzonen vilket minskar förutsättningarna för ytterligare denitrifikation. Dessutom gynnas bio-p-processen vid en optimal denitrifikationsprocess eftersom man då inte recirkulerar nitrat från slutet av anoxzonen tillbaka till anaerobzonen. För att inte förbruka en del av det tillgängliga kolet i början av anoxzonen är det viktigt att inte recirkulera syresatt vatten från deoxzonen. Kvävereningsgraden över biosteget på Käppalaverket låg mellan % den aktuella perioden, se figur 6-2. Något direkt samband mellan recirkulationsgrad och hur bra kvävereningen fungerat kan inte ses vilket även bekräftas av figurerna 6-2 och 6-3. Detta innebär att denitrifikationsprocessen inte alltid är recirkulationsbegränsad, dvs. att det inte lönar sig att recirkulera mer än vad som kan denitrifieras med tillgängligt kol. Något tydligt samband mellan kvävereningsgrad och tillgången på kolkälla mätt som kvoten COD/ Kj-N ut från försedimenteringssteget kan inte heller påvisas, se figur 6-4. Detta kan delvis bero på att COD-halten är ett för grovt mått på tillgänglig kolkälla, eftersom det endast är en fraktion av detta som kommer de denitrifierande bakterierna till godo. Sammanfattningsvis är det recirkulationsgrad och kolkälla som är avgörande för kvävereningen. Att det inte går att se något samband beror med största sannolikhet på att bägge faktorerna samverkar Styrning av nitratreturen med redoxmätning Redoxmätaren som används för on-linemätning har kontrollerats med en bärbar redoxmätare. Vid dessa kontroller har överensstämmelsen inte varit bra i början av mätningen för att sedan förbättras ju längre den bärbara elektroden får mäta parallellt med onlinemätaren. Detta fenomen bekräftas av Mosey (1985) som observerat att redoxmätning kräver flera Figur 6-2. Kvävereningsgrad över biosteget baserat på veckosamlingsprov samt recirkulationsgraden Q NO3-N /Q in februari 2001 till november Figur 6-3. Samband mellan kvävereningsgrad över biosteget och recirkulationsgrad (Q NO3-N /Q in ). Inget statistiskt samband kan visas, R 2 =0,09. Figur 6-4. Samband mellan kvävereningsgrad och kolkälla i biosteget mätt som kvoten COD/Kj-N i försedimenterat vatten. Inget statistiskt samband kan visas, R 2 =0,05. 32

34 timmar för att elektroden ska stabiliseras och mäta den verkliga jämvikten i systemet. Detta skiljer redoxpotentialmätning från t.ex. ph-mätning som kan göras momentant. I figur 6-5 visas sambandet mellan redoxpotential och nitrathalt i slutet av anoxzonen. Redoxpotentialer under 200mV erhålls när NO 3 -N-halten är noll och knappt detekterbar. Vid redoxpotentialer högre än 150mV finns mätbara koncentrationer av NO 3 -N närvarande i lösning. Dessa resultat stämmer överens med resultat från Odense där redoxmätning används för att optimera kvävereningen (D. Cecil, pers. komm.) I november 2003 genomfördes en intensivprovtagning under två dagar där nitratreturen ökades kraftigt i ett steg för att på så sätt stimulera ett utslag på redoxmätaren. Den första dagen erhölls en nitrattopp i slutet av anoxzonen efter att ha ökat nitratreturen från 0,27 m 3 /s till 0,54 m 3 /s i ett steg. Detta gav även utslag på redoxmätaren, se figur 6-6. Redoxmätaren ger en viss fördröjning vid mätning av nitrathalten eftersom redoxpotentialen inte sjunker förrän någon timme efter det att nitrathalten gått ner till noll. Detta stämmer överens med Mosey (1985). Påföljande försöksdag gjordes motsvarande försök, nitratreturen höjdes från 0,20 m 3 /s till 0,38 m 3 /s. Under de aktuella förhållandena kunde all nitrat som recirkulerades vid det högre flödet denitrifieras varför nitrathalten i slutet av anoxzonen fortsatt var noll även efter höjningen av nitratreturen. Således fick man heller inget utslag på redoxmätaren. Styrningen av nitratreturen med DORP-styrning har använts i ett av bioblocken i gamla delen av verket, BB03, med start i slutet av augusti I figur 6-7 visas ett exempel på hur styrningen fungerar. Nitratreturen styrs av förändringen i redoxpotential, dvs. en ökning i redoxpotential leder till att nitratreturen dras ner. För att regleringen ska fungera måste redoxpotentialen förändras, dvs. lägger den sig på en konstant nivå fungerar inte styrningen. För att åtgärda detta måste nitratreturen manuellt läggas in i ett arbetsområde där redoxen svänger. En annan Figur 6-5. Uppmätt redoxpotential som funktion av nitratkvävekoncentration baserat på on-line-mätning av redoxpotentialen och stickprover tagna för nitratanalys. Figur 6-6. Resultat från utvärdering av redoxmätare. Nitratreturen ökades från 0,27 m 3 /s till 0,54 m 3 /s i ett steg och förändringen i nitrathalt och redoxpotential observerades. 33

35 Figur 6-7. DORP-styrning av nitratrecirkulationen, Q NO3-N. Parametervärden regulator: T = 1h, S = 5 %, H = 4mV. svårighet har varit att hitta en lagom tröghet i systemet. En kort samplingstid gör systemet känsligare för förändringar men risken för självsvängning ökar. 6.4 Slutsatser Käppalaverket har en väl fungerande kväverening med en kväveavskiljning på upp emot 80 % över biosteget. Detta är i princip så långt man kan komma med en fördenitrifikationsprocess utan tillsats av extern kolkälla. Vid torrväder är inkommande halter kväve så höga att Käppalaverket trots en 80-procentig reduktion av kvävet ändå har problem att klara riktvärdet för utgående total-kvävekoncentrationer på 10 mg/l på årsmedelbasis. För att optimera den nuvarande processen behöver man säkerställa att både nitrifikations- och denitrifikationsprocessen fungerar. Största delen av året är nitrifikationen nästan fullständig varpå det är genom att optimera denitrifikationen som man kan få ner utgående tot-n-koncentrationer. Denitrifikationen begränsas antingen av inkommande kolkälla till biosteget eller av hur mycket nitrat som recirkuleras till anoxzonen. Processen är optimerad då nitrathalten i slutet av anoxzonen är nära noll, då recirkuleras så mycket nitrat som hinner denitrifieras vid de aktuella förhållandena. Om denitrikationsprocessen styrs optimalt gynnas även bio-p-processen eftersom man inte recirkulerar nitrat från slutet av anoxzonen tillbaka till anaerobzonen. För att ta tillvara på allt tillgängligt kol i anoxzonen är det viktigt att inte recirkulera syresatt vatten från slutet av deoxzonen, vilket förbrukar en del av det lättillgängliga kolet. On-linemätning av redoxpotentialen för styrning av nitratreturflödet har gett lovande erfarenheter för fortsatt utveckling. Resultat från stickprovstagningar 34 visar att det finns ett samband mellan redoxpotential och uppmätt nitratkoncentration. Redoxpotentialer under 200mV erhålls när NO 3 -N-halten är noll och knappt detekterbar. Vid redoxpotentialer högre än 150mV finns mätbara koncentrationer av NO 3 - N närvarande i lösning. Styrningen med DORPalgoritmen har fungerat men har sina svagheter, bland annat det att styrningen inte fungerar om redoxpotentialen lägger sig på en konstant nivå. En fungerande styrning skulle underlätta arbetet med processoptimeringen avsevärt eftersom man då har kontroll på hur mycket nitrat som kan recirkuleras vid aktuella förhållanden. 7 Uppstart av bio-p-processen efter period med kemisk fällning 7.1 Bakgrund och syfte Eva Tykesson, doktorand på Lunds teknisk högskola (LTH), var drivande vid utformningen av detta delprojekt. En hypotes som testades var om bio-pbakterierna blir utsatta för konkurrens av GAObakterier (Glykogen Accumulating Organisms) när övergången från kem-p till bio-p genomförs genom att först ställa om processen till en UCT-process och först efter ett tag ta bort kemfällningen. FISHstudier av slammet var centrala för att kunna karakterisera bakterietyperna i slammet, detta gjordes av Eva Tykesson med utrustning som fanns att tillgå på

36 Anox AB i Lund. Bio-P-bakterierna och GAO-bakterierna konkurrerar om det lättillgängliga kolet som är centralt för att erhålla en fungerande bio-p-process. Teoretiskt fanns tre möjliga utfall av försöket. Ett var att bio-p-processen kom igång i full utsträckning efter det att kemfällningen stängts av. Ett annat utfall kunde vara att bio-p-processen inte kommer igång p.g.a. att bio-p-bakterierna konkurreras ut av GAO-bakterier som fått en fördel av den föregående perioden med kemfällning och nu förbrukar all tillgänglig VFA i anaerobzonen. Ytterligare ett utfall av försöket kunde vara att det inte hände någonting, dvs. att varken bio-p-bakterier eller GAO-bakterier etablerade sig i slamkulturen. Detta skulle resultera i höga utgående fosfathalter från det aktuella biosteget och ingen förbrukning av VFA i anaerobzonen. 7.2 Metoder Försöksupplägg och provtagningsprogram Försöket begränsades till BB01 i gamla verket som kan isoleras som en försökslinje med separat returslamsystem. Försöket delades upp i tre etapper enligt följande: I. Tidsperiod: december 2002 t.o.m. v. 15. Fördenitrifikationsprocess med förfällning med FeSO 4 (p s s som processen sett ut sedan december 2002). Bio-P-pumpen var avstängd under denna etapp. II. Tidsperiod: v. 16 v. 19. Bio-P-pumpen startades den 10 april 2003, dvs. ett verkligt anaerobsteg erhölls. Kemfällning bibehölls som tidigare och stängdes av den 12 maj III. Tidsperiod: v. 20 v. 24. UCT-process utan kemfällning, kemfällning stängdes av 12 maj Kontroll av processen genomfördes efter period I och II för att kunna följa eventuella effekter av omställningarna. Vid dessa kontroller användes följande metoder och analyser: FISH-karakterisering för att kvalitativt bedöma hur stora GAO- respektive bio-p-bakterie-kulturerna var i slammet. Mikroskopering, infärgning av PHB (anaerobzon) samt poly-p (luftade zonen) P-släppsförsök inklusive VFA-upptag PO 4 -P-profil Tot-P, Tot-Fe samt Tot-Al i bioslam (inkl. SS och VSS) Period III följdes noggrant med ett intensivprovtagningsprogram enligt tabell P-släppsförsök med VFA-upptag Ett mått på bio-p-bakteriernas aktivitet erhölls genom så kallade P-släppsförsök i labbskala. Försöken Tabell 7-1. Analyser vid intensivprovtagning (maj juni 2003). Parameter Provtagningsfrekvens Antal prov per tillfälle Totalt antal prov/vecka Stickprov PO 4 -P (In/ut ur BB) 5 ggr/vecka 2 10 Tot-Fe bioslam 1 g/vecka 1 1 Tot-P bioslam 1 g/vecka 1 1 NO 3 -N slutet av BB 1 g/vecka 1 1 NH 4 -N slutet av BB 1 g/vecka 1 1 NO 3 -N slutet av anox 2 ggr/vecka 1 2 VFA-analys FS-vatten 5 ggr/vecka 1 5 VSS biosteg 1 g/vecka 1 1 SS anaerobzon 1 g/vecka 1 1 P-släppsförsök 1 g/vecka 9 9 (PO 4 -P analyser) PO 4 -P profil 1 g/14 dag 11 5,5 Slamkarakterisering (infärgning + FISH-förberedelser) 1 tillfälle/vecka 4 h 4 h 35

37 genomfördes med kolkälla i överskott för att se hur mycket fosfat bakterierna kunde släppa om inte kolkällan var begränsande. Vid P-släppsförsöken analyserades VFA-halterna parallellt med fosfathalterna. Detta för att undersöka hur mycket kolkälla som förbrukades under den anaeroba försöksperioden. Mängden fosfat som släppts relateras till mängden VFA som tagits upp i kvoten K GAO enligt: K GAO = (g PO 4 -P släppt /g VFA upptaget ) K GAO < 0,5 g PO 4 -P/g HAc kan tyda på att en del av VFA n förbrukas av GAO-bakterier under försöket eftersom det sker ett större VFA-upptag än vad som är normalt för motsvarande P-släpp (Barnard, J.L. et al., 2003). från mikroskopering med sämre förstoring (x20). Detta är inte tillräckligt för att kunna urskilja enskilda celler och då är det mycket svårt att kunna göra en korrekt bedömning eftersom det kan vara svårt att veta om det är bakterier som färgats in eller om det bara är överskottsfärg etc. Dessa resultat får därför ses som preliminära. Två olika grupper av prober, bio-p-bakterie- respektive GAO-mix, har jämförts med en grupp av probe, EUB, som färgar in i stort sett alla bakterier. Det är alltså den relativa andelen av bio-p-bakterier respektive GAO-bakterier som bedömts. Det bör också nämnas att för framför allt GAO (men eventuellt även för bio-p-bakterier) skulle det kunna finnas andra bakterier som ej fångas in av dessa prober Mikroskopering och FISH-karakterisering av slammet Infärgning av PHB och poly-p gjordes kontinuerligt under försöksperioden. En tumregel vid denna mikroskopering är att poly-p-mängden i den luftade zonen är ett mått på bio-p-populationens storlek och mängden PHB i den anaeroba zonen är ett mått på den sammantagna populationen bio-p-bakterier samt GAO-bakterier eftersom båda bakteriegrupperna lagrar PHB vid VFA-upptag i anaerobzonen. FISH-karakterisering utfördes på prover från 4 olika tillfällen under perioden ( , , och ). Ett epi-fluoroscense mikroskop på Anox AB användes. Tyvärr kunde inte några resultat erhållas från mikroskopets bästa objekt (x63) utan de resultat som redovisas här har erhållits 7.3 Resultat och diskussion Slamegenskaper Fe-dos i första steget stängdes av den 12 maj 2003 (v 20). Fe-halten i biosteget avklingade snabbt och VSS/TSS-kvoten ökade till följd av detta, se tabell Fosforreduktion över biosteget Fosforreduktionen över biosteget var som högst 50 % under uppstartsperioden av bio-p-processen (period III ovan), med en utgående PO 4 -P-halt på 2,3 mg/l från biosteget. Tillgången på kolkälla var begränsad Tabell 7-2. Slamegenskaper BB01 under uppstartsperiod av bio-p i BB01 april juni Datum Process Tot-P (mg/gss) Tot-Fe (mg/gss) VSS/TSS v. 15 Förfällning ,72 (7 april 9 april) v. 19 Förfällning ,71 (5 maj 8 maj) v. 20 Bio-P ,70 v. 21 Bio-P ,73 v. 22 Bio-P ,76 v. 23 Bio-P ,76 v. 24 Bio-P ,76 36

38 under dessa bio-p-försök. Kvoten VFA/PO 4 -P i inkommande vatten till biosteget var i snitt 8,5 under perioden vilket är under den kritiska gränsen 10 som anges i litteraturen. Detta är en trolig orsak till varför bio-p-processen inte fungerade under perioden P-släppsförsök I figur 7-1 redovisas P-släppskurvorna från försök gjorda under hösten 2002 samt våren Vid en jämförelse mellan P-släppsförsöket i oktober då det var en fungerande bio-p-process i BB01 BB06 och uppstartsperioden av bio-p i BB01 i maj juni ser man att den maximala P-släppshastigheten är samma vid båda perioderna men i oktober 2002 var det maximala P-släppet högre. P-släppet vid uppstartsperioden av bio-p i maj juni är med största sannolikhet fosforbegränsat, dvs. att det inte finns mer poly-p upplagrat i bakteriecellen än vad som släpps. Detta beror på att bio-p-bakterierna varit fosfatbegränsade under perioden med kemfällning. Dessutom har det inte funnits tillräckligt med kolkälla för att kunna släppa fosfat i anaeroben och lagra energi som PHB och som följd av detta har även fosforupptaget begränsats i den luftade zonen. Detta styrks av att fosfathalten i början av P-släppsförsöken i labbskala legat över noll trots att en period med förluftning föregått P-släppet, bakterierna kunde helt enkelt inte ta upp mer fosfat än så. En felkälla vid dessa labbförsök är att det vid perioder med järnfällning finns mer järn i slammet som binder upp en del av den släppta fosfaten. Det är mer korrekt att analysera kaliumhalten i försöken eftersom detta är en motjon som släpps samtidigt som fosfaten men inte reagerar med andra joner i lösningen P-släppsförsök med mätning av VFA-upptag i labbskala I tabell 7-3 finns en sammanfattning av resultat från P-släppsförsöken med VFA-upptag från försöksperioden. Den maximala P-släppshastigheten ökade då kemfällningen stängdes av. En del av denna ökning kan hänföras till att inverkan av järnet i bioslammet minskade och därmed inte band upp fosfat Figur 7-1. Resultat från P-släppsförsök under försöksperioden samt hösten Försöken genomfördes vid 20 ºC och med kolkälla (acetat) i överskott. Fördenitrifikationsprocess med förfällning med FeSO 4 december 2002 t.o.m. 10 april UCT-process med bibehållen förfällning 10 april 2003 t.o.m. 11 maj Bio-P-process (UCTprocess utan Fe-dos) hösten 2002 samt fr.o.m. 12 maj Tabell 7-3. Sammanfattning av resultat från P-släppsförsök med VFA-upptag. Datum Process P-släppshastighet (mg PO 4 -P/gVSS,h) Max P-släpp (mg PO 4 -P/gVSS) K GAO Maximalt VFA-upptag (mg VFA/gVSS,h) 8 april (v. 15) Förfällning, utan 3,3 5,9 0,18 bio-p-pump 8 maj (v. 19) Förfällning med 3,2 5,3 0,08 49,2 UCT-process 19 maj (v. 21) Bio-P 7,6 12,2 0,08 86,5 26 maj (v. 22) Bio-P 7,5 12,4 0,12 53,3 10 juni (v. 24) Bio-P 7,1 9,2 0,11 66,8 37

39 under försöket. Det maximala P-släppet låg kring 12 mg PO 4 -P/gVSS i början av perioden med bio-pdrift men minskade till c:a 9 mg PO 4 -P/gVSS vid det sista försökstillfället. Generellt gäller att VFA-åtgången var hög under P-släppen, K GAO har legat under 0,50 vilket tyder på att en del av VFA n förbrukas av andra bakterier än bio-p-bakterierna, GAO-bakterier. Skillnaden i K GAO är liten mellan försökstillfällena. De sista tre mättillfällena, 19 maj, 26 maj, och 10 juni, har samma P-släppshastighet och även K GAO -kvoten är densamma vilket tyder på att det inte sker någon kraftig förändring i populationen vare sig när det gäller bio- P- eller GAO-bakterier Mikroskopering och FISH Resultaten från infärgning av PHB på slam från anaerobzonen visar att andelen PHB har ökat under perioden med undantag för slutet av maj då bedömningen var låg medel. Då både bio-p-bakterier och GAO-bakterier lagrar kol i form av PHB ser man inte vilken av bakterietyperna som står för ökningen i PHB. För att följa bara bio-p-bakteriernas utveckling användes Gohars infärgningsmetod för att mikroskopera poly-p i den luftade zonen. I slutet av perioden blev både andelen PHB i anaerobzonen och andelen poly-p i den luftade zonen högre än tidigare vilket indikerar att bio-p-processen var på väg att återhämta sig. Sammanfattningsvis kan konstateras att resultaten från mikroskoperingen är svårtolkade utan att koppla samman dem med övriga processdata från perioden. Även då får man bara indikationer på varför bio-pbakterierna varierar i antal. Resultaten från FISH-studien indikerade en mycket liten andel av både bio-p-bakterier och GAO-bakterier i systemet. Det bör dock observeras att det kan finnas andra GAO som inte täcks av proberna. Vid samma tillfälle gjordes FISH-karakterisering på slam från Öresundsverket i Helsingborg. Här har man en väl inkörd bio-p-process och det uppvisade betydligt större andelar av såväl bio-p-bakterier och GAObakterier än vad Käppalaslammet gjorde Slutsatser Ingen väl fungerande bio-p-process erhölls. Orsaker: Begränsad tillgång på kolkälla (många långhelger). Kvoten VFA/PO 4 -P i inkommande vatten till biosteget var i snitt 8,5 under perioden vilket är under den kritiska gränsen 10 som anges i litteraturen. Uppstarten av bio-p-processen i BB01 föregicks av lång period av kemfällning då bakterierna varit fosforbegränsade. P-släppsförsök i labbskala visade att bakteriernas P-släpp var fosforbegränsat även under uppstartsperioden. Kvoten K GAO är mycket låg jämfört med litteraturvärden, vilket skulle tyda på att GAO-bakterier förbrukar VFA, men infärgning och FISH tyder inte på att det finns många GAO. FISH-karakteriseringen får dock anses vara preliminär då metoden inte fungerade helt tillfredsställande. Kanske var maj juni en olämplig period av året för uppstart av bio-p-processen eftersom sommaren generellt innebär tuffare förhållanden för bio-pprocessen i och med låg belastning och lite kolkälla i inkommande vatten. 8 Bio-P i gamla delen av verket hösten Bakgrund och syfte Käppalaverket har bedrivit fullskaleförsök med biologisk fosforrening under men avslutade dessa försök i december 2002 eftersom man ville ta en time-out och sammanfatta de erfarenheter man hade. I samband med att diskussionerna kring hur bio-p-processen fungerat på Käppalaverket kom man fram till en rad punkter som man ville titta närmare på. Dessa var bland annat hur det gamla biosteget fungerade under en period av förfällning, hur årstidsvariationen i inkommande kolkälla i form av VFA

40 till biosteget såg ut, hur man kan kombinera en optimerad kvävereningsprocess med bio-p-processen och om det var möjligt att hitta parametrar med vilka man kan styra bio-p-processen på ett mer kontrollerat sätt än tidigare. En inspirationskälla vid denna nystart för bio-p på Käppalaverket var Öresundsverket i Helsingborg där man har en bio-p-process sedan drygt 10 år tillbaka. till hela verket. Under perioder med förfällning har man dock observerat att järnbehovet är olika i gamla respektive nya biostegen med betydligt lägre fosfathalter ut från BB01 BB06 än från BB07 BB11 vid en viss järndos. Detta tyder på att bio-p-bakterierna fortfarande är aktiva i BB01 BB06 utan att biosteget drivs för bio-p. Detta följdes upp under våren 2003 genom bland annat P-släppsförsök och slamkarakterisering. 8.2 Metoder Karakterisering av inkommande VFA till biosteget En av de viktigaste parametrarna vid bio-p-drift är tillgången på lättillgängligt kol i form av VFA. Därför kartlades säsongsvariationen i inkommande VFA till biosteget under hela Hösten 2002 gjordes en undersökning av VFA-produktionen i försedimenteringen. Ur denna undersökning kunde man dra slutsatsen att en spontan hydrolys ägde rum i försedimenteringsbassängen som resulterade i en markant ökning av VFA-halten. Detta följdes upp med ytterligare provtagningar under Dessutom undersöktes om det var någon skillnad i VFAhalter in till nya respektive gamla biostegen Hur påverkas bio-p av period med kemisk fällning? Under perioden december 2002 april 2003 användes förfällning med FeSO 4 som fosforreningsmetod. Bio- P-processen var avstängd i den meningen att bio-ppumpen var avstängd i biosteget och att järn doserades Bio-P fullskaleförsök i gamla delen av verket hösten 2003 Försöksdrift med bio-p bedrevs i större skala på Käppalaverket under hösten. Försöken omfattade BB01 BB06. Järnsulfat tillsattes till den gemensamma returslamkanalen för BB07 BB10 under försöksperioden. Syftet var att ta fram ett underlag för framtagandet av en hållbar driftsplan för fosforreningen på Käppalaverket för vilken en objektiv utredning om bio-p-processens för- och nackdelar och möjligheter på Käppalaverket har tagits i beaktande vid en jämförelse med kemisk fosforrening. I tabell 8-1 redovisas de parametrar som har varit centrala vid styrningen och uppföljning av de biologiska processerna under hösten Resultat och diskussion Karakterisering av inkommande VFA till biosteget I figur 8-1 redovisas resultat från stickprovstagningar för VFA-analys ut från Käppalaverkets försedimenteringsbassänger. VFA-halterna har varierat mellan Tabell 8-1. Styrparametrar vid bio-p-fullskaleförsök hösten Kolkälla Kombinerad kem-p och bio-p Kombinerad N- och P-rening Slamegenskaper Karakterisering av bio-p-process Mikroskop VFA Fe-dos N-reningsgrad SVI P-släppsförsök Infärgning av COD/Tot-P Fe/PO 4 -P in BB Nitratrecirkulation Filamenthalt Fosfatprofil PHB och poly-p COD/Kj-N PO 4 -P ut BB NO 3 -N ut anox Glykol* PO 4 -P rejekt RK PO 4 -P anaerob Internbelastning av PO 4 -P * Arlanda flygplats är ansluten till Käppalaverket. Under vintermånaderna november-april släpper Arlanda avisningsglykol som kommer till Käppalaverket via tunnelsystemet. 39

41 Figur 8-1. VFA-halter in till biosteget under perioden mars 2003 till januari Baserat på stickprover. Temperatur inkommande vatten från on-linemätning under samma period. COD på ofiltrerat veckosamlingsprov på försedimenterat vatten (obs! Halt/10 i figur). 12 mg/l och 82 mg/l. Under perioderna mars april samt juli augusti doserades järn innan försedimenteringen vilket kan ha påverkat VFA-halten in till biosteget eftersom flockarna som bildas vid fällning binder en del av den inkommande kolkällan. VFAhalterna var som högst under höstmånaderna augusti till november men minskade drastiskt under december och januari. Denna minskning kan bero på att inkommande vattens temperatur var lägre under slutet av året än under höstmånaderna. En temperaturminskning leder till minskad hydrolys både i tunneln in till verket och i försedimenteringsbassängen. För att undersöka om en frigörelse av lättillgängligt kol genom hydrolys sker i försedimenteringen jämfördes VFA-halten in och ut från försedimenteringen vid ett antal tillfällen under året, se figur 8-2. Perioden med förfällning (januari mitten av maj, samt juli augusti 2003) karakteriseras av minskade VFA-halter över försedimenteringen. Detta beror på att de flockar som bildas vid fällning binder en del av inkommande organiskt material. Då järn inte tillsattes innan försedimenteringen ökar VFA-halten över försedimenteringen, ett resultat av hydrolys av primärslammet. Detta ger högre VFA-halter in till biosteget vilket gynnar både fosfor- och kvävereningen. Ingen skillnad i VFA-halt ut från FS i gamla och nya verket har kunnat urskiljas Hur påverkas bio-p av period med kemisk fällning? Bio-P-processen i gamla delen av verket fungerade under våren 2003 trots att bio-p-pumparna var avstängda sedan december Ett tydligt bevis på detta är att PO 4 -P-halter ut från BB01 BB06 (gamla bioblocken) var betydligt lägre än i BB07 BB11 (nya bioblocken) trots gemensam doseringspunkt innan försedimenteringen, se figur 8-3. Kontroll av Fedosens fördelning gjordes i februari 2003 och då kunde man konstatera att Fe-halten/gSS var samma ut från gamla respektive nya försedimenteringarna i Figur 8-2. Förändring av VFA-halt över försedimenteringsbassäng under mars 2003 till november Förfällning januari mitten av maj samt juli augusti

42 Figur 8-3. Fosfathalter ut från biostegen i gamla (GV=BB01 BB06) respektive nya delen (NV=BB07 BB11) av verket under period med förfällning januari 2003 maj Baserat på stickprover. verket. Detta betyder att skillnaden i järnbehov i gamla och nya biostegen berodde på att bio-p-bakterierna fortfarande påverkade fosforreningen i BB01 BB06. Eftersom bio-p-pumparna var avstängda under våren trodde man att det som brukar användas som anaerobzon i början av linjen bara var en zon utan slam innan anoxzonen. Men eftersom en förutsättning för att bio-p-processen ska fungera är att det finns omväxlande anaeroba och luftade zoner undersöktes slamhalten i anaerobzonerna i gamla verket. Resultaten presenteras i tabell 8-2. Anaerobzonens slamhalt var lika hög som den skulle ha varit om bio-p-pumpen varit i drift, dvs. ca hälften av SShalten i resten av biosteget. En undersökning av hur slammet kommit in i zonen visade att det kommer in med en bakåtström från den efterföljande anoxzonen där returslamflödet kommer in. Bio-P-processen missgynnas av förfällning, enligt allmänna rekommendationer ska molförhållandet Fe/PO 4 -P in till biosteget vara max 0,5 för att bio- P-processen ska fungera. Under våren då förfällning tillämpades var Fe-halten in till biosteget betydligt högre än så, se figur 8-4. Trots detta kunde en bio- P-aktivitet erhållas. För att få ett mått på bio-p-aktiviteten gjordes två P-släppsförsök i laboratorieskala under våren. Den maximala P-släppshastigheten uppmättes till 4 mg PO 4 -P/(gVSS,h) vid försöket som genomfördes i början av mars. Vid det andra försöket uppmättes en något lägre P-släppshastighet, 3,3 mg PO 4 -P/ (gvss,h). Vid detta försök mättes även VFA-upptaget under försöket, se figur 8-5. VFA-upptaget är stort i förhållande till det uppmätta P-släppet vilket kan tyda på att det finns andra bakterier i slammet som förbrukar VFA men som inte släpper fosfat. En annan förklaring kan vara att P-släppet är större men att en del fosfat binds upp av järnet som finns i slammet. Tabell 8-2. Stickprovstagning för kontroll av SS-halt i anaerobzon i gamla biosteget då bio-p-pump avstängd. Datum SS BB (mg/l) SS anaerob (mg/l) SS ink till anaerob (mg/l) SS 1:a omrörare (mg/l) SS 2:a omrörare (mg/l) Figur 8-4. Molförhållande Tot-Fe/PO 4 -P in till biostegen under period med förfällning (januari 2003 april 2003). 41

43 Figur 8-5. P-släpp med VFA-upptag , 20ºC och kolkälla i överskott. Förfällning sedan december Bio-P fullskaleförsök hösten 2003 förklaringen till de höga utgående halterna fosfor är försöken att starta upp en bio-p-process i en av de Kombinerad kemisk- och biologisk fosforrening nya linjerna, BB11. Dessa försök startades i november på Käppalaverket 2003, se vidare kapitel 10. Den biologiska fosforreningen har inte varit stabil Järndosen på sandfiltren har i perioder varit hög, under hösten. Utgående fosfathalter ut från biosteget har legat mellan 0 mg/l och drygt 4 mg/l, se Dessa försök har visat att sandfiltren klarar av att ta ända upp till 8 g Fe/m 3 momentant, se figur 8-8. figur 8-6. höga järndoser. Ett mått på hur bra filtren klarat av Den instabila processen har resulterat i högre de höga järndoserna är det samlade backspolvattenflödet eftersom det är ett resultat av antalet spolningar utgående tot-p-halter men tack vare efterfällningen med järnsulfat på sandfiltren har effekten på utgående värden varit begränsad, se figur 8-7. En del av inte lett till ökad backspolningsfrekvens. De av filtren. I figur 8-9 ser man att de höga järndoserna gånger Figur 8-6. Fosfathalter ut från det gamla biosteget under fullskaleförsök med bio-p. Baserat på stickprov i slutet av biobassängen. Figur 8-7. Utgående Tot-P-halt baserat på veckosamlingsprov samt gränsvärde för årsmedelvärde utgående tot-p på Käppalaverket. 42

44 Figur 8-8 Järndosering innan sandfilter baserat på dygnsmedelvärden. man har fått en ökad backspolningsfrekvens har det berott på att mycket slam har lämnat någon eftersedimenteringsbassäng. Det har skett vid tillfällen då flödet till verket har ökat och då man inte ökat returslampumpningen tillräckligt. Att höga backspolningsflöden kommer vid höga inkommande flöden ses i figur Under perioden har man sett förhöjda SS-halter i utgående vatten vilket är ett resultat av slamflykt från filtren vid backspolning. Slamflykten har uppkommit dels vid tillfällen då järndosen varit hög, dels då inkommande flöde varit högt. SS-halten i utgående vatten mäts med en turbiditetsmätare som även reagerar på vilken typ av suspenderat material som kommer från filtren. Något fast samband mellan SS-halt och turbiditet finns därför inte. Kontroll av SS-mätningen har visat att SS-halterna ligger under 1,5 mg/l i utgående vatten även i perioder med högre turbiditet. Andelen fosfatfosfor av Tot-P-halten i utgående vatten är ytterligare ett mått på hur mycket partikulär, kemfälld fosfor som gått ut från filtren, se figur Andelen fosfatfosfor minskar kraftigt i samband med höga flöden då den lösta andelen fosfat späds ut samtidigt som slamflykt för med sig partikulärt fosfor från sandfiltren. Dessa tillfällen ses som spikar i figur Andelen fosfatfosfor verkar inte ha något direkt samband med fluktuationer i SS-halt i utgående vatten. Detta förklaras av att SShalten i realiteten inte är så hög att det bidrar till förhöjda totalfosforhalter, ens vid de tillfällen då man sett tendenser till ökad slamflykt. De höga järndoserna på sandfiltret påverkar hur mycket järn som kommer in till biosteget eftersom backspolvattnet från filtren leds tillbaka till innan försedimenteringsbassängen. Molförhållandet mellan järn och fosfat in till biosteget var högre i början av Figur 8-9. Backspolvattenflöde från sandfilter samt järndos på sandfilter. Figur Backspolvattenflöde från sandfilter samt inkommande flöde till biosteget. 43

45 Figur Andelen fosfatfosfor av tot-p-halten i utgående vatten (baserat på on-linemätning av fosfat och veckosamlingsprov av tot-p) samt SS-halten i utgående vatten baserat på on-line tubiditetsmätning. försöken men blev lägre då bio-p-processen stabiliserades något fr.o.m. november och framåt, se figur Vid rötning av bio-p-slam släpper en del av den bundna fosforn i den anaeroba miljön. Den fosfat som släpps kan bindas upp med det järn som tillförs rötkammaren med överskottsslammet från de simultanfällda bioblocken. Om detta järn inte räcker till medför de höga fosfathalterna i rejektvattnet från rötkammaren en ökad fosfatbelastning på biosteget. Under dessa bio-p-försök har ingen ökning av internbelastningen av fosfat skett vilket kan kopplas samman med att fosfathalterna i rejektvattnet från rötkammaren inte varit höga, se figur Under Figur Molförhållande Fe/PO 4 -P försedimenterat vatten. Figur Fosfathalter rejektvatten rötkammare. Förfällning januari september Bio-P-fullskaleförsök startades den 1 september Separat rötning av primärslam (P-slam) och överskottsslam (ö-slam) till och med 12/ varefter slammen blandas och rötas gemensamt. 44

46 hela 2003 rötades primärslam och överskottsslam i separata rötkammare med resultatet att uppehållstiden i rötkammaren blev drygt 40 dagar för överskottsslammet, vilket är dubbelt så lång tid som normalt. Detta kan i sig medföra ett större fosforsläpp i rötkammaren. Fosfathalterna i rötkammaren med överskottsslam har varit höga vid två tillfällen under 2003, under mars april samt i oktober november. Detta innebär att höga fosfathalter kan erhållas även under perioder med förfällning, vilket var fallet på våren Att fosforhalterna inte varit högre under hösten 2003 då bio-p-processen drevs i 1/3 av verket har två troliga förklaringar. Rötkammardrift med separata tankar för primärslam och överskottsslam minskar P-släppet i rötkammaren eftersom VFA-tillgången är mindre än då slammen blandas (Chapparo et al. 2003). Dessutom har det funnits tillräckligt med järn i rötkammaren för att binda upp den fosfat som släppts. Rötkammardriften ställdes om den 12 januari 2004 varpå primärslam och överskottsslam samrötades. Detta gav ingen bestående ökning av fosfathalten i rejektvattnet. Kolkälla Arlanda släpper sin avisningsglykol till Käppalaverket som förs till reningsverket via inloppstunneln. Avisningsglykolen släpps intermittent under vintermånaderna oktober mars. I figur 8-14 ses de mängder COD som släppts under försöksperioden. Det är osäkert hur mycket av denna kolkälla som förbrukas i tunneln på vägen till Käppala. Inkommande CODmängd har legat på i genomsnitt 70 ton/dygn under perioden vilket innebär att COD-mängderna från Arlanda kan ha inverkan på reningsprocessen. VFA-halten in till biosteget var relativt hög i början av perioden, halterna låg mellan mg/l i september november, se även figur 8-1 i avsnitt I december minskade VFA-halten i inkommande vatten markant med inkommande halter på mellan mg/l. Inkommande belastning till biosteget under perioden redovisas i figur Kombinerad biologisk kväve- och fosforrening Kväveavskiljningen över biosteget har i genomsnitt Figur Utsläppt avisningsglykol från Arlanda flygplats mätt som COD. Figur Inkommande belastning till biosteget mätt som COD/Tot-P respektive COD/Kj-N i försedimenterat vatten. Baserat på veckosamlingsprov. 45

47 varit 78 % under perioden, se figur COD/Nkvoten i inkommande vatten till biosteget var högre under perioder i november december än i början av försöksperioden. Detta ger förhållanden som gynnar denitrifikationen varpå man kan ha högre nitratretur men ändå hinner denitrifiera den nitrat som kommer in i anoxzonen. Kvävereningen fungerade sämst under julhelgen, med bara 65 % kvävereduktion. Detta är ett återkommande problem vid långhelger då sammansättningen hos inkommande vatten förändras då belastningen från hushåll och industrier minskar. Nitratrecirkulationen minskades under oktober månad för att gynna betingelserna för bio-p-processen. Detta kan vara orsaken till att utgående nitrathalter från eftersedimentering 1 6 var högre än nitrathalten ut från hela verket under två veckor i slutet av oktober och början av november, se figur I samband med att COD-belastningen ökade i mitten av november kunde nitratreturen ökas och kvävereningen fungerade lika bra i gamla som i nya biosteget. Nu användes dessutom redoxmätaren i slutet av anoxzonen i BB03 för att ställa in rätt nitratretur för de aktuella förhållandena, se vidare kapitel 6. Då nitrat recirkuleras från slutet av anoxzonen till anaerobzonen blir anaerobzonen istället anox och denitrifikation äger rum vilket förbrukar en del av det lättillgängliga kolet (VFA) som behövs för bio-pbakteriernas P-släpp. Varje mg NO 3 -N som kommer in i anoxzonen förbrukar 2,85 mg COD i form av lättillgänglig kolkälla vid omvandlingen av nitrat till kvävgas. Dessutom åtgår ytterligare kolkälla vid denitrifierarnas celltillväxt vilket medför att den totala Figur Kvävereduktion över biosteget, COD/Kj-N in till biosteget samt nitratretur under perioden. Figur On-linemätning av nitrat på utgående vatten samt nitratstickprover tagna ut från eftersedimenteringsbassäng

48 COD-förbrukningen blir 4,8 mg COD/mg NO 3 -N (Henze et al., 2002). Vid en gällande VFA/PO 4 -Pkvot in till biosteget på t ex 10 resulterar en nitrathalt på 1 mg/l i slutet av anoxzonen i en VFA/PO 4 -Pkvot på 8,8. På Käppalaverket är bio-p-processen ofta kolbegränsad varför det är extra viktigt att inte slösa på den allra mest lättillgängliga kolkällan. Nitrathalten ut från anoxzonen har kontrollerats genom stickprovstagning under perioden. Detta ger en idé om hur mycket nitrat som har recirkulerats tillbaka till anaerobzonen. Generellt sett har halterna vid dessa tillfällen varit låga, mellan 0 och 0,5 mg NO 3 -N/l, se figur I figur 8-19 redovisas resultat från stickprovstagning av fosfat i anaerobzonen i BB01 BB06 under hösten Fosfathalten i anaerobzonen är ett mått på hur stort bio-p-bakteriernas P-släpp är och därmed en måttstock av hur bra processen fungerar. Fosfathalten i anaerobzonen ligger generellt mellan mg/l, vid några tillfällen har halterna varit lägre än 10 mg/l men det är i samband med höga flöden vilket medför dels en utspädning, men också kortare uppehållstid i anaerobzonen. Slamegenskaper I figur 8-20 sammanfattas slamegenskaperna i bio- P-blocken med hjälp av parametrarna slamhalt, slamvolymindex och filamenthalt. Under 2003 hade man tre perioder med flytslamproblem i gamla delen av verket: i mars april, juni, och i september. Under dessa perioder drevs verket med förfällning och utan bio-p-process. PAX 221 doserades vid dessa tillfällen och reducerade snabbt och effektivt problemen med flytslam i biosteget. Vid PAX-dosering doseras 3 m 3 /d under c:a en veckas tid, motsvarande 450 kg Al 3+ /dygn. Slamegenskaperna i bio-p-blocken var bra under hela hösten med låga filamenthalter och goda sedimenteringsegenskaper (lågt slamvolymindex). I samband med snösmältning i januari gynnades tillväxten Figur Nitrathalter ut från anoxzoner i gamla delen av verket. Baserat på stickprover. Figur Fosfathalter ut från försedimenteringen respektive i anaerobzonen. Baserat på stickprover. 47

49 Figur Slamhalt biosteg, slamvolymindex samt filamenthalt i gamla delen av verket. Förfällning januari september 2003, bio-p- fullskaleförsök fr.o.m. oktober. av microthrix och man var tvungen att dosera PAX i början av februari 2004 för att komma tillrätta med flytslamproblemen i biosteget. Karakterisering av bio-p-processen genom fosfatprofiler och P-släppsförsök Vid ett tillfälle per månad under fullskaleförsöken gjordes en fosfatprofil i ett av bio-p-blocken. I figur 8-21 sammanfattas resultaten från dessa provtagningar. I slutet av oktober var P-släppet i anaerobzonen som störst men samtidigt var upptaget av fosfor i den luftade zonen så dåligt att slutresultatet blev en utgående fosfathalt på 4 mg/l. Det dåliga fosforupptaget förklaras av att processen fick för lite luft under den aktuella perioden. Detta bekräftas av att utgående ammoniumhalter från gamla delen av verket var relativt höga, mellan 1 2 mg/l, se figur I november och december fungerade bio-p-processen bra med utgående halter fosfat nära noll mg/l. P-släppet i anaerobzonen var lägre än i oktober men upptaget fungerade betydligt bättre. För att karakterisera bio-p-slammet och kvantiteten bio-p-bakterier gjordes tre P-släppsförsök i labbskala under oktober december Resultaten ses i tabell 8-3. Den maximala P-släppshastigheten var högre i november/december än i oktober vilket tyder på att andelen bio-p-bakterier ökat under hösten. Vid det sista tillfället gjordes analyser av VFA-upptaget under försöket för att jämföra mot de försök som gjorts i samarbete med LTH i maj. VFA-upptaget var relativt stort i förhållande till mängden släppt fosfor, dvs. K GAO var låg, se figur Mikroskopering för mikrobiell slamkarakterisering Mikroskopering av bio-p-slam genomfördes under fem veckor under hösten på Käppalaverkets laboratorium. De infärgningar som gjordes var av PHB med Sudan svart på slam från anaerobzonen och av poly-p med Gohars infärgningsmetod på slam från slutet av den luftade zonen. Figur Fosfatprofiler från bio-p-block (BB01 BB06) under hösten

50 Figur Ammonium- och nitrathalter ut från eftersedimentering 1 6 baserat på stickprovstagning. Tabell 8-3. Resultat från P-släppsförsök (20ºC, kolkälla i överskott). Datum Max P-släppshastighet (mg PO 4 -P/gVSS,h) Maximalt P-släpp (mg PO 4 -P/gVSS) K GAO VFA-upptagshastighet (mgvfa/gvss,h) ,0 11, ,0 19, ,5 17,0 0,28 54 Figur P-släppsförsök med uppmätt VFA-upptag, 11 december ºC, kolkälla i överskott. Maximal P-släppshastighet 16,5 mg PO 4 -P/(gVSS,h). PHB-innehållet i anaerobzonen var lågt vid det första tillfället i början av oktober men ökade sedan för att vara stabilt medel högt. Den stabila medel höga nivån tyder på att P-släppet i anaerobzonen varit ungefär konstant efter det att bio-p-processen kommit igång. I figur 8-24 och 8-25 visas bilder tagna på de infärgade proverna. Poly-P-innehållet i det luftade slammet ökade successivt under försöksperioden. Då bio-p-processen fungerade bättre i november december syns detta Figur PHB-infärgning med Sudan Svart. Slam från anaerobzon Låg andel PHB. Figur PHB-infärgning med Sudan Svart. Slam från anaerobzon Hög andel PHB. 49

51 Figur Poly-P infärgning, Gohars infärgningsmetod. Slam från luftade zonen Medel andel poly-p. som en ökad andel poly-p i luftningen, se figur 8-26 och Detta är naturligt eftersom den upptagna fosfaten lagras i bakterierna i form av poly-p. 8.4 Slutsatser VFA-halterna in till biosteget har varierat mellan mg/l. Halterna var som högst under hösten men minskade igen i december och januari. Då järn inte tillsattes innan försedimenteringen erhölls en ökning av VFA över försedimenteringen till följd av en spontan hydrolys av primärslammet. Förfällning gör att en del av COD n binds till de flockar som bildas. Högre VFA-halter in till biosteget gynnar både kvävereningen och bio-p-processen. Under våren 2003 drevs reningsverket med förfällning, dvs. att järn tillsattes i en gemensam doseringspunkt innan försedimenteringssteget. Vid detta driftsfall syns det tydligt att gamla delen av verket har ett lägre järnbehov än den nya, med fosfathalter nära noll mg/l. Detta tyder på att en bio-p-process lever kvar i biosteget trots den höga järndosen och avsaknaden av bio-p-pump som förser anaerobzonen med slam. Undersökningar visade att anaerobzonen ändå innehöll slam vilket gör en bio-p-process möjlig. En P-släppshastighet på 4 mg PO 4 -P/(gVSS,h) uppmättes vid labbförsök med kolkälla i överskott. Vid samma tillfälle konstaterades att VFA-upptaget i försöksbägaren var mycket högt i förhållande till hur mycket fosfat som släppts. En förklaring kan vara att en del av fosfaten som släppts bands upp av det järn som fanns i bioslammet. Fullskaleförsök bedrevs i BB01 BB06 med start i september Bio-P-processen kom inte igång ordentligt förrän efter c:a två månader. I oktober var 50 Figur Poly-P infärgning, Gohars infärgningsmetod. Slam från luftade zonen Hög andel poly-p. P-släppet högt men samtidigt fungerade inte upptaget i den luftade zonen p.g.a. att det inte fanns tillräckligt med syre. Resultatet blev således höga fosfathalter ut från biosteget, upp emot 4 mg PO 4 - P/l. I november december fungerade processen stabilt med utgående halter fosfat nära noll. I januari erhölls omväxlande reningsresultat p.g.a. att denitrifikationen fungerade dåligt under några perioder p.g.a. kolbrist. Kväveavskiljningen över biosteget har legat på i snitt 78 % under perioden. COD/N-kvoten i inkommande vatten till biosteget var högre under perioder i november december än i början av försöksperioden. Detta ger förhållanden som gynnar denitrifikationen varpå man kan ha högre nitratretur men ändå hinner denitrifiera den nitrat som kommer in i anoxzonen. Nitrathalterna i slutet av anoxzonen har varit nära noll vid stickprovstagning. Nu användes dessutom redoxmätaren i slutet av anoxzonen i BB03 för att ställa in rätt nitratretur för de aktuella förhållandena, se vidare kapitel 6. Den maximala P-släppshastigheten var högre i november/december än i oktober vilket tyder på att andelen bio-p-bakterier ökat under hösten. Den maximala P-släppshastigheten som uppmättes var 17 mg PO 4 -P/(gVSS,h) vilket är i samma storleksordning som P-släppsförsök som genomförts med bio-p-slam på Öresundsverket där de har en väl fungerande bio-p-process. Infärgning av PHB i slam från anaerobzonen visar att P-släppet var lågt vid det första tillfället i början av oktober med ökade sedan och la sig på en högre nivå som bibehölls under hela perioden november december. Poly-P-innehållet i det luftade slammet ökade successivt under försöksperioden. Då bio-pprocessen fungerade bättre i november december syns detta som en ökad andel poly-p i luftningen. Slamegenskaperna i bio-p-blocken var bra under

52 hela hösten med låga filamenthalter och goda sedimenteringsegenskaper (lågt slamvolymindex). 9.2 Metod 9 Spårämnesförsök 9.1 Bakgrund och syfte Biobassängerna i gamla och nya verket skiljer sig i utformning, bland annat är biobassängerna i den nya delen 10 m djupa medan de i gamla verket är grundare med ett djup på 6m. Grundsyftet med spårämnesförsöken var att kartlägga hydrauliken i ett av bioblocken i gamla verket samt ett av bioblocken i nya verket. Tanken var att sedan jämföra dessa resultat och utifrån detta kunna dra slutsatser kring varför bio-p-processen fungerar i BB01 BB06 men inte i BB07 BB11. Resultaten från spårämnesförsöken är dessutom användbara vid modellering av aktivslamprocessen där det är centralt att modellera rätt antal totalomblandade bioreaktorer i serie. Spårämnesförsök i biobassänger med dessa utformningar och dimensioner är komplicerade och resultatet osäkert varför detta delprojekt kommer genomföras i deletapper som utvärderas innan fortsatta försök genomförs. Problemet är att flödesbilden i biobassängerna inte är känd och det är därför svårt att hitta representativa provtagningspunkter. Anaerobzonen i BB11 är relativt väldefinierad vad gäller in och utlopp men har ett extra utlopp genom ett hål vid botten mellan anaerobzon och anoxzon som utgör en ca 2 m 2 stor dörr vid zonens botten. För att klargöra om det förekommer bakåtströmmar från anoxzonen in i anaerobzonen genom den ovan nämnda öppningen mellan zonerna genomförs ett första spårämnesförsök. Om bakåtströmmar kan detekteras kan dessa vara en del av förklaringen till att bio-pprocessen inte fungerat i BB11. Nitratrikt vatten kan med dessa strömma in i anaerobzonen och därmed hämma P-släppet som är centralt för en fungerande bio-p-process Strategi och begränsningar LiCl användes som spårämne eftersom litium är ett konservativt ämne (inte reaktivt) som normalt förekommer i mycket låga koncentrationer i ett reningsverk. En puls av LiCl tillsattes till inblandningskammaren efter anaerobzonen. Genom att mäta Li-halterna i anaerobzonens utlopp kunde man på detta sätt se om det via bakåtströmmar kan komma in spårämne i anaerobzonen. För att förhindra att Li pumpades in i anaerobzonen med bio-p-pumpen som tar från slutet av anoxzonen var denna avstängd vid försökstillfället. För att ändå få samma flödesbild som vid normal drift justerades inkommande flöde under försöket. Då LiCl tillsattes innan anoxzonen vid försöket beskrivet ovan, kunde samma plugg sedan användas för att kartlägga hur många reaktorer man hade i serie i biobassängen eftersom pluggen kunde följas genom systemet. Det enklaste sättet att modellera ett icke-idealt flöde är som en serie av n st. totalomblandade tankar i serie. I detta projekt har en modell tagits fram i simuleringsprogrammet GPS-X från Hydromantis för att kunna användas vid systemidentifiering. Vid systemidentifiering jämför man resultatet från det faktiska försöket med ett modellerat spårämnesförsök med n st. totalomblandade reaktorer. Då simuleringen resulterar i samma resultat som i verkligheten har man hittat rätt antal reaktorer. Svårigheten vid systemidentifiering är att flera olika modeller kan ge samma resultat då systemet inte är linjärt. Volymer av denna storlek gör att det med största sannolikhet är en kombination av modeller som ger slutresultatet. Dispersion, kortslutningsströmmar och döda volymer påverkar slutresultatet och det är inte möjligt att säkerställa den exakta hydrauliken med detta försök. Föresatsen med detta försök var att kunna göra kvalificerade ansatser vad gäller biobassängernas konfiguration som sedan skulle kunna verifieras med modellering i GPS-X. Biobassängerna på Käppalaverket drivs med en s.k. UCT-process vilket innebär att man har ett flertal recirkulationsflöden som komplicerar ett spårämnesförsök över hela linjen eftersom detta påverkar

53 spårämnets fördelning över biobassängen. Vid systemidentifieringen i GPS-X kan samma scenario simuleras som rådde vid försökstillfället vilket underlättar utvärderingen av resultaten från spårämnesförsöket Praktiskt genomförande Förberedelser En central parameter vid försöket var att veta var detektionsgränsen för Li vid analys låg. Li-analyserna genomfördes på Stockholm Vatten med ICP och enligt dem är detektionsgränsen för Li 3 µg/l och koncentrationer ner till 20 µg/l kan analyseras med relativt god mätsäkerhet. Analyssäkerheten ökar vid högre koncentrationer. Erforderlig provmängd var 250 ml. Analyskostnaden beräknades till 70: /prov. Proverna behövde inte behandlas vid provtagning, dvs. ingen konservering var nödvändig. Mängden LiCl som behövde doseras bestämdes efter att simuleringar genomförts i GPS-X där förväntade koncentrationer Li ut från respektive zon kunde fås fram. Vid sådana här försök är det viktigt att koncentrationerna Li inte blir för låga eftersom detta kan medföra stora analysosäkerheter, se ovan. Resultat från simuleringar visas i Bilaga C. Ur dessa drogs slutsatsen att det bör vara tillräckligt att dosera 25 kg LiCl, då koncentrationerna i spårämnestopparna då är väl inom det rekommenderade mätområdet för Li. Även koncentrationerna i svansen bör vara detekterbara. I figur 9-1 ses hur spårämnesmodellen ser ut i GPS-X. Som spårämnesfraktion i modellen används Si (inert, löst material) vilket inte reagerar i aktivslammet och därmed uppför sig som LiCl. Li beställdes från VWR International till en kostad av 2 310: / 5 kg. LiCl-lösningen blandades innan spårämnesförsöket. LiCl är svårlösligt och löses under värmeutveckling. Beredning av lösningen behövde därför ske under kylning och gjordes veckan innan försöket eftersom det tar lång tid att lösa LiCl i vatten. P.g.a. att ämnet är svårlösligt får lösningens koncentration maximalt vara 0,4 kg LiCl/l. Beredningen gjordes stegvis under omrörning med magnetomrörare där ett kg LiCl tillsattes i taget. Eftersom ämnet är hälsovådligt användes handskar och skyddsglasögon. I slutfasen tillsattes 5 ml koncentrerad HCl för att surgöra lösningen och därmed förhindra utfällning. LiCl-lösning med koncentrationen 0,40 kg LiCl/ l blandades i tre 25-litersdunkar (8 kg LiCl/20 l, respektive 7 kg/17,5l). Totalt tillsattes 57,5 l LiCllösning vid doseringen. Prov med doseringslösning skickades till Stockholm vatten för Li-analys för att säkerställa den doserade mängden Li. Vid doseringen av LiCl är det ideala att erhålla ett samlat flöde där spårämnet tillsätts. Om spårämnet inte blandas in väl i inkommande vatten till zonen är risken att spårämnet inte blandas in i zonen utan istället försvinner ut med eventuella kortslutningsströmmar. Doseringen skedde till inblandningskammaren efter anaerobzonen i BB11. Spårämnet doserades under så kort tidsrymd som möjligt för att få en puls av spårämnet in till anoxzonen. Vid dosering till inblandningskammaren behövdes ingen pump utan den färdiga lösningen tippades in i kammaren med handkraft. Försed Spårämnesdosering Anaerob Anoxzon 1 Anox Aerob Eftersed Figur 9-1. Urklipp ur GPS-X som visar hur modellayouten för försöket såg ut. 52

54 Förutsättningar och provtagning Dimensionerna hos biobassängen då den drivs med lång anoxzon presenteras i tabell 9-1. Dessa volymer används vid beräkningar av teoretiska de uppehållstiderna samt i simuleringsstudien. Biobassängerna i den nya delen av verket är 10 m djupa. I tabell 9-2 redovisas uppmätta flöden under försöket. Tabell 9-1. Volymindelning BB11 (lång anox). Luftad zon omfattar oxzon samt deoxzon. Totalt Anaerobzon Anoxzon Luftad zon Volym (m 3 ) Tabell 9-2. Flöden i BB11 under spårämnesförsöket. mitten av spalten där vattnet går ut från anoxzonen. Provvolymen var 250 ml och togs manuellt vid varje provtagningstillfälle. Provtagning ut från deoxzonen gjordes med en förprogrammerad, automatisk provtagare (XIAN 1000 från Bühler Montec). Provflaskorna i provtagaren byttes ut kontinuerligt eftersom provtagaren endast rymde 24 flaskor. Samtidigt som flaskorna byttes ut togs de färdiga proverna om hand och överfördes till 250 ml provflaskor. Generellt togs fler prover vid det aktuella dygnet än vad som analyserades i den första omgången. De extra proverna sparades för att kunna användas ifall det skulle visa sig att man missat viktig information vid analys av de första proverna. In BB11 Returslamflöde Nitratretur Bio-Pflöde Flöde (m 3 /s) 0,336 0,87 0,110 0 Spårämnesförsöket med LiCl genomfördes under ca ett dygn där den aktiva provtagningen skedde under en tidsperiod om ca 7h efter doseringstillfället. I figur 9-2 redovisas en principskiss av BB11 där provtagningspunkterna är utmärkta med symbolen P. 3 st. nollprover togs i biobassängen för att bestämma bakgrundskoncentrationen av Li innan dosering. Prov togs manuellt ut från anaerobzonen där ett provtagningshål finns i zonens tak. Prov togs med en 250 ml provtagningsflaska monterad på en stång från c:a 1 m djup. En provtagningspump var monterad för att kontinuerligt pumpa vatten ut från anoxzonen vid det aktuella tillfället. Provet togs på ca 5 m djup, dvs. i 9.3 Resultat och diskussion Koncentrationskurvor I figur 9-3 redovisas koncentrationskurvorna från spårämnesförsöket i BB11. I figuren finns även de teoretiska uppehållstiderna (T=Q/V) för anoxzon respektive oxzon utmarkerade. Från det att litiumet doserats (t=0) erhölls en koncentrationstopp ut från anoxzonen efter ca 70 minuter. Den teoretiska uppehållstiden för anoxzonen var 103 minuter. Koncentrationstoppen ut från deoxzonen var inte lika markant och erhölls ca 230 minuter efter dosering. Den teoretiska uppehållstiden för den sammantagna volymen av anoxzon och luftad zon beräknas ha varit 225 minuter. Figur 9-2. Principskiss av BB11:s utformning. Provtagningspunkter markerade med P. 53

55 Figur 9-3. Resultat från Li-analyser av prover från spårämnesförsöket. Teoretisk uppehållstid för anoxzon respektive oxzon markerade i figuren. Med vetskapen om att bakgrundskoncentrationen av litium i aktivslammet i BB11 innan försöket låg mellan 4 µg/l och 7 µg/l beräknas dötiderna, dvs. den tid det tog för litium att nå slutet av anoxzon respektive deoxzon efter dosering, vara ca 14 minuter för anoxzonen och ca 1h för deoxzonen Mängd Li i anaerobzonen Ett delsyfte med försöket var att undersöka om det via bakåtströmmar kunde komma in spårämne i anaerobzonen från den efterföljande anoxzonen. Figur 9-3 och 9-4 visar att så var fallet. Genom att beräkna arean av ytan under grafen i figur 9-4 beräknas ca 0,8 kg Li av de 3,4 kg Li som doserats passerat genom anaerobzonen under de första sju timmarna av försöket. Eftersom bio-p-pumpen var avstängd under försöket måste detta litium ha kommit in från anoxzonens början. Koncentrationskurvans utseende tyder på detta eftersom det tog c:a 25 minuter innan maxkoncentrationen av litium kunde uppmätas ut från anaerobzonen. Koncentrationen avtog sedan inte förrän koncentrationen i anoxzonen började avta, se figur 9-3. Även detta talar för att det fanns en sammankopplande ström mellan anoxzon och anaerobzon. En teori är att denna bakåtström uppstår då det bildas ett sug av omröraren i anaerobzonen Systemidentifiering av anoxzon och oxzon i BB11 med simuleringar i GPS-X Modellen är byggd för att motsvara dimensioner och utformning hos BB11. I tabell 9-1 och tabell 9-2 i Figur 9-4. Li-koncentrationer uppmätta ut från anaerobzonen i BB11 under spårämnesförsöket. 54

56 avsnitt redovisas de flöden och volymer som använts vid simuleringarna. Systemidentifieringen är inte trivial eftersom en del av den doserade litiumkloriden går in i anaerobzonen från början av anoxzonen. Vid systemidentifieringen användes därför en modell där inläckaget av litium till anaerobzonen kunde simuleras på ett trovärdigt sätt. Detta gjordes genom att konstruera en modell där det fanns möjlighet att pumpa in vatten från den första anoxzonen tillbaka till anaerobzonen. För att få rätt uppehållstider i biobassängen justerades inkommande flöde något, från 0,36 m 3 /s till 0,30 m 3 /s. Det visade sig svårt att simulera en kurva på utgående koncentrationer från anaerobzonen som stämde överens med den verkliga så tyngden lades på att få en rimlig systemidentifiering av anoxzon och deoxzon. Anaerobzonen simulerades med två zoner eftersom detta gav bäst överensstämmelse vad gäller tiden det tog för litiumet att komma ut ur anaerobzonen och in i anoxzonen. I figur 9-5 redovisas systemidentifieringsresultatet för anoxzonen. Bäst överensstämmelse erhölls då fyra totalomblandade reaktorer utgjorde anoxzonen i BB11. Kurvornas svansar överensstämmer ej riktigt, den uppmätta kurvan är något flackare vilket förmodligen beror på hur litiumet från anaerobzonen påverkar koncentrationen i anoxzonen när det kommer tillbaka. I figur 9-6 redovisas resultaten från systemidentifieringen av oxzonen. Här valdes ett system med tre totalomblandade zoner i serie som den som överensstämde bäst med verkligheten. Den simulerade kurvans svans ligger något lågt i förhållande till den uppmätta kurvan men har rätt lutning. För att få en känsla för hur väl systemidentifieringen fungerat redovisas samtliga uppmätta och simulerade kurvor i figur 9-7. Figur 9-5. Systemidentifiering av anoxzonen. Q ret betecknar det flöde som går in i anaerobzonen från den första anoxzonen. I figuren är antalet zoner markerade som (n anaerob = ; n anox = ; n ox = ). Bäst överensstämmelse erhölls med konfigurationen (2; 4; 3). Figur 9-6. Systemidentifiering av oxzonen. Q ret betecknar det flöde som går in i anaerobzonen från den första anoxzonen. I figuren är antalet zoner markerade som (n anaerob = ; n anox = ; n ox = ). 55

57 Figur 9-7. Sammanfattande figur över resultaten av systemidentifieringen gjord i simuleringsprogrammet GPS-X. I figuren är antalet zoner markerade som (n anaerob =,, n anox = ; n ox = ). 9.4 Slutsatser Det praktiska genomförandet av spårämnesförsöket med LiCl i BB11 föll väl ut. Mängden Li som behövde doseras och provtagningsintervallen i respektive punkt bestämdes med hjälp av förberedande simuleringar i GPS-X och detta visade sig stämma väl med utfallet av försöket. Provtagningspumpen som monterades för att kontinuerligt pumpa upp prov ut från anoxzonen gjorde det möjligt att ta prov med två minuters intervall ut från anoxzonen. Allt tyder på att provet, som togs i mitten av den 10 m höga spalt där utgående vatten från anoxzonen passerar, var representativt. Litiumet kunde enkelt och snabbt doseras som en puls in till anoxzonen. De uppmätta koncentrationerna låg bra i förhållande till detektionsgränsen för Li vid den använda analysmetoden ICP (3 µg/l). Spårämnesförsöket visade att det fanns ett inläckage av litium in till anaerobzonen. C:a 0,8 kg Li av de 3,4 kg Li som doserats till blandningskammaren efter anaerobzonen har passerat genom anaerobzonen under de första sju timmarna av försöket. Eftersom bio-p-pumpen var avstängd under försöket måste detta litium ha kommit in från anoxzonens början genom den lucka som finns i väggen mellan zonerna i höjd med zonernas botten. Detta inläckage leder till att nitratrikt vatten från början av anoxzonen strömmar in i anaerobzonen som följaktligen inte blir anaerob. Detta missgynnar det så viktiga P- släppet vid bio-p-drift och kan vara orsaken till att bio-p-processen i den nya delen av Käppalaverket inte kommit igång på samma sätt som i den gamla delen av verket vid försöksdrift. Dödtiderna, dvs. den tid det tog för litium att nå slutet av anoxzon respektive deoxzon efter dosering, vara ca 14 minuter för anoxzonen och ca 1h för deoxzonen. Systemidentifieringen gjordes med hjälp av simuleringsverktyget GPS-X. P.g.a. inläckaget i anaerobzonen blev systemidentifieringen svårare eftersom storleken hos detta delflöde inte är känd. Då spårämnesförsök görs på mer slutna system kan uppehållstidsfördelningar och djupare analyser av C-kurvorna göras. Eftersom biobassängen har återrecirkulation i form av nitratretur och inläckaget i anaerobzonen är det svårt att göra några exakta analyser av resultaten i detta fall. Modellen i GPS-X ska motsvara de förutsättningar som gällde i BB11 det aktuella dygnet och med hjälp av den kunde en systemidentifiering av anoxzonen och oxzonen göras. Resultaten pekar på att anoxzonen i BB11 består av tre till fyra totalomblandade zoner i serie vid driftfallet med lång anox. Den efterföljande oxzonen består i detta fall av tre totalomblandade zoner i serie. Sammanfattningsvis består BB11 av sammanlagt 7 8 totalomblandade zoner i serie om anaerobzonen antas vara en totalomblandad zon. 56

58 10 Förutsättningar för en fungerande bio-p-process i nya delen av verket 10.1 Bakgrund och syfte BB11 i nya delen av verket har under långa perioder drivits som försökslinje för biologisk fosforrening men processen har aldrig kunnat påvisas på samma sätt som den gjorts i BB01 BB06. Dan Fujii gjorde en utredning av bio-p-processen i BB11 under men kom fram till att den inte fungerade (Fujii, 2000). Detta grundade sig på att han inte kunde påvisa någon bio-p-aktivitet samt på en simuleringsstudie. Efter denna undersöknings avslutande har påvisats att anaerobzonen inte var anaerob p.g.a. inläckage av nitrat från oxzonen till slutet av anoxzonen där bio-p-pumpen tar. Under 2002 gjordes en ombyggnation i BB11 för att säkerställa zonindelningen och förhindra återströmning av nitrat från aerobzonen till anoxzonen. Mätningar som gjordes efter åtgärden visade att återströmmen brutits. Hösten 2002 visade en massbalansundersökning att järnhalten i slammet i BB11 är relativt hög jämfört med BB01 BB06. Detta beror sannolikt på en läcka där returslam från BB07 BB10 (där järn doseras i returslamkanalen) tar sig in i BB11. Detta kan medföra att bio-p-funktionen i BB11 hämmas eftersom bioslammet späds ut med kemslam. Det är angeläget att göra ett slutligt fullskaleförsök då alla störningar av bio-p-processen i BB11 utretts och åtgärdats för att en gång för alla veta om det går att få igång en bio-p-process i denna del av verket. från den efterföljande anoxzonen, se kapitel 9 för utförligare beskrivning. Ett sådant inläckage skulle innebära att anaerobzonen i själva verket blir en anoxzon, eftersom nitratrikt vatten kommer in från början av anoxzonen. Detta skulle kunna vara en förklaring till att bio-p-processen aldrig fungerat lika bra i BB11 som i de gamla bioblocken. Fokus i början av hösten 2003 var att åtgärda inläckaget för att sedan kunna starta nya bio-p-försök i BB11. Tillvägagångssättet för att kontrollera inläckaget var att mäta SS-halten i anaerobzonen genom stickprovstagning. Eftersom bio-p-pumpen inte var igång skulle SS-halten i anaerobzonen vara samma som för försedimenterat vatten då inläckaget var åtgärdat Fullskaleförsök Fullskaleförsök med bio-p-drift bedrevs i BB11 med start den 10 november 2003 då linjen isolerades från övriga bioblock i nya verket. Innan försöken startade kontrollerades anaerobzonen, se avsnitt , liksom att järnhalten avtog som den skulle efter det att linjen isolerats från de simultanfällda linjerna. Fullskaleförsöket bestod av en rad delmoment vilka pågick fram till och med februari Viktiga verktyg var bland annat kontroll av nitrathalten ut från anoxzonen, fosfatprofiler i BB11, P-släppsförsök i labbskala med kolkälla i överskott samt att följa fosfathalten ut från biosteget. Dessutom utvärderades slamegenskaperna i linjen med hjälp av SVI och bedömning av filamenthalt. En bedömning av andelen bio-p-bakterier gjordes vid två tillfällen då infärgning av PHB i slam från anaerobzonen samt poly-p i slam från del luftade zonen gjordes Resultat och diskussion 10.2 Metoder Anaerobzonens vara eller inte vara Det spårämnesförsök som genomfördes i BB11 under våren 2003 påvisade ett inläckage till anaerobzonen Anaerobzon Den första åtgärden som gjordes för att förhindra inläckage till anaerobzonen från anoxzonen var att sätta för hålet vid botten mellan anerobzon och anoxzon med en öppningsbar lucka. Denna lucka lossnade efter en kort tid p.g.a. konstruktionsfel. En ny lucka var på plats i slutet av september. Vid kontroll

59 av SS-halten sågs en minskning av inläckaget jämfört med referensblocket där inga åtgärder genomförts, se tabell SS-halten var dock fortfarande betydligt högre än för försedimenterat vatten. Fortsatta utredningar gjordes och ett dimensioneringsfel upptäcktes vilket medför att en bakåtström av returslam och nitratretur kommer in i anaerobzonen från efterföljande inblandningskammare. Detta åtgärdades genom att förminska utloppskanalen från anaerobzonen. Denna åtgärd ledde till att inläckaget stoppades. Nu var SShalten i anaerobzonen i samma storleksordning som SS-halten ut från försedimenteringen, se tabell För att kontrollera om den monterade luckan vid botten mellan anoxzon och anaerobzon fyller någon funktion lyftes denna upp under ett dygn för att sedan sättas på plats igen. SS-halten i anaerobzonen ökade markant då luckan var upplyft vilket innebär att den behövs för att minska inläckaget, se tabell Järnhalt i bioslammet Järnhalten i bioslammet i BB11 gick ner i december då linjen isolerades med undantag för ett tillfälle med högre halt i mitten av december, se figur En ökning av Fe-halten kan även följas i mitten av januari. Detta beror på en incident med en trasig ventil på en järndoseringsanordning, vilket ledde till inläckage av FeSO 4 till eftersedimenteringsbassäng 11 under helgen januari. Järnhalterna i BB11 är generellt högre än övriga bio-p-linjer (BB01 BB06), där Tot-Fe-halten ligger Tabell Sammanställning av kontroller vid utredning av inläckage av slam till anaerobzon i BB11. BB09 användes som referens där inga åtgärder genomförts. Datum Anaerobzon SS (g/l) Anm (Ref) 1,02 Lucka nummer ett på plats vid botten mellan anaerobzon och anoxzon , (Ref) 1,96 Då den gamla luckan lossnade från sina fästen gjordes en ny lucka med mer genomtänkt konstruktion. Var på plats den 29/ , (Ref) 1, , (Ref) 2,10 Utloppskanal anaerobzon förminskad efter upptäckt av bakåtström av returslam och nitratretur in i anaerobzonen från den efterföljande inblandningskammaren. Åtgärdat den 30/ , ,1 Lucka vid botten upplyft ett dygn FS 0, ,25 Lucka vid botten på plats under ett dygn Figur Totaljärnhalt bioslam BB11 samt motsvarande glödrest (GR). 58

60 kring 20 gfe/kgss. Vid jämförelse med en massbalansundersökning med avseende på fosfor och järn som genomfördes över bland annat BB11 i november 2002 är järnhalterna dock lägre i nuläget. Vid det tillfället var järnhalten i BB11 85 gfe/kgss Reningsresultat Bio-P-processen i BB11 har inte fungerat bra under försöksperioden, utgående fosfathalter har under långa perioder varit höga, se figur Vid några tillfällen har halterna legat kring 1 mg/l vilket är godkänt för en bio-p-process. Orsakerna till att processen inte varit stabil är flera. Nitrathalterna ut från anoxzonen i BB11 varit för höga (>> 0,5 mg/l) trots att man har försökt att reglera nitratrecirkulationen, se figur 10-3 samt Sedan början av februari har nitratreturen sänkts kraftigt för att säkerställa att bio-p-processen gynnas. Ett annat problem kopplat till denitrifikationens effektivitet är att syrehalterna i slutet av luftningen Figur Fosfathalter ut från försedimentering samt ut från BB11, baserat på stickprovstagning. Figur Nitrathalt ut från anoxzonen i BB11, baserat på stickprovstagning. Figur Nitratrecirkulation BB11 november 2003 februari

61 i BB11 har varit svårreglerade och ofta legat högre än vad som är optimalt, mellan 2 3 mg O 2 /l. Detta innebär att man recirkulerar syresatt vatten till början av anoxzonen och därmed förbränner en del av kolkällan som annars använts för denitrifikation. Resultatet är en ökad risk för att det finns nitrat kvar i slutet av anoxzonen. Inläckaget av järn till BB11 den januari kan ha stört processen eftersom det fäller bort en del av den fosfat som skulle ha tagits upp av bio-pbakterierna i den luftade zonen och lagras i form av poly-p Fosfatprofiler Vid två tillfällen gjordes fosfatprofiler i BB11 för att följa hur bio-p-processen fungerade, resultaten ses i figur I december erhölls ett visst P-släpp i anaerobzonen men det efterföljande fosforupptaget i den luftade zonen var obefintligt. I januari var både P-släpp och upptag dåligt vilket kan förklaras av att nitrat recirkulerades tillbaka till anaerobzonen under början av månaden. Att fosforupptaget inte fungerar beror på att omständigheterna i driften av BB11 missgynnat tillväxten av bio-p-bakterierna under några varaktiga perioder. Detta gör att källan av upplagringsprodukterna PHB och poly-p inte är tillräckligt stor för en fungerande bio-p-process P-släppsförsök med VFA-upptag För att få ytterligare ett mått på hur bio-p-processen fungerar i BB11 gjordes ett P-släppsförsök i labbskala där lättillgänglig kolkälla tillsattes i överskott. Parallellt med P-släppet analyserades VFA-halten i försöksbägaren för att följa upptaget av kolkälla, resultaten ses i figur Den maximala P-släppshastigheten uppmättes till 5,6 mg PO 4 -P/(gVSS,h). VFAupptaget var litet vilket kan förväntas vid det låga P-släppet. Kvoten mellan fosfatsläpp och VFA-upptag (K GAO ) var 0,41. I figur 10-6 finns även resultat från motsvarande labbförsök med bio-p-slam från den äldre delen av Käppalaverket. Här är andelen bio-pbakterier större, den maximala P-släppshastigheten var 16,5 mg PO 4 -P/(gVSS,h) och VFA-upptaget markant högre än med slam från BB11 (K GAO = 0,28) Slamegenskaper Slamegenskaperna i BB11 har inte skilt sig från de simultanfällda linjerna BB07 BB10, varken när det gäller sedimenteringsegenskaper eller filamenthalt. SVI steg från drygt 100 ml/g till drygt 200 ml/g efter nyår. Filamenthalten har legat mellan 3 och 4. Inga flytslamproblem har uppstått. P-släpp anaerob P-upptag anoxzon P-upptag luftad zon dec-03: 3,3 mgp/gvss dec-03: 0,4 mgp/gvss dec-03: 0,3 mgp/gvss jan-04: 1,9 mgp/gvss jan-04: 0,3 mgp/gvss jan-04: 0,3 mgp/gvss Figur Fosfatprofiler BB11 under period med bio-p-drift. 60

62 Figur P-släppsförsök i labbskala med kolkälla i överskott, 20ºC. Analys av VFA-upptag parallellt med försöket. Försök med slam från BB11 respektive BB01 BB Mikroskopering Infärgningar av PHB respektive poly-p gjordes vid två tillfällen, en gång i början av december 2003 samt en gång i slutet av januari Andelen PHB minskade från medel hög till medel vid det andra infärgningstillfället. Poly-P-andelen följde samma mönster med en motsvarande minskning. Skillnaden är så liten att den inte kan sägas vara signifikant Slutsatser Vid spårämnesförsöket som genomfördes i BB11 i april 2003 uppdagades ett inläckage av slam till anaerobzonen. Efter ytterligare undersökningar visade det sig att nitratrikt vatten kom in i anaerobzonen både från en tömningskanal vid botten mellan anoxzon och anaerobzon och med en bakåtström från den efterföljande inblandningskammaren. Detta åtgärdades innan fullskaleförsöken med bio-p startades i BB11. Nu bör förutsättningarna finnas för en fungerande bio-p-process. Tidigare erfarenheter har visat att man haft ett visst inläckage av järnhaltigt slam från de intilliggande, simultanfällda linjerna. Detta var inte fallet vid dessa försök. Bio-P-processen i BB11 har fungerat sämre än bio-p-processen i gamla delen av verket och det finns en rad förklaringar till detta: Nitrathalten ut från anoxzonen har legat för högt i långa perioder (>> 0,5 mg NO 3 -N/l) 61 Inläckage av järn till eftersedimenteringsbassäng en under c:a 2 dygn i januari Dåligt fosforupptag i den luftade zonen Bio-P-bakterierna har inte hunnit växa i antal eftersom det inte varit några längre perioder med gynnsamma förhållanden. Den maximala P-släppshastigheten i labbskala med kolkälla i överskott uppmättes till 5,6 mg PO 4 -P/(gVSS,h) i januari att jämföra med 17 mg PO 4 -P/(gVSS,h) för slam från bio-p-linjerna i gamla delen av verket. Det låga VFA-upptaget under P-släppet tyder på att bio-p-bakterierna inte utsätts för någon konkurrens från GAO-bakterier i nya delen av verket. Infärgning av PHB i slam från anaerobzonen och poly-p från den luftade zonen bekräftar att andelen bio-p-bakterier inte ökat från december till januari. Slamegenskaperna har inte skiljt sig i BB11 och de simultanfällda linjerna. I början av februari sänktes nitratreturen något i BB11 och tecken finns på att bio-p-processen nu kommit igång. En lösning på problemet med att styra nitratreturen på ett sådant sätt att bio-p-processen gynnas samtidigt som kvävereningen inte hämmas är att installera en redoxmätare som placeras i slutet av anoxzonen i BB11. På så sätt kan man pumpa tillbaka precis så mycket nitrat som hinner denitrifieras i anoxzonen vid de aktuella förhållandena.

63 11 Ekonomisk utvärdering Det som skiljer processutformningen vid bio-p-drift jämfört med fallet då förfällning används är att en extra pump behövs i varje bioblock för att skapa en anaerobzon i början av linjen. Denna pump pumpar slam från slutet av anoxzonen till början av anaerobzonen. Flödet som pumpas uppgår till 0,10 m 3 /s vid normaldrift, ungefär lika stort som inkommande flödet till respektive linje. Vid detta flöde förbrukar varje pump 2,2 kw. I tabell 11-1 redovisas kostnaden för driften av 6 st. bio-p-pumpar, dvs. kostnaden om man driver gamla verket för bio-p. I tabellen redovisas även den uppskattade underhållskostnaden för 6 st. pumpar. Tabell Drifts- och underhållskostnader bio-p-drift. Kostnad (sek/år) Driftskostnad Underhållskostnad Totalt Bio-P-processen introducerades på Käppalaverket som ett led i att minimera verksamhetens påverkan på miljön genom att bland annat minska förbrukningen av resurser i form av energi och kemikalier. I tabell 11-2 redovisas mängd producerat slam, Fe- och polymerförbrukning och TS på avvattnat slam på årsmedelbasis för perioden Sedan 1999 har användningen av järnsulfat minskat med 568 ton på årsmedelbasis, motsvarande en reduktion på 19 %. Detta motsvarar en minskning av kostnader för fällningskemikalie på ca kr/år 4. En minskning i kemikalieförbrukning innebär även reducerade slammängder. Kostnaderna för transport och omhändertagande av slam var år 2003 ca 360 kr/ton avvattnat slam 5. En minskning i järnanvändning på 77 ton Fe/år motsvarar således en reducerad slamkostnad på kr/år. Reduktionen i doserad mängd Fe kan inte med säkerhet hänföras bara till bio-p-processen eftersom det pågår ett ständigt arbete med att optimera järndoseringen. Sandfilterna togs i drift 1998 och järndoseringen är här mer effektiv än vad efterfällningen varit tidigare. Införandet av styrning av järndosen på sandfiltren mot utgående fosfatmätare i maj 2002 har minimerat överdosering av järn. I figur 11-1 redovisas kvartalsvisa järnförbrukningen på Käppalaverket under perioden år På Öresundsverket i Helsingborg har man tio års erfarenhet av bio-p-processen. Här har man reducerat järnanvändningen till 0,9 ton Fe/ton P avskiljd vilket bör vara ett bra riktmärke vid funderingar kring hur mycket järn man sparar på att köra en bio-pprocess. Med en uppskattad tot-p-belastning på 320 ton/år motsvarar detta en årsdos av järn på ton FeSO 4 *7H 2 O. Med ett inkommande flöde på m 3 /h motsvarar detta en total järndos på 5,5 gfe/m 3. Kostnadsbesparingen jämfört med 2003-års järnförbrukning skulle då vara : /år. Tabell Årsmedelvärden producerad mängd slam, Fe- och polymerförbrukning och TS avvattnat slam År TS (ton) Mängd doserad Fe 6 (ton) Fe/P avskiljd (ton/ton) Polymeranvändning (ton) Polymer/ tonts (kg) TS avvattnat slam (%) ,4 27,3 4, ,2 32 4, ,6 34,6 4,2 20, ,7 31,3 4,3 19, ,4 34,9 4,7 19, pumpar; driftstid 8760 h/år; elpris 0,50:-/kWh. 3. Underhåll för 6 st. pumpar. 4. Inköpspris från Kronos Titan (2003): 355 kr/ton FeSO 4 *7H 2 O. 5. Slamproduktion 2003: 38 kton varav 1/3 ReVAQ-slam. Kostnad ReVAQ-slam 450 kr/ton, övrigt slam 310 kr/ton. 6. Dosering av Fe beräknat utifrån 18 % Fe i fällningskemikalie (FeSO 4 *7H 2 O). 62

64 Figur Kvartalsvis järnförbrukning i förhållande till avskiljd mängd fosfor på Käppalaverket år Bio-P-processen drevs i BB01 BB06 under februari 2001 t.o.m. november 2002 samt under oktober december Samarbete i bio-p-nätverk 12.1 Bakgrund och syfte I arbetet med bio-p-processen är det viktigt att ha ett nätverk bestående av andra reningsverk med bio- P-drift för utbyte av driftserfarenheter. VA-teknik vid Lunds Tekniska Högskola (LTH) arbetar med ett annat VA-Forsk-finansierat projekt, Biologisk Fosforavskiljning i Sverige, som mer allmänt arbetar med utveckling av bio-p-processen på svenska reningsverk. I detta projekt har man bland annat sammanställt en databas med ett 20-tal reningsverk runt om i landet. Denna databas har varit viktig i bildandet av bio-p-nätverket. I dagsläget består nätverket av 17 kommuner/ reningsverk samt representanter från VA-teknik och Svenskt Vatten, se medlemsförteckning i Bilaga D Bio-P-seminarium på Käppalaverket april 2003 I april 2003 anordnade Käppalaförbundet och LTH tillsammans ett bio-p-seminarium på Käppalaverket där 33 deltagare från 12 olika kommuner deltog. Anna Maria Borglund, processingenjör på Käppalaverket, presenterade erfarenheter från bio-p-drift med tonvikt på fördelar och nackdelar med processen 63 samt vilka parametrar man använt vid processuppföljning, se vidare denna rapport. Erik Särner vid avdelningen för VA-teknik på LTH presenterade deras pågående VA-Forskprojekt kring biologisk fosforrening, Biologisk fosforrening i Sverige. Projektets övergripande mål är att öka kunskaperna om bio-p bland driftspersonalen vid landets kommunala reningsverk, skapa ett organ för spridning av information mellan kommunerna samt skapa ett stöd i form av manualer vilka ska underlätta driften av bio-p-verk. Projektet består av tre faser: Karakterisering, kartläggning och implementering, Uppstart och förutsättningar för drift med bio-p samt Implementering av bio-p i stor skala. Ett första seminarium hölls i september Fas 1 är nu avslutad och har bland annat omfattat seminarier och kurser, uppbyggnaden av en databas och karakterisering av mikroorganismer. I dagsläget pågår Fas 2 med en rad delprojekt ute på bio-p-anläggningar i Sverige. I den sista fasen kommer man att ta fram manualer och genomföra ett nationellt symposium om resultatet av samtliga faser. Lars-Erik Jönsson, processingenjör på Öresundsverket i Helsingborg, presenterade erfarenheter från 10 års drift av bio-p med tonvikt på problem som uppstått under denna period. Bio-P-processen har varit relativt stabil men kräver större processkunnande och övervakning. Man har nått mycket låga fosfathalter, ner emot 0,1 mg/l. Avgörande faktorer för god funktion är tillräckligt hög COD/Tot-P-kvot och god tillgång på VFA i inkommande vatten. De negativa faktorerna för funktionen presenterades. De var bland annat kopplade till primärslamhydrolysen och det faktum att nederbördsrika perioder leder till slamflykt och ursköljning av bakteriekulturen och försämrad hydrolys. Hög SS-halt i rejekt från slambehandling medför att metanbakterier i försedimenteringen förbrukar en del av den producerade VFA:n.