Deammonifikation, en ny process för behandling av avloppsströmmar med hög kvävehalt

Transkript

1 VA-Forsk rapport Nr Deammonifikation, en ny process för behandlg av avloppsströmmar med hög kvävehalt fortsatta pilot-plant experiment Józef Trela Elżbieta Plaza Luiza G Beata Szatkowska Bengt Hultman Jan Bosander VA-Forsk

2 VA-Forsk VA-Forsk är kommunernas eget FoU-program om kommunal VA-teknik. Programmet fansieras i s 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 1,5 kronor per kommunnevånare och år. Avgiften är obligatorisk. Nästan alla kommuner är med i programmet, vilket nebär att budgeten årligen omfattar drygt åtta miljoner kronor. VA-Forsk itierades gemensamt av Svenska Kommunförbundet och Svenskt Vatten. Verksamheten påbörjades år 199. Programmet lägger tonvikten på tillämpad forskng och vecklg om det kommunala VA-området. Projekt bedrivs om hela det VA-tekniska fältet under huvudrubrikerna: Dricksvatten Ledngsnät Avloppsvattenreng Ekonomi och organisation Utbildng och formation VA-Forsk styrs av en kommitté, som ses av styrelsen för Svenskt Vatten AB. För närvarande har kommittén följande sammansättng: Anders Lago, ordförande Olof Bergstedt Roger Bergström Daniel Hellström Stefan Marklund Mikael Medelberg Anders Moritz Peter Stahre Jan Söderström Göran Tägtström Agneta Åkerberg Stear Nybruket, adjungerad Thomas Hellström, sekreterare Södertälje Göteborgs VA-verk Svenskt Vatten AB Stockholm Vatten AB Luleå Roslagsvatten AB Lköpg VA-verket Malmö Sv Kommunförbundet Borlänge Falkenberg NORVAR, Norge Svenskt Vatten AB Författarna är ensamma ansvariga för rapportens nehåll, 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 förengen Svenskt Vatten.

3 VA-Forsk Bibliografiska uppgifter för nr Rapportens titel: Deammonifikation, en ny process för behandlg av avloppsströmmar med hög kvävehalt fortsatta pilot-plant experiment Title of the report: Rapportens beteckng Nr i VA-Forsk-serien: Deammonification, a new process for treatment of wastewater with high nitrogen content contued pilot plant experiments Författare: Jozef Trela, Elzbieta Plaza, Luiza G, Beata Szatkowska, Bengt Hultman, Kungliga Tekniska Högskolan; Jan Bosander, Syvab VA-Forsk-projektnr: Projektets namn: Projektets fansierg: Deammonifikation som en ny process för behandlg av avloppsströmmar med hög kvävehalt fortsatta pilot-plant experiment VA-Forsk, SYVAB, PURAC Rapportens omfattng Sidantal: 51 Format: A4 Sökord: Keywords: Sammandrag: Abstract: Målgrupper: Omslagsbild: Rapporten beställs från: Ammonium, Anammox, deammonifikation, konduktivitet, kvävereng, nitritation, rejektvatten Ammonium, Anammox, deammonification, conductivity, nitrogen removal, nitritation, digester supernatant Experimentella försök har genomförts i pilotskala vid Himmerfjärdsverket med partiell nitritation (oxidation av ca hälften av kommande ammonium till nitrit) följt av Anammox med oxidation av ammonium med nitrit till kvävgas. Stabila driftbetgelser kunde erhållas i båda reaktorerna under år 24 med en genomsnittlig kvävereduktion på 84 %. Med hjälp av konduktivitets, ph och syrehaltsmätngar kunde processförloppen förses och styras. Experimental studies have been performed at the Himmerfjärden WWTP with partial nitritation (oxidation of abo half of ammonium to nitrite) followed by Anammox with oxidation of ammonium with nitrite to nitrogen gas. Stable operational conditions could be obtaed durg the year 24 with an average nitrogen removal of 84 %. With the help of conductivity, ph and oxygen measurements the process reactions could be predicted and controlled. Processchefer, konsulter, forskare Aktivt slam från anammoxreaktorn. Fotograf: Jozef Trela Fns att hämta hem som pdf-fil från Svenskt Vattens hemsida Utgivngsår: 25 Utgivare: Grafisk formgivng: Victoria Björk, Svenskt Vatten Svenskt Vatten AB Svenskt Vatten AB

4 Förord Ett samarbetsprojekt pågår mellan SYVAB och forskargruppen med riktng mot Vattenvårdsteknik och Resurshushållng vid Institionen för Mark och Vattenteknik, KTH för att studera deammonifikationsprocessen, som är en ny process för behandlg av avloppsvatten med hög kvävehalt (och låg halt biologiskt nedbrytbart material). Denna rapport sammanfattar resultat uppnådda under år 24 från pilot-plant studier av deammonifikationsprocessen förda vid Himmerfjärdsverket (SYVAB) för behandlg av rejektvatten från centrifugerg av rötslam. Resultaten från tidigare försök genomförda under 23 redovisades i VA-Forsk rapporten Nr Projektet genomfördes av en arbetsgrupp med: Józef Trela (projektledare, KTH/SYVAB) Bengt Hultman (KTH) Elżbieta Płaza (KTH) Beata Szatkowska (KTH) Luiza G (KTH) Jan Bosander (SYVAB) Alf-Göran Dahlberg (SYVAB) Projektet har fansierats av VA-Forsk och SYVAB. Pilotanläggngen vid Himmerfjärdsverket byggdes (tidigare) av PURAC och har använts under detta projekt. Stiftelsen J. Gust. Richert och Lars Erik Lundbergs Stipendiestiftelse har bidragit med stipendier till doktorander (Beata Szatkowska och Luiza G). Stockholm mars 25 3

5 4

6 Innehåll Förord Sammanfattng Summary DEL I BAKGRUND Teoribakgrund Bakgrund till Anammox Anammox och dess del i biologisk kvävereduktion Projektbeskrivng Problembeskrivng Projektmålsättng Pilotanläggng vid Himmerfjärdsverket (Syvab) Driftstrategier för experiment DEL II FÖRSÖKSRESULTAT PERIOD 6 jan.2 dec Rejektvattnets sammansättng Bakgrund Experimentella värden Korrelation mellan ammoniumhalt, konduktivitet och alkalitet Reaktor 1 partiell nitritation Tidsserier, medelvärden, spridngar och profiler Flöde och hydraulisk uppehållstid Driftparametrar: syre, temperatur, ph, alkalitet och konduktivitet Halt suspenderade och flyktiga suspenderade ämnen Analyser av COD, organiska syror och totalt löst fosfat Omvandlgar av kvävefraktioner Mätng av profiler för syre, ph, konduktivitet och kvävefraktioner Partiella nitritationssteget värderg Reaktor 2 Anammox Tidserier, medelvärden, spridngar och profiler Flöde och uppehållstid Driftparametrar: syre, temperatur, ph, alkalitet och konduktivitet Suspenderade ämnen och flyktiga suspenderade ämnen Halt av COD, organiska syror och total löst fosfat Kväveomsättngar

7 3.1.6 Mätng av profiler för syre, ph, konduktivitet och kvävefraktioner Anammoxsteget värderg Processbetgelser och försöksresultat DEL III SYSTEMTEKNIK OCH PROCESSÖVERVAKNING Driftkontroll Bildng av lustgas Systemteknik Referenser BILAGA A Publicerade arbeten (2124) BILAGA B Rapport om lustgasbildng

8 Sammanfattng Himmerfjärdsverket (SYVAB) och Kungliga Tekniska Högskolan (KTH) samverkar i ett projekt för att studera deammonifikation som en ny teknik för behandlg av avloppsströmmar med hög kvävehalt. Jämfört med traditionell teknik med nitrifikation och denitrifikation erfordrar deammonifikationsprocessen enbart 38 % av syret (oxidation av halva ammoniummängden till nitrit) och get organiskt material för kvävgasbildngen, vilket nebär mycket stora bespargar i driftkostnader. Försök genomfördes i en pilotanläggng byggd av PURAC med två reaktorer med volymen 2 m 3 vardera, vilka för närvarande drivs som en seriekopplad tvåstegsprocess. Reaktorerna är fyllda till hälften med Kaldnesrgar som bärarmaterial för biofilm. Det flöde som behandlas är rejektvatten efter avvattng av rötslam. Det första steget drevs med syfte att oxidera ca halva kommande ammoniumhalten till nitrit an att bildad nitrit överförs till nitrat (partiell nitritation) medan det andra steget drevs med syftet att få kvarvarande ammonium att oxideras med bildad nitrit till kvävgas (Anammox process). Tidigare försök genomförda under 23 visade att det mest kritiska och mst kända steget är det andra dvs. anammoxprocessen. Resultat från bedrivna försök för år 24 visar att det är möjligt att nå långtgående stabil process för kvävereng med partiell nitritation och Anammox. Det önskade värdet på 1,3 för kvoten mellan nitrit- och ammoniumkväve från det första steget uppnås när ph-värdet på 7,8 för kommande rejektvatten mskar med 1,5 enheter. Med de existerande belastngsförhållandena erhålles ett önskat värde på syrehalten omkrg 1 mg O 2 /l för att uppnå denna mskng av phvärdet. De genomförda experimenten visar att bakteriekulturen som svarar för anammoxprocessen har etablerats i pilotanläggngen och har under de tolv månaderna gett en varierande kvävereduktion mellan 25 och 97 % (medelvärde 84 %). Maximalt avlägsnad kvävehalt uppgick till 366 mg N/l. Processen kördes med genomsnittliga värden för syrekoncentration,13 mg O 2 /l, temperatur 31,9 o C, ph 8,2 och en uppehållstid på 3 dygn. En betydande potential fns att öka aktiviteten i steg 2. Processerna kan följas upp med hjälp av konduktivitetsmätngar, som kan användas för att med god korrelation bestämma - och gående halter av oorganiskt kväve. Genomförda studier har visat på den nya teknikens potential och gör underlag för fortsatt arbete at ta fram dimensionergsunderlag för fullskaletillämpng. 7

9 Summary Himmerfjärden wastewater treatment plant (SYVAB AB) and Royal Instite of Technology (KTH) collaborate a project that aims at studyg deammonification as a novel technology for treatment of ammonium-rich wastewater. In comparison to the traditional technology with nitrification and denitrification, the deammonification process requires 38 % of the oxygen (oxidation of half of ammonium to nitrite) and there is no need for organic material to form nitrogen gas. In this way, substantial savgs the process operation are attaed. Experiments are performed with the use of a pilot plant built by PURAC. The pilot plant consists of two reactors (2 m 3 of volume each) that operate at present as a two-step process. The reactors are filled up to 5 % with Kaldnes rgs that are support material for biofilm. The treated fluent is a supernatant from dewaterg of digested sludge. The first step of the process is operated with the purpose of oxidisg around half of the ammonium to nitrite witho further oxidation of nitrite to nitrate (partial nitritation) while the second step the remag ammonium is oxidised with the produced nitrite to form nitrogen gas (Anammox process). Earlier experiments execed durg the year 23 demonstrated that the most crucial and the least known step is the second one with the Anammox process. Results from the performed experiments durg the year 24 show that it is possible to achieve a long-lastg stable process for nitrogen removal with partial nitritation and Anammox. The required value of nitrite-to-ammonium ratio amountg to 1.3 from the first step is reached when ph value of 7.8 for the fluent decreases by the unit of 1.5. Under the existg load conditions, order to obta such ph drop the dissolved oxygen concentration the bulk liquid is kept around 1 mg O 2 /l. The experiments that were carried o demonstrate that bacterial culture that is responsible for the Anammox process have been established the pilot plant and have durg twelve months coped with the nitrogen removal at the process efficiency varyg between 25 and 97 % (an average of 84 %). The maximum nitrogen removal amounted to 366 mg N/l. The process was run at the average values for dissolved oxygen, temperature and ph equal to.13 mg O 2 /l, 31.9 o C, 8.2, respectively and a retention time of 3 days. There is a significant potential to enhance the activity the second step. Processes can be monitored with the help of conductivity measurements, which can be used to establish a good correlation with organic nitrogen concentrations both fluent and effluent. The performed studies have shown the potential of the new technology and serve as the basis for contug work aimed at full-scale application. 8

10 DEL I BAKGRUND 1 Teoribakgrund 1.1 Bakgrund till Anammox Anammox är en process som nebär att mikroorganismer vid syrefria (anaeroba) betgelser oxiderar ammonium med nitrit till kvävgas enligt den schematiska formeln: NH NO 2 N 2 + 2H 2 Brodda (1977) var först med att göra antagandet att Anammox är en reaktion som borde förekomma i naturen ifrån det faktum att reaktionen mellan ammonium och nitrit ger en betydande energi. Bland processtekniska empiriska studier kan nämnas att Ackerman och Fialkoff (1978) beskrev en kommersiell produkt (AT5N) med en blandkultur av bakterier som uppgavs kunna bryta ned ammonium direkt till kvävgas. Strous m.fl. (1999) rapporterade att planctomycetales kan genomföra anammoxprocessen. En mer omfattande forskng om Anammox startade krg mitten av 199-talet och ökngen av formation om processen och processteknisk användng har ökat mycket snabbt. Skäl till detta är att anammox-reaktioner har en betydande roll i bl.a. mar miljö (och detta var te känt för ett tiotal år sedan) och att de miljömässiga och ekonomiska fördelarna av att nyttja reaktionen om processtekniken (bl.a. rejektvattenbehandlg vid avloppsverk) är stora. Publikationer om området har gått från mikrobiella aspekter studerade vid Delft, Nederländerna (Strous 2; van Loosdrecht et al. 1998, 23) och Zürich, Schweiz (Egli 23), marbiologiska aspekter vid Göteborgs universitet (Engström 24) och processteknik vid Hannovers tekniska universitet, Tyskland (Helmer et al. 21; Hippen 1997, 21) och i Zürich, Schweiz (Fux 22, 23). Vid stition för mark och vattenteknik, KTH, startade FoU om Anammox år 2 på itiativ av SYVAB, och PURAC. En licentiatavhandlg med processteknisk riktng har presenterats vid KTH av Szatkowska (24a). 1.2 Anammox och dess del i biologisk kvävereduktion Ammonium erhålles främst vid kommunala avloppsverk som nedbrytngsprodukt från proteer. Vid biologisk reng kan en vanligtvis försumbar andel överföras till ammoniak i gasfas. En del av ammonium överförs till organiskt kvävehaltigt material i slam, som tas som överskottsslam, eller i vissa biologiska processer i alger och växter. Ett stort antal vägar kan nyttjas för att på biologisk väg överföra ammonium till kvävgas. Olika vägar illustreras av figur I-1 och tabell I-1. Andra reaktionsprodukter kan också erhållas t.ex. kväveoxider som lustgas. Den domerande tekniken för att avlägsna ammonium NH 3 Org. N 5 NO 2 NO NO NH 4 + N 2 1 Proteer organiskt bundet N Figur I-1. Olika vägar för överförg av ammonium till ammoniak, organiskt kväve och kvävgas vid biologisk reng. 9

11 Tabell I-1. Reaktioner främst vid biologisk kvävereng. Reaktionsväg Huvudreaktion Processnamn Involverade organismer Status (generella kunskaper ) Exempel av studier vid KTH 1a C 5 H 7 O 2 N + 4H 2 O 2,5CH 4 + 1,5CO 2 +HCO 3 + NH 4 + Ammonifikation (anaerob) Bakterier Välkänd process 1b C 5 H 7 O 2 N + 5O 2 4CO 2 + HCO 3 + NH H 2 O Ammonifikation (aerob) Bakterier Välkänd process 2 NH OH NH 3 + H 2 O Ammonium avdrivng Inga (fysikalisk process) Assimilation Bakterier 3 4CO 2 + HCO 3 + NH H 2 O C 5 H 7 O 2 N + 5O 2 Alger (växter) 4 NH O 2 + 2HCO 3 NO 2 + 2CO 2 + 3H 2 O Välkänd process Välkänd process Nitritation Nitrosomonas Välkänd process 5 NO 2 +.5O 2 NO 3 Nitratation Nitrobacter Välkänd process NH O 2 + 2HCO 3 NO 3 + 2CO 2 + 3H 2 O Nitrifikation Nitrifikationsbakterier 7 3C + 2H 2 O + CO 2 + 4NO 2 2N 2 + 4HCO 3 Denitritation 6 C + 2NO 3 2NO 2 + CO 2 Denitratation Denitrifikationsbakterier Denitrifikationsbakterier Välkänd process Välkänd process Välkänd process Välkänd process Tendaj 1985; Mossakowska 1997, 1994; Plaza 21 Plaza 1995, 1991, 199a,b; Trela 2, Direktanvändng av nitrit Svårigheter att säkra oxidation av ammonium enbart till nitrit 9a NH NO 2 N 2 + 2H 2 O Anammox (an cellsyntes) 9b NH ,32NO 2 +,132CO 2,26NO 3 + 1,2N 2 +,66CH 2 O,5 N,15 + 1,9H 2 O +,66HCO NH O 2 + 3C + 4HCO 3 2N 2 + 7CO 2 + 1H 2 O 4NH O 2 + 5C + 4HCO 3 2N 2 + 9CO 2 + 1H 2 O Anammox (med cellsyntes) Modifierad kvävereduktion Traditionell kvävereduktion C + 2H 2 O + 4NO 3 2N 2 Denitrifikation Denitrifikationsbakterier + 4HCO 3 + CO 2 Planctomycetales Planctomycetales Bakterier Bakterier Ny process observerad under det sista årtiondet Ny process observerad under det sista årtiondet Process under vecklg Välkänd process BILAGA A BILAGA A ur ett avloppsvatten är att överföra den till kvävgas. Den mest resurssnåla vägen är att gå via partiell nitritation följt av Anammox (kombation av vägarna 4 och 9). Detta illustreras av tabell I-2. Den alkalitetsmskng som sker vid denna kombation svarar vanligen mot den alkalititet som fns i tillförd avloppsström varför endast mdre mängder 1 alkalitetsändrande ämnen kan behöva tillsättas för ph-justerg. I tabell I-2 kan man observera att de traditionella kväverengsmetoderna med nitrifikation och denitrifikation (väg ), som används vid de svenska avloppsverken, erfordrar betydande resurser: 4,57 g O 2 /g N och ca 4 g COD/g N (Plaza

12 Tabell I-2. Resursbehov och ändrgar för alkalitet och konduktivitet för reaktioner 1a, 47 och 9a,b. Reaktion No. Process Alkalitet ändrgar * Syrebehov COD behov an assimilation COD behov kl. assimilation ** Konduktivitetsändrgar per mmol avlägsnat kommande kväve *** 1a Ammonifikation (anaerob) +1 ekv/mol N 4 Nitritation 2 ekv/mol N +,1179 ms/cm 3,43 g O 2 /gn 5 Nitratation 1,14 g O 2 /gn Fullständig nitrifikation 2 ekv/mol N 4,57 g O 2 /gn 6 Denitratation 1,72 g COD/gN 7 Denitritation 1,14 g COD/ gn Fullständig denitrifikation 9a 9b Anammox (an cellsyntes) Anammox (med cellsyntes) 4 + 9b,569 mol ammonium oxideras enbart till nitrit följt av reaktion 9b Modifierad traditionell kvävereng ekv/mol N,91 ms/cm +,4 ms/cm,96 ms/cm 2,86 g COD/gN 2,4 g COD/gN 1,6 g COD/gN 4, g COD/gN,4 ms/cm,269 ms/cm,273 ms/cm,724 ms/cm +,66 ekv/mol N 1,95 ekv/mol N 1 ekv/mol N Traditionell kvävereng 1 ekv/mol N,629 ms/cm 3,43 g O 2 /gn 3,43 g O 2 /gn 4,57 g O 2 /gn,1147 ms/cm 1,72 g COD/gN 2,86 g COD/gN 2,4 g COD/gN 4, g COD/gN,1179 ms/cm,1179 ms/cm Anmärkngar: gen ändrg (exkl. effekter av bildng/avdrivng av koldioxid och fällng) * En ekv. svarar mot 61 g HCO 3 ** 4 % av nyttjad COD antas åtgå för cellsyntes (assimilation) *** Använda värden vid beräkng av ledngsförmåga för 1 mmol (25 C och spädd lösng): NH 4 +,734, NO 2,714, NO 3,718 och HCO 3,445 ms/cm 21; Trela 2). Detta betyder ett stort behov av energi och doserg av extern kolkälla. Detta leder också till en stor slamproduktion, som måste hanteras på något sätt. Mskng av resursbehovet kan man uppnå genom oxiderg av ammonium bara till nitrit följt av denitrifikation av nitrit till kvävgas (väg ). I denna process (t.ex. SHARON) blir syrebehovet 3,43 g O 2 /g N och för organiskt material ca 2,4 g COD/g N. Därmed har behovet av syre mskat med 25 % och för COD med 4 %, i jämförelse med de traditionella processerna (Mulder et al. 2; Hellga et al. 1998). Den mst resursförbrukande vägen för överförg av ammonium till kvävgas fås vid deammonifikationsprocessen. Hälften av ammonium oxideras till nitrit (väg 4), an fortsatt oxidation av nitrit till nitrat och syreförbrukngen baserad på itiala ammoniumkoncentrationen är 1,72 g O 2 /g N eller bara 38 % av det syre som är nödvändigt för oxidation av all ammonium till nitrat. Denna process (väg 4) följs av anammoxprocessen i vilken lika delar av ammonium- och nitritkväve reagerar till kvävgas (väg 9) an något behov av organiskt material. 11

13 2 Projektbeskrivng 2.1 Problembeskrivng De traditionella kväverengsmetoderna med nitrifikation och denitrifikation, som används vid de svenska avloppsverken, erfordrar betydande resurser: 4,57 g O 2 /g N och ca 4 g COD/g N. Detta betyder ett stort behov av energi och doserg av extern kolkälla. Detta leder också till en slamproduktion, som måste hanteras. Den mst resursförbrukande vägen för överförg av ammonium till kvävgas fås vid deammonifikationsprocessen. Hälften av ammonium oxideras till nitrit, (an fortsatt oxidation av nitrit till nitrat) och följs av anammoxprocessen i vilken ammoniumoch nitritkväve reagerar till kvävgas an något behov av organiskt material (reaktion 9a i tabell I-1). Med hänsyn till cellsyntes erfordras en kvot mellan nitrit och ammonium på ca 1,3 for anammoxprocessen (reaktion 9b i tabell I-1). Den nya tekniken, deammonifikation (partiell nitritation, 5 %, följd av Anammox), erfordrar bara ca 38 % (1,72 g O 2 /g N; jfr formel 4 + 9a i tabell I-2) av syrebehovet vid fullständig nitrifikation och gen tillsats erfordras av organiskt material. En jämförelse med traditionell teknik för biologisk kvävereduktion (oxidation av ammonium till nitrat följd av heterotrof denitrifikation i närvaro av organiskt material) med deammonifikation visas i tabell I-3. Med användng av deammonifikation kan energianvändngen reduceras med 6 % med hänsyn till att energibehovet är starkt beroende av behovet av syretillförsel. Koldioxidsläpp kan mskas med nära 9 % pga. att gen kolkälla krävs och mskat energibehov. Driftkostnader med hänsyn till energi och kemikalier kan också mskas ned mot 9 %. Två huvudproblem fns vid nyttjande av den biologiska tekniken: 1. Kontroll av oxidationen av ca halva ammoniummängden till nitrit an att denna oxideras vidare till nitrat eller med hänsyn till cellsyntes en kvot mellan nitrit och ammoniumkväve på ca 1,3 i gående flöde. 2. Utvecklg av en bakteriekultur med förmågan att oxidera ammonium med nitrit till kvävgas. Det första kravet kan åstadkommas med olika metoder t.ex.: a. användng av låg syrehalt (ger anrikng av hydroxylam som hämmar nitritoxidation), b. ph-kontroll (fri salpetersyrlighet eller fri ammoniak hämmar nitritoxidationen) eller c. kombation av uppehållstid och temperatur för att selektivt mska mängden bakterier som oxiderar nitrit till nitrat. Den andra punkten är svårare att åstadkomma och först efter några månader (hittills kortaste uppstartngstid har rapporterades som 2 dagar) vecklas en väl fungerade kultur och val av betgelser för att detta är fortfarande mdre väl kända. Strateg för etablerg av en kultur för Anammox är att se till att det te fns konkurrerande kulturer av bakterier för processfunktionen för Anammox, dvs. syrefria eller syrefattiga betgelser, låg halt av biologiskt nedbrytbart material, lämplig kvot ammonium- och nitritkväve, lämpligt ph-värde, lämplig temperatur, etc. Arbeten vid st. för Mark- och Vattenteknik, KTH, visar dock att en sådan kultur vecklats både i laboratorieskala vid KTH och i större pilotskala vid Himmerfjärdsverket. Uppmätng av olika kvävefraktioner manuellt är tids- och kostnadskrävande och aomatiska system för kvävefraktioner är relativt dyrbara och kräver betydande skötsel. Betydligt mer kostnadseffektiva mätgivare för kontroll av den partiella nitritationen och Anammox är: 1. Konduktivitetsmätngar. Dessa kan nyttjas för att mäta kommande ammonium- och Tabell I-3. Jämförelse av traditionell kvävereng med deammonifikation (Paques). Energi Kemikalier (metanol) CO 2 emission Traditionell teknik 1,3 kwh/kg N 2,3 kg/kg N 3,5 ton/ton N Deammonifikation (Anammox),5 kwh/kg N kg/kg N,4 ton/ton N 12

14 vätekarbonathalt (domerande joner i rejektvatten) och gående halt av oorganiskt kväve. Information om den partiella nitritationen erhålles genom att vätekarbonat vid lägre ph-värden överförs till koldioxid (mskar salthalten). I anammoxsteget överförs ammonium- och nitritjoner till kvävgas (mskar salthalten). 2. Mätngar av ph-värde. Vid sänkng av phvärdet erhålles formation om att kommande alkalitet till det partiella nitritationssteget börjar ha förbrukats och att kvoten ammonium- och nitritkväve i gående flöde är ca 1:1. 3. Mätng av syrehalt, temperatur och flöde (uppehållstid) ger underlag för att kontrollera att oxidationen av nitrit till nitrat effektivt hämmas. 2.2 Projektmålsättng 2. Undersökng om en stabil drift kan åstadkommas vid lägre temperatur och an kemikalietillförsel. 3. Undersökng hur hårt anammox-steget kan belastas an att mska processeffektiviteten. 4. Utvärderg av lämpliga driftförhållanden. 5. Utvecklg av enkla kontrollsystem för de två processtegen. 6. Bedömng av eventuella negativa miljöeffekter lustgasbildng. 3 Pilotanläggng vid Himmerfjärdsverket (Syvab) Projektet avser att ifrån pilotförsök vid Himmerfjärdsverket och kompletterande laboratorieförsök ge ett tekniskt-ekonomiskt underlag för att i full skala föra ett system för kvävereduktion av rejektvatten från avvattng av rötslam vid kommunala avloppsverk. Studerat system baserar på partiell nitritation (oxidation av ca halva ammoniumhalten till nitrit och an fortsatt oxidation av nitrit till nitrat) följt av anammoxprocessen (oxidation av ammonium med nitrit till kvävgas). Huvudmålsättng med tidigare experiment genomförda under 23 var etablerg av en lämplig kultur för Anammox för att få ett fungerande system och samla drifterfarenheter om hur deammonifikationen fungerar och kan övervakas. Målsättng för experimenten i pilot-skala för 24 var säkerställande av att få en långgående och stabil process för effektiv kvävereng med nitritation och Anammox. Hittills genomförda studier i samverkan SYVAB och KTH har visat på teknikens potential och identifierat de huvudsakliga kunskapsluckor som närmare behöver redas vidare för att överföra teoretiska kunskaper och försök från pilotskala till fullskaletillämpngar. Målsättngen med projektet är: 1. Säkerställande av att i ett första steg erhålla lämplig kvot mellan gående ammonium- och nitritkvävehalt (ca 1:1,3) för fortsatt behandlg i steg två med Anammox. 13 Anläggngen, byggd av PURAC består av 2 ljer, båda med en volym av ca 2 m 3 vardera, fyllda till 5 % med Kaldnes rgar (tabell I-4, figur I-2). Experimenten med ett syfte att undersöka volym av Kaldnesrgar i systemet fördes i november 24. Kaldnesvolymen i reaktor 1 har mskat genom mekaniska skador och tag för att föra diskontuerliga tester. Tabell I-4. Parametrar för pilotanläggng. Parameter Värde Volym: pilot (m 3 ) 4,2 Volym av varje zon (m 3 ),7 Volym av avloppsvatten (m 3 ) 3,66 Volym av avloppsvatten i varje zon (m 3 ),61 Kaldnes fyllng R1 (%) Kaldnes fyllng R2 (%) 46 % 51 % Kaldnes yta R1 (m 2 ) 483,5 Kaldnes yta R2 (m 2 ) 53,2 Volym av försedimentergstank (m 3 ),8 Volym av eftersedimentergstankar (m 3 ),125 Processen har följts upp genom: on-le mätngar: ph, temperatur och sedan oktober 24 med syremätngar i R1 (nitritationssteget) och sedan december 24 med konduktivitetsmätngar i R2 (anammoxsteget)

15 lagrgstank PARTIELL NITRITATION R1 syre ph, T Spädvatten sedimentergstank sedimentergstank konduktivitet kolonn ph, T ANAMMOX R2 konduktivitet kommande rejektvatten luft lopp Figur I-2. Pilotanläggng vid Himmerfjärdsverket (SYVAB). analyser: N-fraktioner, COD, organiska syror, alkalitet, PO 4 -P (i kommande rejektvatten till reaktorer, gående vatten från reaktorer) mätngar: flöde till reaktorer (syrehalt, temperatur, ph, konduktivitet i alla zoner R1 och R2) SS och VSS, och profiler. 4 Driftstrategier för experiment Driftstrategierna för pilotanläggngen under år 24 planerades så att de genomförda experimenten skulle visa att det går att åstadkomma en stabil deammonifikationsprocess under en lång period, dvs. att erhålla en partiell nitritation i reaktor 1 och en anammox- process i reaktor 2. Uppehållstiden var drygt 2 dygn i reaktor 1 och 3 dygn i reaktor 2. För de två seriekopplade reaktorerna eftersträvades att driva i det första steget partiell nitritation med en gående kvot av nitrit till ammoniumkväve på 1,3 och en låg gående nitrathalt. Ändamålet var att klara av de periodiska variationerna i ammoniumhalten i kommande rejektvatten. Temperaturen sänktes under försöksperioden från ca 35 C till ca 3 C och hölls konstant med hjälp av doppvärmare. Kontuerliga syrehaltsmätare stallerades för att bättre kontrollera syretillförseln. Dessom blev den andra och tredje zonen påkopplade för att förbättra syreförhållandet. Den första reaktorn drevs med optimala syrevärden om tervallet 11,5 mg O 2 l med syfte att uppnå en ph-mskng på 1,52 enheter. Systematiska analyser av alkalitet i kommande och gående rejektvatten genomfördes med målet att förbättra kontrollen av partiell ammoniumoxiderg. I det andra steget (Anammox) eftersträvades en hög överförg av kommande oorganiskt kväve till kvävgas. Kvoten av nitrit- till ammoniumkväve på 1,3 i kommande rejektvatten till reaktor 2 var viktig för att uppnå huvudmålet. Inkommande kvävebelastng ökades stegvis genom att spädngsgraden av gående rejektvatten från reaktor 1 mskades. Under hösten skedde en successiv mskng av tillfört spädvatten till anammoxreaktorn genom att recirkulera det gående flödet. Syftet var också att undvika alltför höga nitrithalter i reaktor 2. Temperaturen sänktes under försöksperioden till 3 C. Tidigare doserg av Na 2 CO 3 /NaHCO 3 - lösng avbröts för att värdera driften an kemikaliedoserg, eftersom ett lämpligt ph-värde omkrg 8,2 kunde upprätthållas på grund av biologiska reaktioner. Kontuerliga konduktivitetsmätare stallerades för - och gående flöde till anammoxreaktorn med syfte att övervaka processframsteg. Genomförda driftstrategier och driftförändrgar redovisas i tabell I-5. 14

16 Tabell I-5. Driftstrategier och driftförändrgar för experimenten under 24. Reaktor Partiell nitritation Anammox Strategier/Driftförändrgar Erhålla 1,3 på gående kvot av nitrit- till ammoniumkväve Sänkng av temperaturen från 35 till 3 ºC Kontuerlig syrekontroll genom on-le elektrod Förbättrg av syrekontroll (zon 2 och 3 sammankopplade) Ökng av kommande kvävebelastng genom mskad spädng och recirkulerg av gående flöde Sänkng av temperaturen från 35 till 3 ºC Ingen kemikaliedoserg för drift av processen Införande av kontuerliga konduktivitetsmätngar (on-le elektroder) Mskng av kommande belastng genom att förbda zon 1 och 2 till en gemensam zon Begränsa luftdiffusion och undvika Kaldnesflotation (genom övertäckng av reaktorn) DEL II FÖRSÖKSRESULTAT PERIOD 6 jan.2 dec. 1 Rejektvattnets sammansättng 1.1 Bakgrund Rejektvattnets sammansättng beror till största delen på de nedbrytngsreaktioner av slam som överför slambundna komponenter till lösta komponenter. Speciellt två reaktioner är av tresse med hänsyn till behandlgssystemet: 1. Nedbrytng av proteer till metangas, koldioxid, vätekarbonat och ammonium enligt den schematiska formeln (formel 1a i tabell I-1) 2. Bildng av organiska syror som mellanprodukt vid överförg av organiskt material i slammet till metangas och koldioxid (biogas). Bildade organiska syror kan göra substrat för heterotrof denitrifikation, dvs. den konventionella rengstekniken för överförg av nitrit och nitrat till kvävgas. Den första reaktionen nebär att väsentligaste bidraget till salthalt och bikarbonatalkalitet i ett rejektvatten beror på bildng av ammoniumvätekarbonat. I en lösng av ammoniumvätekarbonat är vid låg halt och 25 C jonkonduktiviteten för ammonium,734 (ms/cm)/(mmol/l) och för vätekarbonat,445 (ms/cm)/mmol/l) och för ammoniumvätekarbonat summan, dvs.,1179 (ms/cm)/ (mmol/l). 1 mmol/l (79 mg/l) ammoniumvätekarbonat har konduktiviteten 8,48 ms/cm. 1.2 Experimentella värden Uppmätta och beräknade värden för rejektvattnet sammanfattas i tabell II-1 och II-2. 15

17 Tabell II-1. Sammanställng av mätvärden i rejektvattnet till pilotanläggngen. Tabell II-2. Beräknade kvoter för rejektvattnets sammanställng. Rejektvatten Värde Rejektvatten Värde NH 4 -N [mg/l] Medelvärde 717, Mimum 532,5 NH 4 -N [mmol/l] Medelvärde 51,2 Mimum 38, Maximum 917,5 Maximum 65,5 St. avvikelse 96,3 St. avvikelse 6,9 Antal prov 55 Antal prov 55 COD [mg O 2 /l] Medelvärde 369 Mimum 23 Alk./Kond. [mmol/l / ms/cm] Medelvärde 16,9 Mimum 4,8 Maximum 691 Maximum 36,3 St. avvikelse 136 St. avvikelse 7,1 Antal prov 24 Antal prov 46 Organiska syror [mg/l] Medelvärde 11 Mimum 24 Maximum 259 NH 4 -N/Alk. [mmol/l / mmol/l] Medelvärde,7 Mimum,3 Maximum 2, St. avvikelse 79 St. avvikelse,3 Antal prov 8 Antal prov 46 Alkalitet (HCO 3 ) [mmol/l] Medelvärde 82,3 Mimum 15,8 Maximum 189,3 NH 4 -N/Kond. [mmol/l / ms/cm] Medelvärde 1,2 Mimum 8,9 Maximum 11,6 St. avvikelse 41,8 St. avvikelse,6 Antal prov 49 Antal prov 49 PO 4 -P [mg/l] Medelvärde 9,7 Mimum 2,3 Org. syror/nh 4 -N [mg/l / mg/l] Medelvärde,13 Mimum,4 Maximum 28,4 Maximum,37 St. avvikelse 9,1 St. avvikelse,11 Antal prov 13 Antal prov 8 Konduktivitet [ms/cm] Medelvärde 4,99 Mimum 2,72 COD/NH 4 -N (mg/l / mg/l] Medelvärde,51 Mimum,34 Maximum 6,47 Maximum,99 St. avvikelse,66 St. avvikelse,18 Antal prov 237 Antal prov 24 SS [mg/l] VSS [mg/l] Medelvärde 188 Mimum 12 Maximum 463 St. avvikelse 87 Antal prov 21 Medelvärde 16 Mimum 82 Maximum 38 St. avvikelse 74 Antal prov Korrelation mellan ammoniumhalt, konduktivitet och alkalitet Konduktivitet är enkel att mäta och kan användas för att approximativt beräkna rejektvattnets alkalitet

18 NH 4 -N [mmol/l] NH4-N konduktivitet konduktivitet [ms/cm] 12- jan 1- feb 2- mar 23- mar 13- apr 4- maj 26- maj 16- jun och ammoniumhalt. Sambanden överstämmer i huvudsak med antagandet att det domerande slaget i rejektvattnet är ammoniumvätekarbonat. Flera faktorer medför dock att samband mellan konduktivitet, alkalitet och ammonium varierar i rejektvatten, bl.a.: 1. Reaktioner som förom nedbrytng av prote nebär en ökng av konduktivitet och alkalitet, t.ex. bildng av väte- och divätefosfat. 2. Reaktioner som leder till en mskng av alkaliteten i rötkammaren, t.ex. att trevärt järn övergår till tvåvärt järn. 3. Bildng av organiska syror. Under perioden mellan 6: e januari och 21 december varierade ammoniumhalten mellan 532 och 917 mg N/l (eller 3865,5 mmol/l). Konduktivitetsmätngar följde väl variationerna i ammoniumhalt (figur II-1). En god korrelation kan erhållas mellan ammoniumhalt i rejektvattnet och dess konduktivitet (eftersom den huvudsakliga salthalten görs av ammoniumvätekarbonat) och redovisas i figur II-2. Sambandet överensstämmer relativt väl med teoretiska värden för ledngsförmåga för ammoniumoch vätekarbonatjoner. Vid nedbrytng av proteer (äggviteämnen) bildas teoretiskt lika mängder av ammonium och vätekarbonat (räknat som mmol). Den genomsnittliga kommande ammoniumhalten var 51,2 mmol/l och alkaliteten 82,3 mmol HCO 3 /l, dvs. en kvot mellan alkalitet och ammonium på ca 1,43 mmol/mmol. Denna kvot påverkas av andra alkalitetsändrande reaktioner än protenedbrytng 7-jul 28- jul Figur II-1. Tidsserier för kommande ammoniumhalt och konduktivitet för kommande rejektvatten aug 8- sep 29- sep 2- okt 1- nov 1- dec 2- dec som verkan av organiska syror, bildng av organiska kväveförengar vid protenedbrytngen, överförg av trevärt järn till tvåvärt, upplösng/ fällng av metalljoner, bildng av väte- och divätefosfatjoner etc. i rötkammaren. Ammoniumoch vätekarbonatjoner ökar konduktiviteten. Samband mellan ammoniumhalt respektive alkalitet och konduktivitet visas för värden på kvoten alkalitet och ammonium mmol/mmol i figur II-3 och en relativt god korrelation erhölls. Under perioden oxiderades vid den partiella nitritationen något mer än hälften av ammoniumkvävet till nitritkväve. Med hjälp av låga syrevärden i kombation med låga ph-värden och nitrithalter hämmades i hög grad oxidationen av nitrit till nitrat. Genomsnittliga värdet av nitrit- och ammoniumkvävekvoten uppgick till ca 1,2. Enligt den stökiometriska NH 4 -N [mmol/l] y =,8x +,95 R 2 =, konduktivitet [ms/cm] Figur II-2. Samband mellan ammoniumhalt och konduktivitet i kommande rejektvatten.

19 formeln för Anammox enligt Jetten et al. (1999) bör kvoten vara 1,3 för att åstadkomma en optimal anammoxreaktion, dvs. oxidation av ammonium med nitrit till kvävgas, med hänsyn tagen även till cellsyntes. mmol/l y = 7,55x + 2,46 R 2 =,67 NH4-N Alkalitet y = 8,16x + 9,35 R 2 =, i alla zoner. Den höga standardavvikelsen beror på manuell styrng av syrenivån under en större del av driftsperioden. 1,1 mg O 2 /l var medelvärdet för syre i samtliga zoner i reaktor 1 under 24. Figur II-4 visar syrevariationer i zon 1 och 3. Tabell II-3. Statistik syrekoncentrationer och temperatur. R 1 Z 1 Z 2 Z 3 Syre (mg O 2 /l) Medel 1,3 1,25 1,15 St. avvikelse,41 1,17 1,27 Antal prov T ( C) Medel 32,3 3,9 3,3 St. avvikelse 2,2 1,9 1,8 Antal prov konduktivitet [ms/cm] Figur II-3. Samband mellan ammonium respektive alkalitet och konduktivitet för kommande rejektvatten och för värden för kvoten alkalitet och ammonium mellan 1 och 1,3 mmol/mmol. 2 Reaktor 1 partiell nitritation 2.1 Tidsserier, medelvärden, spridngar och profiler Flöde och hydraulisk uppehållstid Under år 24 var den hydrauliska uppehållstiden 2 dygn med ett medel flöde på 32,3 l/h i reaktor Driftparametrar: syre, temperatur, ph, alkalitet och konduktivitet Syrehalt Medelvärden och standardavvikelse för de tre zonerna anges i tabell II-3. Statistiken visar att det var svårt att hålla önskad syrehalt på en lämplig nivå Temperatur Temperaturen (under försöksperioden) var mycket stabil och var i genomsnitt 332 C i de tre zonerna (se tabell II-3 och figur II-5). Temperaturen mskades i slet av året till drygt 3 C. Låg standardavvikelse visar att det var lätt att hålla denna parameter i rätt tervall. Temperaturen på kommande rejektvatten varierade mellan 21,5 och 26,1 C. ph-värde Inkommande ph-värde i rejektvattnet var stabilt, oftast omkrg 7,8 (se figur II-6 och tabell II-4). Mskngen i den första och andra zonen var tämligen stor medan den mskade något i den tredje zonen. Den successiva mskngen av ph-värdet beror på vätejonsproduktion vid nitrifikationen och den samtidiga omvandlgen av vätekarbonat till koldioxid. ph-sänkngen uppmättes i medeltal till 1,2. Konduktivitet Konduktiviteten mättes i de tre zonerna och i kommande och gående rejektvatten (se tabell II- 4). Variationerna i kommande rejektvatten följde approximativt de för kommande ammoniumhalt. Skillnaden mellan konduktiviteten i kommande och gående avloppsvatten (figur II-7) uppgick till 1,53 ms/cm (som medelvärde). 18

20 6 5 R1 - syre z1 mg O 2 /l jan 31-jan 25-feb 21-mar 15-apr 1-maj 4-jun 29-jun 24-jul 18-aug 12-sep 7-okt 1-nov 26-nov 21-dec Figur II-4. Syrekoncentrationer i reaktor 1. 4 R1 - medelvärde 35 C jan 31-jan 25-feb 21-mar 15-apr 1-maj 4-jun 29-jun 24-jul 18-aug 12-sep 7-okt 1-nov 26-nov 21-dec Figur II-5. Temperatur i reaktor R1 - ph ph jan 31-jan 25-feb 21-mar 15-apr 1-maj 4-jun 29-jun 24-jul 18-aug 12-sep 7-okt 1-nov 26-nov 21-dec Figur II-6. ph parameter R1 - konduktivitet ms/cm jan 31-jan 25-feb 21-mar 15-apr 1-maj 4-jun 29-jun 24-jul 18-aug 12-sep 7-okt 1-nov 26-nov 21-dec Figur II-7. Konduktivitet i reaktor 1. 19

21 Tabell II-4. Statistik ph, alkalitet och konduktivitet. R1 Z 1 Z 2 Z 3 ** ph Medel 7,8 7,5 6,8 6,6 6,9 M 7,4 6, 5,6 5,6 5,7 Max 8,1 8,3 8,1 8,1 8,2 St. avvikelse,1,4,6,8,5 Antal prov Alkalitet (HCO 3 )* (mmol/l) Konduktivitet (ms/cm) Medel 82,3 *** *** 8,5 *** M 15,8 Max 189,3 53,3 St. avvikelse 41,8 9,6 Antal prov Medel 4,99 3,89 3,51 3,46 1,67 M 2,72 2,63 2,29 2,19,83 Max 6,47 5,85 4,81 4,72 3,12 St. avvikelse,66,66,52,51,41 Antal prov * prover an att ta hänsyn till hydraulisk uppehållstid ** efter spädng *** ga prover Halt suspenderade och flyktiga suspenderade ämnen I början av försöksperioden var halten av suspenderade ämnen hög och var som högst ca 48 mg/l i zon 1. Halten suspenderade ämnen var lite högre i zon 3 jämfört med zon 1. Från den 1 april var både halten SS och VSS lägre och uppgick till medelvärde 228 mg/l. Genomsnittlig kvot mellan VSS och SS uppgick till,85 (se tabell II-5 och figur II-8). Inkommande halt SS and VSS mättes också. Medelhalterna var 19 respektive 16 mg/l Analyser av COD, organiska syror och totalt löst fosfat COD och organiska syror Betydande variationer erhölls för de uppmätta halterna (se figur 11-9 och tabell II-6). Ökng av gående COD-värde svarar te mot ökng av organiskt material an mot ökng av nitrithalt i reaktor 1. COD analyser förom syreförbrukng för oxidation av organiskt material mäter även syreförbrukng för oxidation av nitritkväve. Tabell II-5. Statistik suspenderade ämnen och flyktiga suspenderade ämnen, R1. R 1 Z 1 Z 3 SS (mg/l) VSS (mg/l) VVS/SS SS (mg/l) VSS (mg/l) VVS/SS Medel , ,85 M , ,74 Max 48 44, ,95 St. avvikelse 83 73, ,6 Antal prov

22 R1 - SS och VSS variationer SS VSS mg/l z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 15- jan 13- feb 27- feb 12- mar 18- mar 29- mar 5- apr 7- apr 15- apr 21- apr 4- maj 4-jun 23- jun 7-jul 21- jul 4- aug 18- aug 1- sep 13- sep 1- okt 19- nov 1- dec Figur II-8. Suspenderade ämnen och flyktiga suspenderade ämnen, R1. 8 R1 - COD och Organiska Syror CODf Org Syror mg/l jan 3- feb 17- feb 2- mar 16- mar 3- mar 13- apr 27- apr 12- maj 26-9-jun 23- maj jun Tabell II-6. Statistik COD i kommande och gående rejektvatten, (f-filtrerade prover). R 1 COD f (mg O 2 /l) Organiska Syror (mg/l) Medel M Max St. avvikelse Antal prov jul 21- jul Figur II-9. COD och organiska syror i kommande och gående rejektvatten, R1. 4- aug 18- aug 1- sep 15- sep 29- sep 13- okt 27- okt 1- nov 24- nov 8- dec

23 Total löst fosfathalt Det kommande rejektvatten var karaktäriserat av mycket varierande koncentration av totalt löst fosfathalt (se tabell II-7). Halten av totalt löst fosfat vid de 7 tillfällen när både analyser på kommande och gående rejektvatten fördes var i genomsnitt 14,1 mg/l respektive 13, mg/l. Tabell II-7. Total löst fosfathalt i reaktor 1. R1 PO 4 -P (mg/l) Medel 9,7 13, M 2,3 2,8 Max 28,4 27, St. avvikelse 9,1 9,4 Antal prov Omvandlgar av kvävefraktioner Under driftsperioden varierade kommande ammoniumhalt mellan mg N/l (figur II-1). En gynnsam gående kvot av nitrit- till ammoniumkväve runt 1,2 hölls övervägande delen av tiden med avvikelse (,82,) som orsakades av varierande gående ammoniumkoncentrationer och processförhållanden. Omvandlg av ammoniumkväve med en hastighet på 5,8 g NH 4 -N/m 3 d översteg produktionshastigheten av nitritkväve som var 5,1 g NO 2 -N/m 3 d (årsmedelvärde). Nitrathalten kunde hållas vid låga värden (medelvärde 8,3 NO 3 -N/l). Tidserier presenterade i figur II-1 bildas med kompensation för hydraulisk uppehållstid. Inkommande ammoniumhalt och gående halt av totalt oorganiskt kväve visar att kvävereduktionen uppgick till 11 % i genomsnitt Mätng av profiler för syre, ph, konduktivitet och kvävefraktioner Mätngar av ph, konduktivitet och syre (figur II- 11) fördes parallellt med analyser av de olika kvävefraktionerna. Syrehalten var ca,8 mg O 2 /l i de olika zonerna och var relativt konstant mellan zonerna. ph-värdet varierade under 24 mellan 5,7 och 8,2 i de tre zonerna. Nedgången av ph var starkast i den första och andra zonen. I genomsnitt i alla profiler mskade ph med 1, enhet. Konduktiviteten mskade mest mellan kommande rejektvatten och den första zonen. Det var ett tecken på kraftigast reaktion i zon 1. Vid tio tillfällen uppmättes under driftsperioden 24 halten av ammonium-, nitrit- och nitratkväve i kommande rejektvatten, i alla delar av reaktorn och i gående avloppsvatten (figur II-12). Kvoten av gående nitrit- till ammoniumkväve varierade mellan,21,3,,41,4 och,41,6 för zon 1, 2 respektive 3. När den hydrauliska belastngen ökades skedde den huvudsakliga nitritbildngen i zon 1. Nitrathalten var låg och den överskred te 15 mg NO 3 -N/l R1 - Kvävevariationer NH4-N NH4-N NO2-N NO3-N N oorg mg N/l jan 12- jan 29- jan 1- feb 24- feb mar mar 6- apr Figur II-1. Kvävefraktioner i reaktor apr maj maj 2- jun 16- jun 14- jul 28- jul aug aug 8- sep 22- sep 6- okt 2- okt nov nov dec dec 22

24 ms/cm ph, konduktivitet och syre R1 ph konduktivitet syre Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 2-apr 13-apr 2-apr 27-apr 6-jul 6-aug 25-aug 1-sep 1-sep 8-oct mg O 2 /l 2 1 Figur II-11. Profiler: ph, konduktivitet och syre i reaktor Profiler R1 (, z1, z2,, ) NO3-N NO2-N NH4-N mg N/l Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 Z1Z2Z3 2-apr 13-apr 2-apr 27-apr 6-jul 6-aug 25-aug 1-sep 1-sep 8-oct Figur II-12. Profiler för kvävefraktioner i reaktor 1. Tabell II-8. Nitritation i reaktor 1. Parameter Medel Intervall 2.2 Partiella nitritationssteget värderg I tabell II-8 presenteras en sammansättng av försöksbetgelser och försöksresultat från partiella nitritationssteget för år 24. Partiella nitritationssteget har två syften: att oxidera ammonium partiellt (ungefär halva mängden) och undvika bildng av nitrat. Denna reaktion kan beskrivas med formeln: NH HCO 3 + 1,5O 2 NO 2 + 2CO 2 + 3H 2 O Formeln visar på tre viktiga sidoeffekter vid nitritation av rejektvatten. För det första erfordras 2 mmol vätekarbonat per mmol oxiderat ammonium. Om Hydraulisk uppehållstid 2, 1,82,3 (d) Inkommande oorganisk 717, 532,5917,5 N (mg/l) Utgående oorganisk N 674,3 398,2887,2 (mg/l) Reduktion N (%) 11,3 44,7 ph värde kommande (median) ph värde gående (median) Syrehalter (mg O 2 /l) Z1 1, Z2 1,2 Z3 1,1 7,8 _ 6,5 _ Z1,63,5 Z2,45,3 Z3,34,9 Temperatur (ºC) 31,2 24,239,5 Reduktion av konduktivitet* (ms/cm) 1,54,283,27 *prover an att ta hänsyn till hydraulisk uppehållstid 23

25 gen alkalitetstillsats görs kommer därför enbart ca hälften av ammonium kunna oxideras nan alkaliteten försvunnit. Med mskande alkalitet kommer ph-värdet att successivt mska. Slligen nebär överförg av ammoniumvätekarbonat till nitrit och koldioxid att konduktiviteten mskar. 1 mmol ammoniumvätekarbonat har vid 25 C och låg koncentration konduktiviteten,1179 ms/cm. För vätekarbonat är jonkonduktiviteten,445 ms/cm. Om rejektvattnet bestod enbart av ammoniumvätekarbonat skulle andelen konduktivitet beroende på vätekarbonat vara,445/,1179 = 37,7 % och svarar approximativt mot förväntad konduktivitetsmskng om all alkalitet avlägsnas men gen deammonifikation sker (jfr även tabell I-2). Ett flertal möjligheter har föreslagits för att selektivt gynna oxidationen av ammonium till nitrit och hämma fortsatt oxidation av nitrit till nitrat, bl.a.: 1. Ökng av temperatur. 2. Mskng av syrehalt ger sannolikt ökad ackumulerg av hydroxylam. 3. Användng av lågt ph-värde för att öka halten fri salpetersyrlighet. 4. Användng av högt ph-värde för att öka halten av fri ammoniak. De faktorer som främst kom att påverka processförloppen var låga ph-värden och syrehalter. Ett driftsätt med ph-värden under 7 och syrehalter under 1 mg O 2 /l ger lämpliga förhållanden med hänsyn till det följande processteget med huvudsyftet att åstadkomma Anammox: 1. Genomsnittlig kvot mellan gående nitrit- och ammoniumkväve på ca 1,2 från nitritationssteget (variation mellan,3 och 1,6). 2. Kvot mellan gående nitrat- och nitritkväve underskridande 7 % (i genomsnitt 2 %). 3. Mskad kvävebelastng pga. viss kvävereduktion i nitritationssteget (i genomsnitt 11,3 %). Konduktivitetsmätngar genomfördes varje vardag. Figur II-13 redovisar tidsserier av oorganiskt kväve och konduktivitet i gående vatten. Högre halter av oorganiskt material svarar mot en högre konduktivitet. Vid den partiella nitritationen avlägsnas alkaliteten långtgående, speciellt vid låga gående phvärden under ca 7 (figur II-14). Vid den partiella nitritationen oxiderades ca hälften av kommande ammonium när 5 till 8 mmol vätekarbonat avlägsnades (figur II-15a). När alkaliteten avlägsnades erhölls en ph sänkng som medförde att ytterligare oxidation av ammonium hämmades. Ett ljärt samband erhölls mellan oxiderat ammonium och avlägsnad konduktivitet (figur II-15b). Utgående halt oorganiskt kväve följde relativt väl gående konduktivitet (figur II-13). ph-värdet är en märkt parameter för att övervaka nitritationsprocessen med syftet att erhålla en gående kvot mellan nitrit- och ammoniumkvävehalt nära önskat värde på 1,3. Figur II-16 redovisar sambandet mellan nitrit-ammonium kvot och mskngen av ph-värdet mätt mellan kommande rejektvatten och zon 3 i den första reaktorn. Det önskade värdet på 1,3 uppnås när medianvärdet på 7,8 för kommande rejektvatten (jfr tabell II-8) för ph-värdet mskas med 1,5 enheter. Mskngen av ph-värdet beror av hur mycket av ammonium som överförts till nitrit. Ammoniumoxidationen till nitrit gynnas av ökande syrehalt. 7 1 N oorg [mmol/l] jan 17- feb 16- mar 13- apr N oorg konduktivitet 12- maj 9- jun 7-jul 4- aug 1- sep 29- sep 27- okt 24- nov 2- dec konduktivitet [ms/cm] Figur II-13. Tidsserieanalys av gående halt av oorganiskt kväve och konduktivitet. 24

26 mmol HCO 3 - /l 2 Alkalitet Alkalitet ph ph jan 25-feb 15-apr 4-jun 24-jul 12-sep 1-nov 21-dec Figur II-14. Alkalitets- och ph-förändrgar vid den partiella nitritationen ph 1 5 oxiderat NH 4 -N [%] a avlägsnad HCO 3 - [mmol/l] oxiderat NH 4 -N [mmol/l] b y = 1,9x + 11,82 R 2 =, avlägsnad konduktivitet [ms/cm] Figur II-15. a) Samband mellan halt oxiderat ammonium och avlägsnad alkalitet; b) Samband mellan halt oxiderat ammoniumkväve och avlägsnad konduktivitet. 2, 1,8 1,6 NO 2 -N/NH 4 -N 1,4 1,2 1,,8,6,4,2 y =,2938Ln(x) + 1,1582 R 2 =,8359,,,5 1, 1,5 2, 2,5 ph (-) Figur II-16. Samband mellan kvoten nitrit- och ammoniumkväve i gående flöde från reaktor 1 och mskng av ph-värde mellan kommande flöde och sista zonen (Z3). Värden baseras på data från 23 och

27 2,5 3,5 ph (-) 2 1,5 1,5 y =,92x 5 -,131x 4 +,7755x 3-2,4211x 2 + 3,9694x -,6255 R 2 =,564 konduktivitet (-) (ms/cm) 3 2,5 2 1,5 1,5 y =,39x -,96 R 2 =, Syrehalt (mg O 2 /l) Figur II-17. Samband mellan ph-värdesmskng mellan kommande flöde och sista zonen (Z3) och genomsnittlig syrehalt i reaktor 1. I figur II-17 visas sambandet mellan ph-värde (differensen mellan kommande rejektvatten och zon 3 i första reaktorn) och genomsnittlig syrehalt i reaktor 1. Med de existerande belastngsförhållandena erhålls ett önskat värde på syrehalten omkrg 1 mg O 2 /l för att uppnå en mskng av ph-värdet med 1,5 enheter. Val av lämpligt börvärde för syrehalten måste även ta hänsyn till ökad nitratbildng med ökande syrehalter. När ammoniumvätekarbonat i första reaktorn överförs till ammoniumnitrit och koldioxid erhålls en konduktivitetsmskng. Sambandet mellan oxiderat ammonium och konduktivitetsmskng (mätt på kommande rejektvatten och zon 3 i första reaktorn) visas i figur II-18. En kontrollstrategi kan därför bygga på on-le mätngar av syrehalt, konduktivitet och ph-värde NH 4 -N (-) (mg/l) Figur II-18. Sambandet mellan oxiderat ammonium och konduktivitetsmskng i reaktor 1. 3 Reaktor 2 Anammox 3.1 Tidserier, medelvärden, spridngar och profiler Flöde och uppehållstid Under försöksperioden förändrades både gående flöde från reaktor 1 och tillsats av spädvatten för att erhålla lämpliga halter av ammonium och nitrit för att kunna variera belastngen till reaktor 2. Inkommande flöde till reaktor 2 förändrades i genomsnitt från 2,8 till 21,7 l/h. Hydraulisk uppehållstid var ca 3 dygn. Spädngsfaktor tillsammans med kommande kvävebelastng visas i figur II-19. Dessom startades recirkulerg den 11 november 24. Utgående avloppsvatten från systemet recirkulerades till tillflödet till reaktor 2 och spädngen var stegvis mskad. Recirkulergsflödet varierade mellan 12,4 l/h och 18,8 l/h. 26

28 Vatten/rejektvatten spädngsfaktor och kommande N belastng 5,15 medel kvot vatten/rejektvatten kvot kvot N belastng,1,5 kg N/m 3 d 6-jan 31-jan 25-feb 21-mar 15-apr 1-maj 4-jun 29-jun 24-jul 18-aug 12-sep 7-okt 1-nov 26-nov 21-dec Figur II-19. Spädngsfaktor och kommande N belastng, R2. 1 R2 - syre z1,8 mg O 2 /l,6,4,2 6-jan 31-jan 25-feb 21-mar 15-apr 1-maj 4-jun 29-jun 24-jul 18-aug 12-sep 7-okt 1-nov 26-nov 21-dec Figur II-2. Syrekoncentrationer i reaktor 2. Tabell II-9. Syrehalt och temperatur. R 2 Z 1 Z 2 Z Driftparametrar: syre, temperatur, ph, alkalitet och konduktivitet Syrehalt En statistisk värderg av syrehalten i de tre zonerna visas i tabell II-9 och genomsnittliga halten i zonerna uppgick till,12,14 mg O 2 /l. Variationen för syrehalten i zon 1 och 3 med tiden under försöksperioden redovisas i figur II-2. Temperatur Under försöksperioden varierade temperaturen mellan 2342 C (se figur II-21 och tabell II-9). ph-värde För att upprätthålla ett ph-värde omkrg 8 tillsattes en blandng av natriumvätekarbonat och soda i perioden januarijuli. Därefter (9 julidecember) Syre (mg O 2 /l) Medel,14,12,13 St. avvikelse,7,6,6 Antal prov T ( C) Medel 32, 32, 31,6 St. avvikelse 2,2 2,2 2,1 Antal prov stängdes dosergen av kemikalier av, för att undersöka flytandet på systemet. Under första hälften av försöksperioden (med doserg) varierade ph-värdet i reaktor 2 mellan 7,68,7. Under andra hälften av perioden (an doserg) var ph-värdet mellan 7,7 8,9. Medelvärdet för ph i reaktor 2 var något högre i den andra perioden (det ökade från 8,2 till 8,3). ph-värdet ökas mellan gående och gående rejektvatten i genomsnitt med 1,1 (se figur II-22 och tabell II-1). 27

29 45 R2 - T medelvärde 4 35 o C jan 31-jan 25-feb 21-mar 15-apr 1-maj 4-jun 29-jun 24-jul 18-aug 12-sep 7-okt 1-nov 26-nov 21-dec Figur II-21. Temperatur i reaktor 2. 9 R2 - ph 8,5 8 7,5 ph 7 6,5 6 5,5 5 6-jan 31-jan 25-feb 21-mar 15-apr 1-maj 4-jun 29-jun 24-jul 18-aug 12-sep 7-okt 1-nov 26-nov 21-dec Figur II-22. ph-värden i reaktor 2. Konduktivitet Tabell II-1 visar att en konduktivitetsmskng erhölls i reaktor 2. Eftersom alkaliteten ökade något (ökad vätekarbonathalt) torde konduktivitetsmskngen främst bero på Anammox. Konduktiviteten var relativt lika i de tre zonerna (se figur II-23) och konduktivitetsmskngen skedde främst i den första zonen (se tabell II-1). Konduktiviteten mskades med,7 ms/cm i genomsnitt mellan gående rejektvatten och zon 1. Alkaliteten ökades något i anammox-reaktorn mellan kommande rejektvatten och zon 1 (1, mmol HCO 3 /l som medelvärde). 3 2,5 R2 - konduktivitet z1 z2 2 ms/cm 1,5 1,5 6-jan 31-jan 25-feb 21-mar 15-apr 1-maj 4-jun 29-jun 24-jul 18-aug 12-sep 7-okt 1-nov 26-nov 21-dec Figur II-23. Konduktivitet i reaktor 2. 28

30 Tabell II-1. Statistik ph, alkalitet och konduktivitet. R 2 Z 1 Z 2 Z 3 ph Medel 7,2 8,3 8,3 8,2 8,2 M 5,7 7,7 7,7 7,6 7,6 Max 8,3 8,8 8,8 8,9 8,8 St.avvikelse,4,2,2,3,2 Antal prov Alkalitet (HCO 3 )* (mmol/l) Konduktivitet (ms/cm) Medel 6,8 7,8 ** ** 6,8 M 1,,9 Max 35, 39,8 36,9 St.avvikelse 8, 8, 7,5 Antal prov Medel 1,5,8,78,74,74 M,72,54,5,45,48 Max 2,42 1,34 1,34 1,27 1,27 St.avvikelse,36,15,15,15,15 Antal prov * prover an att ta hänsyn till uppehållstid ** ga prover Faktorer som påverkar konduktiviteten i reaktor 2 är konduktiviteten i gående rejektvatten från reaktor 1, grad av spädng av rejektvattnet från reaktor 1, tillsats av kemikalier (perioden januarijuli) och recirkulergsfaktorn. Dessom påverkas konduktiviteten av reaktioner som överför joner till molekyler (främst vätekarbonat till koldioxid och ammonium och nitrit till kvävgas) Suspenderade ämnen och flyktiga suspenderade ämnen Halten av suspenderade (SS) och flyktiga suspenderade ämnen (VSS) uppmättes i zon 1 och 3 (se figur II-24 och tabell II-11). Kvoten VSS/SS uppgick till,71 i zon 1 och till,69 i zon 3. I genomsnitt var 6 R2 - SS och VSS variationer SS VSS 5 4 mg/l z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 z1 15- jan 13- feb 27- feb 12- mar 18- mar 29- mar 21- apr 4-maj 4-jun 23- jun 7-jul 21-jul 4-aug 18- aug 1-sep 13- sep 1-okt 19- nov 1-dec Figur II-24. Suspenderade ämnen och flyktiga suspenderade ämnen, R2. 29

31 Tabell II-11. Statistik suspenderade ämnen och flyktiga suspenderade ämnen, R2. R 2 Z 1 Z 3 SS (mg/l) VSS (mg/l) VVS/SS SS (mg/l) VSS (mg/l) VVS/SS Medel , ,69 M , ,55 Max , ,88 St. avvikelse , ,9 Antal prov Tabell II-12. Statistik COD i kommande och gående rejektvatten. R 2 COD f (mg O 2 /l) Organiska Syror (mg/l) f-filtrerade prover Medel M 85 6 Max St. avvikelse Antal prov Medel 27,4 6,2 M 16,1 Max 48, 17,2 St. avvikelse 11,4 5,8 Antal prov 8 7 halten SS 133 mg/l i zon 1 med en variation mellan 3259 mg/l och 227 mg/l i zon 3 med en variation mellan 4567 mg/l. Stora variationer erhölls för halten suspenderade ämnen och ofta var det haltskillnader mellan zonerna Halt av COD, organiska syror och total löst fosfat COD och organiska syror COD på kommande och gående vatten i reaktor 2 mättes på filtrerat prov (se tabell II-12 och figur II-25). En betydande mskng erhölls för uppmätt COD-halt och den uppgick i genomsnitt till 3 % och varierade mellan 27 %. Mskng av COD-värdet dvs. kemisk syreförbrukng svarar 35 R2 - COD och Organiska Syror CODf Org Syror mg/l jan feb feb mar mar mar apr apr maj maj jun jun 3 9- jul 23- jul 6-2- aug aug sep sep Figur II-25. COD och organiska syror i kommande och gående rejektvatten, R okt okt okt nov nov dec

32 i detta fall sannolikt te mot mskng av organiskt material an mot mskng av nitrithalt. Oxidation av 1 g nitritkväve till 1 g nitratkväve kräver 1,11 g O 2. Total löst fosfathalt Halten av totalt löst fosfat mättes på filtrerat prov vid tretton tillfällen på - och gående flöde och erhållna resultat redovisas i tabell II-13. Utgående halt varierade mellan 1,4 och 11,6 mg P/l och visar att fosfat te begränsade den mikrobiella aktiviteten. Genomsnittlig fosfathalt var ungefär densamma i kommande (6,7 mg P/l) som i gående flöde (6,2 mg P/l). Tabell II-13. Total löst fosfathalt i R2. R2 PO 4 -P (mg/l) Medel 6,7 6,2 M 1,3 1,4 Max 11,9 11,6 St. avvikelse 3,7 3,6 Antal prov Kväveomsättngar Med hänsyn till uppehållstiden i reaktor 2 togs prover på gående vatten med 3 dygns tidsförskjng i förhållande till provtagng på kommande vatten. Erhållna resultat redovisas i figur II-26. Inkommande kvävehalt var låg i början av försöksperioden på grund av spädng av gående vatten från reaktor 1 med renvatten. Skälet till att spädng användes var att det bedömdes fnas en risk för att nitrithalterna från reaktor 1 skulle hämma Anammox. Andelen renvatten mskades sedan successivt. En ökande halt av kväve kunde successivt avlägsnas under försöksperioden. Det stökiometriska värdet på kvoten NO 2 -N/ NH 4 -N för bakterier som genomför anammoxprocessen med hänsyn även till cellsyntes är ca 1,3. Erhållen kvot vid försöken uppgick till 1,2 och den varierade mellan,51,9. En mskng av kvoten mellan kommande nitrit- och ammoniumkväve under 1, och en ökng över 1,6 medförde en mskad kvävereduktion (se figur II-27). Detta rektionsförlopp är karaktäristiskt för anammoxprocessen. Medelproduktionen av nitratkväve uppgick till 6,1 % av den totala medelavskiljngen av oorganiskt kväve. Detta är att bevis på en underproduktion av nitrat. I överensstämmelse med stökiometr för anammoxprocessen erhölls den maximala teoretiska effektiviteten 88,2 % i anammox-reaktorn. Således förväntas 11,2 % produktion av nitrat jämfört med summan av ammonium och nitrit. Skillnaden i nitrat produktion mellan beräknade och teoretiska värden avslöjar att det är andra reaktioner närvarande i anammox-reaktorn. Simultan denitrifikation med något tillgänglig COD kan te eslas. Förfarandesättet av experimentets faser med ökng av gående kvävebelastng ledde till en stabil och mycket låg gående nitritkväve koncentration (i genomsnitt 5,1 mg NO 2 -N/l). Effektiviteten av kväveavskiljngen låg på en stabil nivå NO3-N NO2-N NH4-N Nitrogen variations - R2 g N/m jan 12-jan 2-jan 27-jan Figur II-26. Kvävereduktion i reaktor 2. 3-feb 1-feb 17-feb 2-march 9-march 16-march 32-march 3-march 6-apr 13-apr 2-apr 27-apr 4-may 7-may 14-may 21-may 28-may 4-jun 11-jun 18-jun 25-jun 2-jul 31 9-jul 16-jul 23-jul 3-jul 6-aug 13-aug 2-aug 27-aug 3-sep 1-sep 17-sep 24-sep 1-oct 8-oct 15-oct 22-oct 29-oct 5-nov 12-nov 19-nov 26-nov 3-dec 1-dec

33 1 8 R2- NO 2 -N/NH 4 -N och N reduktion 2, 1,8 1,6 % % red N NO2-N/NH4-N 1,4 1,2 1,,8,6,4,2 NO 2 -N/NH 4 -N, 6-jan 31-jan 25-feb 21-mar 15-apr 1-maj 4-jun 29-jun 24-jul 18-aug 12-sep 7-okt 1-nov 26-nov 21-dec Figur II-27. Kvävereduktion och kommandekvoten NO 2 -N/NH 4 -N, R2. under en tiomånadersperiod (figur II-27), med ett medelvärde runt 88 % (maxvärde 97 %). Summan av ammonium-, nitrit- och nitratkväve redovisas i figur II-28 för - och gående vatten till/från reaktor 2. Skillnaden mellan - och gående kvävehalter ökade gradvis i takt med mskad spädng av kommande vatten. En sakta uppbyggnad av systemet var gångsatt. Medelvärdet för avlägsnande av oorganiskt kväve uppgick till 111 mg N/l under perioden januariapril. Under perioden majdecember uppgick avlägsnad kvävehalt till 261 mg N/l. Procentuell reduktion av ammonium- och nitritkväve visas i figur II-29. Kurvorna löper i stort sett parallellt vilket är en dikation på en fungerande Anammoxprocess. I början av försöksperioden erhölls ett nära fullständigt avlägsnande av nitrit. En låg NO 2 -N/NH 4 -N kvot mskade ammoniumreduktionen något men var fortfarande hög. Eftersom nitrit var den begränsande komponenten för Anammox erhölls en lägre procentuell reduktion av ammonium än av nitrit. Under försöksperioden avlägsnades i genomsnitt 88 % ammonium och 94 % nitrit. Det motsvarar en medelflödeskvot av nitrit - ammonium på 1,2. Maximala värdena av avskild nitritkväve översteg 2 mg NO 2 -N/l, vilket träffade parallellt med högt ammoniumkväveavskiljande (översteg värdet 17 mg NH 4 -N/l vilket motsvarar ett nästan fullständigt nitritkväve avskiljande). Under försöksperioden var avskiljandet av nitrit- och ammoniumkväve i medel 124 mg NO 2 -N/l respektive 98 mg NH 4 -N/l Mätng av profiler för syre, ph, konduktivitet och kvävefraktioner ph-värdet var relativt konstant för de tre zonerna och varierade vid mättillfällena mellan ca 7,6 8,6. Det var en ökng av ph-värdet mellan kommande och gående rejektvatten på 1, enhet (medelvärde). Konduktiviteten var relativt konstant i zonerna och mg N/l R2 - N oorganisk Sum N Sum N 6-jan 31-jan 25-feb 21-mar 15-apr 1-maj 4-jun 29-jun 24-jul 18-aug 12-sep 7-okt 1-nov 26-nov 21-dec Figur II-28. Oorganisk kväve i kommande och i gående flöde, R2. 32

34 1 R2 - NH 4 -N och NO 2 -N reduktion 8 6 % 4 2 % red NH4-N % red NO2-N 6-jan 31-jan 25-feb 21-mar 15-apr 1-maj 4-jun 29-jun 24-jul 18-aug 12-sep 7-okt 1-nov 26-nov 21-dec Figur II-29. NH 4 -N och NO 2 -N reduktion, R2. följde samma trend som halten oorganiskt kväve i zonerna. Dessom skedde en konduktivitetsmskng som är typisk för anammoxprocessen. I medeltal mskade konduktiviteten mellan kommande och gående rejektvatten med,8 enheter. Syrehalten var i genomsnitt ca,11 mg O 2 /l (figur II-3). Ammonium-, nitrit- och nitratkväve uppmättes i - och gående rejektvatten och i de tre zonerna i reaktor 2. En successiv mskng av totalkvävet erhölls och det högsta värdet var 216 mg N/l (figur II-31). Den högsta kväveavskiljngen uppmättes i den sammankopplade zonen 1 och 2. Nitratkväve var producerat i reaktor 2 med i genomsnitt 18 mg NO 3 -N/l, vilket motsvarar 1,2 % av gående halten oorganiskt kväve. ms/cm ph, konduktivitet och syre R2 ph konduktivitet syre,5,4,3,2,1 mg O 2 /l Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 2-apr 13-apr 2-apr 27-apr 6-jul 6-aug 25-aug 1-sep 1-sep 8-oct Figur II-3. Profiler: ph, konduktivitet och syre i reaktor 2. mg N/l Profiler R2 (, z1, z2,, ) NO3-N NO2-N NH4-N Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 Z1+2 Z3 2-apr 13-apr 2-apr 27-apr 6-jul 6-aug 25-aug 1-sep 1-sep 8-oct Figur II-31. Profiler för kvävefraktioner i reaktor 2. 33

35 3.2 Anammoxsteget värderg Processbetgelser och försöksresultat Olika processbetgelser och försöksresultat med riktng på kvävereduktion har sammanställts i tabell II-14 och II-15. Utgående vatten från nitrationsreaktorn (steg 1) späddes med vattenledngsvatten för att underlätta anammoxreaktionen i steg 2. Graden av spädng mskades successivt och medförde en ökad belastng av kväve till anammoxreaktorn (flödet hölls konstant). Inkommande kvävehalt varierade mellan ca 114 mg N/l (eller 7,828,5 mmol N/l). En långtgående mskng av ammonium och nitrit samt hög reduktion erhölls samtidigt med en viss ökng av nitrathalten. Enligt den stökiometriska formeln för anammoxreaktionen kommer vid ett molförhållande för nitrit och ammonium på 1,32 11 % övergå till nitrat. Den gående halten av oorganiskt kväve var normalt under ca 5 mg N/l (3,5 mmol/l) (figur II-32b). För att undersöka om anammoxprocessen kan övervakas med hjälp av konduktivitetsmätngar genomfördes mätngar på vardagarna. Inkommande respektive gående halt av oorganiskt kväve och konduktivitet följde varandra väl (figur II-32). Detta återspeglas i en god korrelation mellan avlägsnad halt oorganiskt kväve och avlägsnad konduktivitet (figur II-33). Den goda korrelationen mellan halt av oorganiskt kväve och konduktivitet ledde till att kontuerliga konduktivitetsmätare stallerades vid pilotanläggngen på kommande och gående flöden i december 24. Data från erhållna resultat mellan 6 december 24 och 1 januari 25 redovisas i figur II-34. Korrelationen mellan manuella och kontuerliga konduktivitetsmätngar var hög (figur II-35). Syftet med anammoxreaktorn är att så långt som möjligt överföra ammonium och nitrit till kvävgas. Utgående nitrithalt var låg och mellan 31 januari Tabell II-14. Anammoxsteget i reaktor 2. Parameter Medel Intervall Hydraulisk uppehållstid (d) 3, 2,63,5 Inkommande oorganisk N (mg/l) 243,9 19,7399,3 Utgående oorganisk N (mg/l) 34,2 4,898,6 Utgående nitrithalt (mg N/l) 5,1,247,9 Reduktion N (%) ph värde kommande median) 7,2 _ ph värde gående (median) 8,2 _ Syrehalter (mg O 2 /l) Z1+Z2*,13 Z3,13 Z1+Z2,5 Z3,37 Temperatur (ºC) 31,9 27,39,2 Reduktion av konduktivitet (ms/cm),76,41,5 *z1+z2 zoner 1 och 2 är sammankopplade Tabell II-15. Driftresultat i reaktor 2 med avseende främst på kväveparametrar. Processförhållande Medel Intervall N belastng (kg N oorg /m 3 d),723,317,1327 N reduktion (kg N /m 3 d),629,79,1216 NH 4 -N reduktion (kg N /m 3 d),297,38,594 NO 2 -N reduktion (kg N /m 3 d),376,34,674 NO 2 -N/NH 4 -N kvot 1,2,51,9 N reduktion (%)

36 3 2,5 Noorg [mmol/l] a N oorg konduktivitet 2 1,5 1,5 konduktivitet [ms/cm] 6-jan 25-feb 15-apr 4-jun 24-jul 12-sep 1-nov 21-dec N oorg [mmol/l] b N oorg konduktivitet 2,5 2 1,5 1,5 konduktivitet [ms/cm] 6-jan 25-feb 15-apr 4-jun 24-jul 12-sep 1-nov 21-dec Figur II-32. Tidsserier för halt av oorganiskt kväve och konduktivitet för kommande (a) och gående (b) flöde. och 1 december ca 2,3 mg N/l. Motsvarande nitritreduktion under denna period var ca 98,1 %. Under samma period var gående ammoniumhalt ca 9,1 mg N/l och med tillfälligt höga värden mellan 15 april och 1 juni (se figur II-36). I figur II-37 visas samband mellan avlägsnad ammonium- och nitritkväve. Lngen för kurvan på 1,18 är nära det teoretiska värdet på 1,3 och är därför en tydlig dikation på att anammoxreaktionen varit domerande i den andra reaktorn. Kvävereduktionen beror på stökiometriskt förhållande mellan ammonium- och nitritkväve och bildad nitrathalt p.g.a. cellsyntes och kan därför te enligt anammoxreaktionen överstiga 89 % (1,26/2,32) 1). En sådan nivå kunde approximativt erhållas genomsnittligt (87 %) för kommande kvoter mellan 1, och 1,5 mellan kommande nitrit- och ammoniumkvävehalt (NAR) till anammoxreaktorn (figur II-38). Olika sidoreaktioner 35 avlägsnad N oorg [mmol/l] y = 15,4x + 3,27 R 2 =,83 1 avlägsnad konduktivitet 2 [ms/cm] Figur II-33. Avlägsnad halt av oorganiskt kväve som funktion av avlägsnad konduktivitet. som heterotrof denitrifikation och reaktioner med Nitrosomonas kan ha underlättat en kvävereduktion nära den teoretiska enligt anammoxreaktionen.

37 kontuerlga konduktivitetsmätare [ms/cm] 2,5 2, 1,5 1,,5, 6-dec 11-dec 16-dec 21-dec 26-dec 31-dec 5-jan 1-jan Figur II-34. Data från kontuerliga konduktivitetsmätngar. manuella konduktivitetsmätngar [Sm/cm] 2,5 2 1,5 1,5 y =,87x -,2 R 2 =,89 y =,83x +,5 R 2 =,96,,5 1, 1,5 2, 2,5 kontuerliga konduktivitetsmätngar [ms/cm] Figur II-35. Samband mellan manuella och kontuerliga konduktivitetsmätngar. 1 R2 - NO 2 -N reduktion, NH 4 -N och NO 2 -N NH 4 -N, NO 2 -N (mg/l) NO 2 -N reduktion (%) NO2-N reduktion NO2-N NH4-N 2 6-jan 31-jan 25-feb 21-mar 15-apr 1-maj 4-jun 29-jun 24-jul 18-aug 12-sep 7-okt 1-nov 26-nov 21-dec Figur II-36. Nitritreduktion, gående ammonium- och nitrithalt, R2. 36

38 NO 2 -N reduktion (mg/l) Teoretisk lje NO 2 -N/NH 4 -N avskiljt=1,3 y = 1,1771x + 7,4926 R 2 =, NH 4 -N reduktion (mg/l) Figur II-37. Samband mellan avlägsnad ammoniumoch nitritkvävehalt. För kommande NAR-kvot under respektive över 1, och 1,5 erhålles en lägre kvävereduktion eftersom ammonium eller nitrit blir begränsande faktor för anammoxreaktionen. Under försöksperioden ökades successivt belastngen på reaktor 2 på grund av ökande kommande kvävehalter i rejektvatten från reaktor 1. Den totala oorganiska kvävebelastngen ökades stegvis för att erhålla en fyrfaldig ökng av kvävebelastngen. Effekten av en ökande tillförd kvävemängd per dygn (kg N/d) på gående mängd kväve (kg N/d) redovisas i figur II-39. Genomsnittligt avlägsnande av kväve uppgick under perioden till,11 kg N/d med ett maximivärde den 7 maj på,21 kg N/d. N reduktion (%) Avskiljt N för NO 2 -N/NH 4 -N 1,-1,5: 87 % i genomsnitt,4,6,8 1, 1,2 1,4 1,6 1,8 2, NO 2 -N/NH 4 -N Figur II-38. Kvävereduktion som funktion av kommande kvot mellan ammonium- och nitritkväve. I augusti 24 uppmättes nitritkvävekoncentrationer i anammoxreaktorn till över 5 mg/l vilket gjorde att kvävebelastngen mskade. Nitrithalter över 7 mg N/l uppges i litteraturen orsaka hämng av Anammox (van Dogen et al. 21a, b). Den totala oorganiska kväveavskiljngen visade ett toppvärde på 367 mg N/l. Den ökade belastngen från,32 till,133 kg N/m 3 d (beräknat för mskad reaktorvolym av volym för Kaldnesrgar) resulterade i åtföljande avskiljng av ammonium och nitritkväve med låg nitrat produktion, som bevisade att anammoxprocess var framgångsrikt etablerad. I genomsnitt avlägsnades,63 kg N/m 3 d och maximalt,122 kg N/m 3 d (figur II-4).,25 R2 - Kvävemängd och,2 kg N/d,15,1,5 6-jan 31-jan 25-feb 21-mar 15-apr 1-maj 4-jun 29-jun 24-jul 18-aug 12-sep 7-okt 1-nov 26-nov 21-dec Figur II-39. Avlägsnad kvävemängd, R2. 37

39 ,14 R2 - N reduktion,12,1 kg/m 3 d,8,6,4,2 6-jan 31-jan 25-feb 21-mar 15-apr 1-maj 4-jun 29-jun 24-jul 18-aug 12-sep 7-okt 1-nov 26-nov 21-dec Figur II-4. Avlägsnat kväve i anammoxreaktorn. Ett ljärt samband erhölls mellan avlägsnad kvävehalt och belastng (figur II-41). Detta tyder på att den spädng som använts mellan reaktor 1 och 2 skulle mskas, dvs. att en ökad belastng skulle kunna klaras av an mskng av kvävereduktionen (den räta ljen i figur II-41 går nära origo). N reduktion (mg/l) y = 2935,1x + 1,83 R 2 =,95,,5,1,15 Kvävemängd (kg N/m 3 d) Figur II-41. Samband mellan avlägsnad kvävehalt och kvävebelastng. DEL III SYSTEMTEKNIK OCH PROCESSÖVER- VAKNING 1 Driftkontroll Vid avvattng av rötslam erhålles ett rejektvatten med hög ammoniumhalt. Rejektvattnet nehåller ungefär lika stora delar vätekarbonat och ammoniumjoner vid beräknat molförhållande (reaktion III-1). Omvandlgen från joner till molekyler under både partiell nitritation och anammoxprocessen gör det möjligt att använda konduktivitetmätngar som en parameter att övervaka kväveavskiljngsprocessen (Szatkowska et al. 24a,b; Trela et al. 24). C 5 H 7 O 2 N + 4H 2 O 2.5CH CO 2 + HCO 3 + NH 4 + (reaktion III-1) 38

40 Vätekarbonat som en motjon till ammonium är i jämvikt enligt följande reaktion: H 2 O + CO 2 HCO 3 + H + (reaktion III-2) Under en partiell nitritation medför bildade vätejoner att vätekarbonat (joner) omvandlas till koldioxid (molekyler). Anammox leder till omvandlg av ammonium och nitrit (joner) till kvävgas (molekyler). Omvandlg av dessa joner till molekyler i båda processerna resulterar i att konduktiviteten mskar vilket gör att konduktivitetmätngar är ett lovande verktyg för att övervaka hela processen. Denna observation stimulerade till studier att värdera användng av konduktivitet som en lätt och enkel parameter att övervaka partiell nitritation/ Anammoxprocess. För att värdera om både partiell nitritation och anammoxprocessen kunde övervakas med konduktivitet, troducerades dessa mätngar i de dagliga rerna. I figur II-13 och II-32 visas manuella konduktivitetsmätngar genomförda samtidigt med provtagng och analyser av olika kväveformer. Det kan ses att alla konduktivitetkurvor kan jämföras med kvävekurvorna. I den första reaktorn (R1), motsvarar högre ammoniumkoncentrationer högre värden på konduktiviteten, medan mskngar i kvävekoncentrationer ger en lägre konduktivitet (figur III-1). Partiell nitritation nebär en mskng av ammonium och vätekarbonat, vilka i huvudsak är de joner som existerar i rejektet. Vätekarbonat är nästan fullständigt nyttjat medan hälften av ammonium är omvandlat till nitrit. Jonladdng av reducerat ammonium kompenseras av producerade nitritjoner. Därför försvagades konduktiviteten i gående vatten från partiell nitritation av mskng av vätekarbonathalten (jämför figur III-1 och II-13). Medelvärdet av alkaliteten för flödet var lika med 82 mmol HCO 3 /l, medan flödet visade 8,5 mmol HCO 3 /l. En stabil drift av partiell nitritation uppnåddes och resulterade i oxiderg av ungefär hälften av ammonium till nitrit. Detta motsvarar en stabil skillnad mellan de uppmätta konduktivitetvärdena i gående respektive gående vatten för första reaktorn (medelskillnad var 1,53 ms/cm). Från figur II-32 för anammoxreaktor (R2) kan man se att de ökande värdena på oorganiskt kväve sker parallellt med ökande värden på konduktiviteten. I anammoxprocessen ändrades alkaliteten obetydligt och konduktiviteten berodde i huvudsak på omvandlgar från ammonium och nitritjoner till kvävgasmolekyler. Under anammoxprocessen är ungefär lika delar ammonium- och nitritjoner omvandlade till molekyler som ger en mskng av konduktiviteten. Den låga halten av gående oorganiskt kväve var relaterad till de låga värdena på konduktiviteten. Med hänsyn till korrelationer mellan de parametrar som diskeras ovan och relaterade till partiell nitritation kan kontroll-övervakngssystemet som presenteras i figur III-2 användas. On-le konduktivitetsmätngar avläst av datorprogram är korrelerade med värdet på ammoniumkoncentration. Information från konduktivitetläsngar är omvandlad till gående ammoniumkvävebelastng och kan användas till on-le justergar av syretillförseln. En lämplig nivå på syrekoncentrationen kan leda till en NH 4 -N [mmol/l] jan 1-feb 2-mar NH4-N konduktivitet 23-mar 13-apr 4-maj 26-maj 16-jun 7-jul Figur III-1. Tidsserier för ammoniumkväve och konduktivitet för kommande rejektvatten jul 18-aug 8-sep 29-sep 2-okt 1-nov 1-dec 2-dec konduktivitet [ms/cm]

41 Figur III-2. Kontroll-övervakngs system för a. partiell nitritation; b. anammoxprocess; N-A = nitrit-ammonium. tillräcklig mskng av ph-värdet och förhdra nitratbildng. Slligen kan ett sådant system försäkra en lämplig kvot av nitrit-ammonium i gående vid partiell nitritation, vilket är nödvändigt för att erhålla en hög effektivitet på anammoxprocessen. Den andra reaktorns process kan övervakas genom mätngar av konduktivitet i både - och gående vattenflöden. Senare kan dessa även konverteras av datorn till specifika former av oorganiskt kväve. Skillnaden i mängd oorganiskt kväve kan ge formation om mängden kväve avskiljt genom Anammox. Införandet av konduktivitet som ett övervakngsverktyg ger möjlighet att spara tid och driftkostnader. En snabb värderg av processens prestation kan genom tillämpng av konduktivitetsmätng hjälpa till att undvika störmoment i processen och ger driftoperatören en omedelbar respons om något störande har uppstått. 2 Bildng av lustgas Bildng av lustgas (N 2 O) kan påverka lämplig formng av systemet partiell nitritation följt av anammoxprocessen. Under vissa betgelser bildas lustgas både vid nitrifikation och denitrifikation. Rent stökiometriskt kan samband ställas upp för lustgasbildng även om mekanismerna är bristfälligt kända både för lustgasbildng vid nitritation och också vid anammoxprocessen. Dessa reaktioner har Tabell III-1. Lämpliga parametrar för kontroll och övervakng av ett system med partiell nitritation följt av Anammox. Processparametrar Partiell nitritation Konduktivitet ph Syre Utflöde kvot nitrit/ ammonium Anammox Syre Konduktivitet Kontroll och/eller övervakng Övervakng av gående ammoniumkoncentration Kontroll av oxidation av ammonium till nitrit an nitratbildng Kontroll av syretillförsel kan övervakas med on-le mätngar av syre Kontroll och samspel med parametrarna konduktivitet, ph och syre ger ett lämpligt nitrit/ammonium kvotvärde i gående vatten Låg syrehalt är en driftförsättng för anammoxprocessen Avlägsnande av konduktivitet kan vara ett övervakngsverktyg för att följa kväveavskiljngen i anammoxprocessen 4

42 angetts i tabell III-2 och jämförs med nitritation och anammox-reaktionen. Syrebehovet blir lägre vid oxidation av ammonium till lustgas jämfört med oxidation till nitrit. Detta kan vara ett skäl till att låga syrehalter ökar tendensen till lustgasbildng. En dikation på om lustgas bildas i stället för kvävgas, kan fås genom att följa upp förändrgar i alkaliteten. Det direkta sättet att mäta lustgasbildng är att mäta gasfasens sammansättng (och med hänsyn till lustgasens löslighet i vatten). Utrustng för detta var te tillgänglig och därför lämnades ett uppdrag till K-konsult arbetsmiljö-vvs AB att vid ett tillfälle mäta lustgasen i gasfasen vid fyra punkter (två i nitritationsreaktorn och två i anammoxreaktorn). Studien redovisas i bilaga B Mätng av lustgasemission från vätskeytor vid pilotanläggng för deammonifikation. Betydande osäkerheter fns för uppmätta resultat men dessa tyder på att lustgasbildngen kan vara betydande. Det fns därför anledng att närmare värdera lustgasbildngen och om denna kan påverkas med val av processteknik. Eventuellt måste därför gasflödena behandlas (se följande avsnitt). 3 Systemteknik Det studerade systemet med partiell nitritation och Anammox vid pilotanläggngen vid SYVAB har i första hand syftat till att klarlägga möjligheter att erhålla och säkerställa en stabil kvävereduktion. Olika sidoeffekter och möjligheter till modifierade drift- sätt har därför te närmare beaktats. Olika sådana effekter med hänsyn till eventuell förbehandlg av slam före rötkammaren, behandlg av luftflöden, recirkulerg/tillförsel av rejektvattenströmmar och ympng av bildade bakterier illustreras schematiskt av figur III-3. Figuren visar hur partiell nitritation (oxidation av ammonium till nitrit) följt av Anammox (oxidation av ammonium och nitrit till kvävgas) kan påverkas genom processmodifiergar och samspel med - och gående processteg. Rejektvattnets sammansättng efter rötng kommer att påverkas av om externt slam tillförs eller annat kväverikt material (t ex ur) eller om destegrerg av slam nyttjas så att mer kväve tillförs från slam. Nitritationssteget kan nebära att lustgas bildas. En möjlighet är att detta luftflöde tillförs anammox-reaktorn för nedbrytng av lustgas och för omrörng. Om lustgas fortfarande fns i gående luftström kan denna tillföras huvudflödet för luft eller behandlas separat. Olika sätt att tillföra rejektvatten eller recirkulera strömmar kan åstadkommas. Inkommande rejektvatten kan direkt tillföras anammoxreaktorn om kvoten nitrit till ammonium är för hög från nitritationsreaktorn (flöde 1a). Recirkulerg av behandlat rejektvatten (flöde 1b) till anammoxreaktorn medför att halterna av olika kväveförengar (speciellt av vikt för nitrit) kan hållas låga och recirkulerg till nitritationssteget (flöde 1c) medgör möjligheter for att avlägsna nitrat (i behandlat rejektvatten) med organiska syror i rejektvattnet med hjälp av traditionell denitrifikation. Med eventuell slamseparerg avskiljes ett slam med hög halt av nitritationsbakterier respektive anammox-bakterier. Dessa bakterier kan underlätta Tabell III-2. Stökiometriska samband vid bildng av lustgas respektive kvävgas. Reaktion Process Syrebehov Alkalitetsförändrg Konduktivitetsförändrg 2NH O 2 + 2HCO 3 N 2 O + H 2 O + 2CO 2 Stökiometrisk reaktion vid oxidation av ammonium med syre till lustgas 2,29 g O 2 /gn 1 ekv/mol N,1179 ms/cm + NH 4 + 1,5O 2 + 2HCO 3 Nitritation 3,43 g O 2 /gn 2 ekv/mol N,91 ms/cm NO 2 + H 2 O + 2CO 2 2NH NO 2 + 2CO 2 3N 2 O + 4H 2 O + 2HCO 3 Stökiometrisk reaktion vid oxidation av ammonium med nitrit till lustgas + 1 ekv/mol N,763 ms/cm NH NO 2 N 2 + H 2 O Anammox (an cellsyntes),724 ms/cm 41

43 Figur III-3. Systemteknik för partiell nitritation och Anammox. att säkerställa nitrifikation i huvudflödet vid avloppsvattenbehandlgen och att underlätta kvävereduktionen speciellt vid brist på organiskt lättnedbrytbart material i förhållande till kommande kvävehalt. 42

44 Referenser Ackerman R.A. & Fialkoff S.D. (1978). Nitrification of dustrial wastewaters. Development Industrial Microbiology, Vol 19, Ch. 51, Broda E (1977). Two kds of lithotrophs missg nature. Z.Alg.Microbiol.17, Cornelius A. & Rosenwkel K-H. (22). Aerob/anoxische Deammonifikation stickstoffhaltger Abwässer KALDNES-Biofilmverfaren Wasserwirtschaft, Abwasser, Abfall (49) nr.1. Egli K. (23). On the use of anammox treatg ammonium-rich wastewater. PhD Thesis, DISS. ETH NO Engström P. (24). The importance of anaerobic ammonium oxidation (anammox) and anoxic nitrification for N removal coastal mare sediments. (doktorsavhandlg, Göteborgs universitet). Fux C., Boehler M., Huber P., Brunner I. & Siegrist H. (22). Biological treatment of ammonium-rich wastewater by partial nitritation and subsequent anaerobic ammonium oxidation (anammox) pilot plant. Journal of Biotechnology, 99, Fux C. (23). Biological nitrogen elimation of ammonium-rich sludge digester liquids. Dipl. Ing. ETH, Swiss Federal Instite of Technology, Diss. ETH no (doktorsavhandlg). Hellga C., Schellen A.A.J.C., Mulder J.W., van Loosdrecht M.C.M. & Heijnen J.J. (1998). The SHARON process: an novative method for nitrogen removal from ammonium -rich wastewater. Wat. Sci. Tech., 37(9), Helmer C., Tromm C., Hippen A., Rosenwkel K-H., Seyfried C.F. & Kunst S. (21). Sgle stage biological nitrogen removal by nitritation and anaerobic ammonium oxidation biofilms systems. Wat. Sci. Tech., 43(1), Hippen A. (21). Esatz der Deammonifikation zur Behandlung hoch sticktoffhaltiger Abwässer. (doktorsavhandlg, des Instites fur Siedlungswasserwirtsch aft und Abfalltechnik der Universität Hannover). Hippen A., Rosenwkel K-H., Baumgarten G. & Seyfried C.F. (1997). Aerobic deammonification: a new experience the treatment of wastewaters. Wat. Sci. Tech., 35 (1),

45 Littleton H., Daigger G., Strom P. & Cowan A. (23). Simultaneous biological nrient removal: evaluation of aotrophic denitrification, heterotrophic nitrification, and biological phosphorus removal full-scale systems. Water Environment Research, 75 (2), Mossakowska A. (1994). Nitrifierg av rejektvatten med SBR-teknik på Bromma rengsverk. Div. of Water Resources Engeerg. Royal Instite of Technology, Stockholm, TRITA-VAT-1942 (licentiatavhandlg). Mossakowska A., Reius L-G. & Hultman B. (1997). Nitrification reactions treatment of supernatant from dewaterg of digested sludge. Water Environment Research, 69 (6), Mulder M.W., van Loosdrecht M.C.M., Hellga C. & Kempen R. (2). Full scale application of the SHARON process for treatment of rejection water of digested sludge dewaterg. IWA Conference Proceedgs, Paris, France, 37 July 2. Paques websida < 35F31DA2DB996C538EF1AFEB1?pageID=2522> Płaza E. (199a). Biological nitrogen removal from municipal wastewater under conditions of organic carbon limitations. Royal Instite of Technology, Stockholm. TRITA-VAT-195 (doktorsavhandlg). Plaza E., Hultman B. & Trela J. (199b). Effect of easily degradable carbon sources on nitrogen removal efficiency. Wat. Sci. Tech. 22, (7/8), Plaza E., Bosander J., Dahlberg A.G. & Hellström B.G. (199). Operational experience with phosphorus and nitrogen removal at the Himmerfjärden Plant, Sweden. Wat. Sci. Tech. 22, (7/8), Plaza E., Bosander J. & Trela J. (1991). Factors affectg biological nitrogen removal efficiency a large wastewater treatment plant. Wat. Sci. Tech. 24(7), Plaza E., Jönsson K. & Hultman B. (1995). Nrient removal from municipal wastewater by contuous up-flow sand filters. Proceedgs New and Emergg Environmental Technologies and Products Conference for Wastewater Treatment and Stormwater Collection. WEF, Toronto, Canada, June Płaza E. Trela J. & Hultman B. (21). Impact of seedg with nitrifyg bacteria on nitrification process efficiency. Wat. Sci. Tech. 43, (1), Strous M. (2). Anammox and nitrification. In. Microbiology of Anaerobic Ammonium Oxidation. (PhD thesis) The Netherlands. Strous M., Fuerst J.A., Kramer E.H.M., Logemann S., Muyzer G., van de Pas- Schoonen K.T., Webb R., Kuenen J.G. & Jetten M.S.M. (1999). Missg lithotroph identified as new planctomycete. Nature, 4,

46 Szatkowska B. (24a). Treatment of ammonium-rich wastewater by partial nitritation/anammox a biofilm system. Royal Instite of Technology, Stockholm. TRITA-LWR.LIC 223 (licentiatavhandlg). Szatkowska B., Płaza E. & Trela J. (24b). Conductivity measurements as a tool for monitorg the ammonium removal process. In: Proceedgs of the EU 5th framework IcoN Symposium: Anammox: new sustaable N-removal from waste water, Ghent, Belgium, 2123 January 24. Tendaj-Xavier M. (1985). Biologisk behandlg av rejektvatten från centrifugerg av rötslam. Div. of Water Resources Engeerg. Royal Instite of Technology, Stockholm, TRITA-VAT-1851 (licentiatavhandlg). Trela J. (2). Intensification of biological nitrogen removal a two-phase activated sludge process with pre-denitrification. Royal Instite of Technology, Stockholm, TRITA-AMI Report 381 (doktorsavhandlg). Trela J., Płaza E., Mikosz J. & Hultman B. (1998). Addition of organic material for denitrification improvement. Proceedgs of the 2nd International Conference on Advanced wastewater treatment, Recyclg and reuse, Milan, Italy, pp Trela J., Płaza E., Szatkowska B., G L. & Hultman B. (24). Deammonification som en ny process för behandlg av avloppsströmmar med hög kvävehalt experiment i pilot-skala. VA-Forsk rapport. Nr 24-9 < filer/va-forsk%224-9.pdf>. Van Dongen L.G.J.M., Jetten M.S.M. & van Loosdrecht M.C.M. (21a). The combed Sharon/Anammox Process, A sustaable method for N-removal from sludge water. STOWA Report, London, UK. Van Dongen L.G.J.M., Jetten M.S.M. & van Loosdrecht M.C.M. (21b). The Sharon-Anammox process for treatment of ammonium rich wastewater. Wat. Sci. Tech., 44, (1), Van Loosdrecht M.C.M. & Jetten, M.S.M. (1998). Microbiological conversions nitrogen removal. Wat. Sci. Tech., 38(1), 17. Van Loosdrecht M.C.M. & Jetten M.S.M. (23). Method of treatg ammonia comprisg waste water. Official Gazette of the United States Patent and Trademark Office Patents, 1258(1). 45

47 BILAGA A Publicerade arbeten (2124) Redovisng av hittills vunna resultat från experiment t.o.m. 24 Horeglad P. (21). Pilot plant study at Himmerfjärden evaluation of start-up operation. Master Science Thesis Report. Royal Instite of Technology, AVAT- EX-2-3. La Rocca N. (21). Deammonification process with a pre-nitritation step to treat supernatant. Master Science Thesis Report. Royal Instite of Technology. AVAT- EX-2-2. Trela J., Hultman B. Płaza E., Horeglad P. & La Rocca N.C. (21). New methods for biological treatment of supernatant from digested sludge. Proceedgs of a Polish- Swedish semar, Nowy Targ, Poland, October 2426, TRITA-AMI REPORT 388-SE, pp Płaza E., Trela J. & Hultman B. (22). Treatment of ammonium rich waste streams with low content of organic matter. Proceedgs of the Enviro 22 IWA World Water Congress, Melbourne, 712 April 22. Płaza E., Trela J., G L., Löwén M. & Szatkowska B. (23). Deammonification process for treatment of ammonium rich wastewater. In: Integration and optimisation of urban sanitation systems, Jot Polish-Swedish Reports, No 1. Royal Instite of Technology, Stockholm, 23, TRITA-LWR.REPORT 34-SE, Szatkowska B., Płaza E. & Trela J. (23). Prelimary studies on deammonification process ketics. In: Integration and optimisation of urban sanitation systems, Jot Polish-Swedish Reports, No 1. Royal Instite of Technology, Stockholm, 23, TRITA-LWR.REPORT 34-SE, Szatkowska B., Płaza E., Trela J. & Bąkowska A. (23). Influence of dissolved oxygen concentration on deammonification process performance. In: Integration and optimisation of urban sanitation systems, Jot Polish-Swedish Reports, No 11. Royal Instite of Technology, Stockholm, 23, TRITA-LWR.REPORT 37 SE, G L. (23). Deammonification as a novel biological process for treatment of ammonium-rich wastewater experimental study. Royal Instite of Technology, Stockholm, TRITA-LWR Master thesis, LWR-EX G L. & Płaza E. (23). Laboratory-scale study on treatment of high-strength ammonium wastewater. In: Integration and optimisation of urban sanitation systems, Jot Polish-Swedish Reports, No. 11. TRITA-LWR REPORT SE,

48 Płaza E., Trela J., Löwén M., Szatkowska B. & G L. (23). Nitrogen removal from ammonium rich waste streams with low content of bioderegradable organic matter. ÅFORSK Fal Report, Project Szatkowska B., Płaza E., Trela J. & Comber A. (24). Factors fluencg Anammox process. In: Integration and optimisation of urban sanitation systems, Jot Polish-Swedish Reports, No. 12, In Press. Trela J., Płaza E., Hultman B., Bosander J. & Dahlberg A.G. (24). Pilot-plant experiments with combed nitritation and anaerobic ammonium oxidation (Anammox) biofilm system. In: Integration and optimisation of urban sanitation systems, Jot Polish-Swedish Reports, No. 12, In Press. G L., Płaza E. & Hultman B. (24). Partial nitritation process assessment. In: Integration and optimisation of urban sanitation systems, Jot Polish-Swedish Reports, No. 12, In Press. Szatkowska B., Płaza E. & Trela J. (24). Nitrogen removal rates the deammonification process: batch experiments. In: Proceedgs of the IWA World Water Congress and exhibition, Marrakech, 1924 September 24. Trela J., Płaza E., Szatkowska B., Hultman B., Bosander J. & Dahlberg A.G. (24). Pilotplant experiments with combed nitritation and anaerobic ammonium oxidation (Anammox) biofilm system. In: Proceedgs of the IWA World Water Congress and exhibition, Marrakech, 1924 September 24. Szatkowska B., Płaza E., Trela J. & Hultman B. (24). Monitorg of nitrogen removal processes by use of conductivity measurements. Vatten 6 (2), Trela J., Płaza E., Szatkowska B., Hultman B., Bosander J. & Dahlberg A.G. (24). Deammonification as a new process for treatment of wastewater with high nitrogen content. Vatten 6 (2) Trela J., Płaza E., Szatkowska B., G L. & Hultman B. (24). Deammonification som en ny process för behandlg av avloppsströmmar med hög kvävehalt experiment i pilot-skala. VA-Forsk rapport. Nr < filer/va-forsk%224-9.pdf>. Szatkowska B. (24). Treatment of ammonium-rich wastewater by partial nitritation/anammox a biofilm system. Div. of Water Resources Engeerg. Royal Instite of Technology, Stockholm, TRITA-LWR.LIC 223 (licentiate thesis). 47

49 BILAGA B Rapport om lustgasbildng 1(4) SYVAB HIMMERFJÄRDSVERKET MÄTNING AV LUSTGASEMISSION FRÅN VÄTSKEYTOR VID PILOTANLÄGGNING FÖR DEAMMONIFIKATION K-KONSULT ARBETSMILJÖ-VVS AB BOX 4744, 1 74 STOCKHOLM BJÖRN ARMAND PÄR VIKSTRÖM TEL

50 Arbetsmiljö-VVS AB, Björn Armand (4) På uppdrag av Jan Bosander, SYVAB, Sydvästra Stockholmsregionens VA- Verksaktiebolag, har K-Konsult Arbetsmiljö-VVS AB fört mätngar av lustgasemission från vätskeytor, vid en anläggng för pilotförsök med deammonifikation, under perioden februari 25. MÄTINSTRUMENT - METODER Mätngarna har förts med en IR-analysator typ Bos tillverkad av Leybold Hereus. Instrumentet har mätområdet 1 ppm. För att undvika störngar av luftfuktighet och koldioxid rustades strumentet med speciella filter, ett silikagelfilter som absorberar koldioxid och ett natronkalkfilter som absorberar koldioxid. Vattenånga och koldioxid har närliggande spektrum och dessa ångor ger terferens med lustgas om de ej tas bort. Före mätngarna kalibrerades strumentet med en kalibrergsgas. Filtren för vattenånga och koldioxid testades genom analys av andngsluft varvid konstaterades att all vattenånga och lustgas elimerades. På en huv med ytan 25 *25 mm och en 1 mm hög kant monterades en nippel där slangen till IR-analysatorns anslöts. Huven hölls omedelbart över vattenytan i resp tank. Luftflödet till analysatorn mättes till,5 l/m med rotameter. Luftflödet var något större än blåsluftflödet, dvs all uppströmmande gas fångades av huven Figur 1. Mätng med huv. HimmerfjärdsverketLustgasmätngar_