Biologisk fosforavskiljning och primärslamshydrolys under perioder med höga flöden

Transkript

1 Biologisk fosforavskiljning och primärslamshydrolys under perioder med höga flöden Resultat av tre års fullskaleerfarenheter vid Duvbackens reningsverk Jannice Örnmark Degree Project in Engineering Chemistry, 30 hp Report passed: February 2010 Supervisors: Lars-Olof Öhman, Umeå University Carin Eklund, Gästrike Vatten AB Hans Simonsson, Gästrike Vatten AB

2

3 SAMMANFATTNING Biologisk fosforavskiljning (bio-p) är en väletablerad teknik för avskiljning av fosfat ur spillvatten utan tillsats av fällningskemikalie. Metoden tillämpas på Duvbackens reningsverk sedan 2004 där den under normala förhållanden ger en reduktion av fosfor på omkring 95 %. Problem uppstår dock under och efter perioder med höga flöden, då processen hämmas eller i värsta fall slås ut. Denna rapport sammanfattar resultaten av tre års drift- och optimeringserfarenheter med bio-p på Duvbackens reningsverk. Resultatet inkluderar identifiering av de kritiska parametrar som bidrar till processens fallerande under och efter perioder med höga flöden och låg organisk belastning. Åtgärder har tagits fram och implementerats i full skala, inklusive en strategi för styrning av processen under och efter perioder med höga flöden. Resultaten av dessa åtgärder har visat sig vara framgångsrika och lett till en stabilare process, minskade utgående fosfortoppar samt minskat användande av fällningskemikalie och energi. Nyckelord: Biologisk fosforavskiljning (bio-p), flyktiga fettsyror (VFA), slamhydrolys, fosforackumulerande organismer (PAO), överluftning, luftningsstrategi, låg belastning, höga flöden, fosforupptag, fosforsläpp

4

5 FÖRORD Denna rapport avslutar min civilingenjörsutbildning i teknisk kemi. Rapporten är baserad på optimeringsarbete som är genomfört under tre år under min anställning som processingenjör på Gästrike Vatten på Duvbackens reningsverk i Gävle. Handledare på plats har varit Carin Eklund och Hans Simonsson. Universitetshandledare har varit Lars-Olof Öhman. Mitt varmaste tack går till Carin och Hasse som deltagit i projektet med idéer, kunskap och kroppsstyrka. Utan Carin hade jag aldrig börjat jobba med VA och därför vill jag rikta ett extra tack till henne för allt hon lärt mig. Förutom att handskas med truliga gubbar vet jag nu hur ett labb kan funka på bästa sätt. Hasse har klurat ut de flesta praktiska och reglertekniska lösningarna och utan honom hade förmodligen vattnet runnit baklänges i reningsverket. Jag vill också tacka Lars-Olof som bistått med mycket kloka ord och tankar som jag kommer ha med mig i framtiden. En tågresa från Umeå till Gävle under snöoväder är heller ej att förakta. Jag vill också tacka övriga personer som på något sätt varit inblandade i mitt examensarbete och all övrig personal för tiden jag fick med er. Tack Johanna Weglin Nilsson för att du läst min rapport så många gånger och för att du peppat mig när det behövdes. Rapporten vill jag tillägna Karl-Ove Petterson, retsticka, kontorsgranne och förmodligen äldst på hela Gästrike Vatten. Gävle, februari 2010 Jannice Örnmark

6

7 INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1. Inledning Syfte Biologisk fosforavskiljning Biokemisk modell Miljö- och processfaktorer Biologisk fosforavskiljning vid höga flöden Minskad tillgång på kolkälla, VFA Endogen energibrist och mikrobiell konkurrens Syre/nitrat i den anaeroba zonen Aerob överluftning Fällningskemikalier Problematik efter höga flöden Biologisk fosforavskiljning på Duvbackens reningsverk Hydrolyssteget Biosteget Anaerob zon Aeroba zoner Metoder Resultat och diskussion Identifiering av kritiska faktorer Påverkan på hydrolyssteget vid höga flöden Påverkan på biosteget vid höga flöden Processmässiga åtgärder och förbättringar Optimering av hydrolyssteget Åtgärder för minskad turbulens Behovsanpassad styrning vid höga flöden Behovsanpassad styrning efter en långvarig period med höga flöden Rekommendation för framtida optimering ph-mätning för styrning av VFA-produktionen i hydrolyssteget Användning av bio- och primärslam för utökad hydrolys Bioslamshydrolys Behovsanpassad luftning Behovsanpassad styrning efter långvarig period med höga flöden Kontrollprogram för processuppföljning Slutsatser BILAGA

8 BILAGA BILAGA EXTENDED ABSTRACT... 53

9 FÖRKORTNINGAR Bio-P Biologisk fosforavskiljning BOD Biological Oxygen Demand, biologisk syreförbrukning COD Chemical Oxygen Demand, kemisk syreförbrukning GAO Glycogen Accumulating Organisms, glykogenassimilerande mikroorganismer PAO Phosphorus Accumulating Organisms, fosforavskiljande mikroorganismer pe Personekvivalenter PHA Poly-β-Hydroxyl Alkonates, polymeriserade syror Poly-P Polyfosfater SS Suspended Solids, suspenderbart material TOC Total Organic Carbon, totalt organiskt kol TS Torrsubstans VFA Volatile Fatty Acids, flyktiga fettsyror VSS Volatile Suspended Solids, glödförlust

10

11 1. INLEDNING Under senare år har nederbördsmängderna i Sverige ökat och, enligt de klimatmodeller som finns, kommer de att fortsätta öka i framtiden. Även antalet tillfällen med intensiv nederbörd väntas öka. Processerna för rening av spillvatten påverkas av nederbörd eftersom ledningsnäten i stor utsträckning påverkas av inläckage av tillskottsvatten. Fram till början av 1950-talet var det också vanligt att kombinerade avloppssystem byggdes. I dessa avleds både dag-, dräneringsoch spillvatten i samma ledningssystem och detta leder till stora flödesökningar i avloppssystemet vid nederbörd och snösmältning. Dessa system finns fortfarande kvar, speciellt i städernas centrala och äldre bebyggelseområden (Svenskt Vatten, 2007). Ledningsnäten och reningsverken, som kan vara byggda för mer än 100 respektive 50 år sedan, är alltså inte dimensionerade för de flödesökningar som ökad nederbörd för med sig. Ett utspätt spillvatten är svårare att rena samtidigt som biologiska reningsprocesser på reningsverken kan störas eller helt slås ut vid långvariga flödesökningar. Duvbackens reningsverk är beläget i Gävle och är dimensionerat för att ta emot spillvatten från personekvivalenter (pe). Reningsverket byggdes om 2004 från konventionell spillvattenrening med förfällning och aktivslam till en ny teknik med biologisk fosforavskiljning. Syftet var att införa en ekologiskt hållbar reningsteknik med målet att minska kemikalieanvändningen och skapa förutsättningar för slammet att ingå i ett kretslopp. Den biologiska fosforavskiljningen fungerar väl i normalfallet och ger en reduktion av fosfor på omkring 95 % utan efterpolering och tillsats av fällningskemikalie. Halterna i utgående vatten ligger vid normala driftförhållanden oftast under 0,3 mg/l. Problem har dock uppstått under och efter perioder med höga flöden då processen störts. Detta gäller särskilt vid långvarigt höga flöden, såsom ihållande regn och/eller snösmältning, då processen i vissa fall helt slagits ut. Dosering av fällningskemikalie har då blivit nödvändig och det har ibland tagit flera månader för den biologiska fosforavskiljningen att återhämta sig igen. Reningsverket kommer dessutom år 2012 att få skärpta krav på utsläpp av fosfor. Dessa krav klaras inte med den fällningskemikaliemängd som användes Ska utsläppen av fosfor kunna minskas utan att höja tillsatsen av fällningskemikalie är det framförallt viktigt att lösa de problem som uppstår vid långvarigt höga flöden SYFTE Syftet med detta examensarbete har varit att: 1. Genomföra en teoretisk studie av bio-p kopplat till höga flöden som kan ligga till grund för en hypotes av situationen på reningsverket vid dessa förhållanden. 2. Identifiera faktorer som i full skala har en negativ inverkan på den biologiska fosforavskiljningen vid höga flöden. 3. Föreslå rimliga åtgärder för att motverka de kritiska faktorer som identifieras. 4. Genomföra åtgärder och utvärdera effekten av dessa. 5. Ta fram ett kontrollprogram för driften med bio-p och primärslamshydrolys på reningsverket. 1

12 2. BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING Biologisk fosforavskiljning (bio-p) är en väletablerad teknik för avskiljning av fosfat (PO 4 -P) ur spillvatten utan tillsats av fällningskemikalie. Tekniken baseras på en naturlig selektion av fosforavskiljande mikroorganismer (PAO) ur spillvattnet genom att skapa alternerande anaeroba och aeroba processbetingelser. PAO släpper först fosfor från cellstrukturen under anaeroba processbetingelser samtidigt som de förser sig med kolkälla, för att därefter ta upp ett överskott av fosfor under aeroba processbetingelser. Sett över hela biosteget sker ett nettoupptag av fosfor ur vattenströmmen som sedan kan avskiljas med bioslammet vilket utgörs av mikroorganismerna. Den slammängd som motsvarar mikroorganismernas tillväxt tas ut från systemet medan resterande mängd recirkuleras för att bibehålla en stabil fosforavskiljande biokultur. Den specifika egenskap som kännetecknar PAO är att de kan ta upp organiskt bundet kol under anaeroba förhållanden. Detta ger dem konkurrensfördelar i förhållande till vanliga heterotrofa mikroorganismer som kräver syre för sitt upptag. Den andra egenskapen som gör bio-p möjlig är att PAO kan ta upp och lagra ett överskott av fosfor i cellstrukturen för senare behov, medan heterotrofa mikroorganismer endast tar upp så mycket fosfor som de behöver för momentan tillväxt. Den processuppställning som är nödvändig för att få till stånd en biologisk fosforavskiljning är relativt enkel. Olika processuppställningar finns presenterade (Janssen et al., 2002) där det gemensamma är ett krav på både en anaerob och en aerob uppehållstid BIOKEMISK MODELL En schematisk beskrivning av det biokemiska förloppet vid bio-p enligt Mino-modellen (Mino et al., 1987 & 1998, Comeau et al., 1986) åskådliggörs i figur 1. VFA som är ett samlingsnamn för flyktiga fettsyror utgör kolkälla för PAO och är den del av det organiska materialet i spillvattnet som är biotillgängligt. Under anaeroba förhållanden ackumulerar PAO VFA och lagrar detta intracellulärt i form av poly-β-hydroxylalkonater (PHA). Det finns många olika typer av PHA och den kemiska sammansättningen beror av vilken typ av substrat som assimileras. Energin för upptaget av VFA till cellen erhåller PAO genom att med glykogen som reduktionsmedel bryta ner tidigare upplagrad polyfosfat (poly-p) till ortofosfat (PO 4 -P) som simultant med upptaget transporteras ut ur cellen. Detta ger upphov till en ökad fosfatkoncentration i den anaeroba zonens vätskefas. Under efterföljande aeroba förhållanden tar PAO återigen upp fosfat i cellstrukturen och syntetiserar poly-p och glykogen som lagras intracellulärt, samtidigt som tidigare upplagrad PHA oxideras. I detta skede nyttjar cellen syre som oxidationsmedel vid omsättningen av PHA till den energi som behövs. Energin används, förutom till lagring av poly-p och glykogen, också till tillväxt och förökning av cellmassan. Sett över hela biosteget sker ett nettoupptag av fosfor från vattenfasen. 2

13 H + TCA cykeln Glykogen Poly-P energi och reduktionsmedel energi H 2 PO 4 - /HPO 4 2- PHA kolkälla VFA O 2 kolkälla PHA energi Glykogen celltillväxt Poly-P CO 2 + H 2 O H 2 PO /HPO 4 Konc. fosfat Fosforsläpp Fosforupptag Nettoupptag Anaerobt Aerobt Figur 1. Förenklad metabolisk modell över bio-p-processen genom Mino-modellen. Modifierad från Seviour et al. (2003) MILJÖ- OCH PROCESSFAKTORER Bio-P-processen är till sin natur komplex och relativt störningskänslig då den till stor del utgörs av en cellulär metabolism som beror av exogena substrat (VFA) och endogena lagringsprodukter (PHA, poly-p) (Seviour et al., 2003, Oehmen et al., 2007). Både miljö- och processmässiga faktorer har en inverkan på processen, vilket finns omfattande beskrivet i litteraturen (Brdjanovic et al., 1998a & 1998b, Carlsson et al., 1996, Janssen et al., 2002, López-Vázquez et al., 2008, Saito et. al., 2004, Schuler et al., 2002, Stephens et al., 1998). Här inkluderas omvärldsfaktorer, exempelvis ph och temperatur, spillvattnets sammansättning, exempelvis halt och typ av VFA, löst fosfor, nitrat och andra joner som Mg 2+, K + och Ca 2+, men även processmässiga aspekter som flöde, slambelastning, slamålder, syrehalter och uppehållstider. Faktorerna kan ha en direkt inverkan på den fosforavskiljande kapaciteten hos PAO men också en indirekt inverkan genom att konkurrensen mellan olika mikroorganismer och bioslammets sammansättning påverkas BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING VID HÖGA FLÖDEN Bio-P-processen är generellt mycket känslig för höga och skiftande flöden. Vid ett konstant flöde, en jämn tillförsel av biotillgänglig kolkälla och optimala processbetingelser, ställer processen in sig och ger ett slam med en god fosforavskiljande bakteriekultur. Processen bör därför styras så att betingelserna för PAO blir så konstanta och gynnsamma som möjligt. 3

14 Detta kan vara svårt att åstadkomma vid ett kommunalt reningsverk där flöden och belastning varierar över året men också över veckor, dygn och timmar. Systemet klarar av små och kortvariga förändringar medan det vid stora förändringar, som t.ex. vid långvariga regn och snösmältning, lätt kollapsar. Vid dessa tillfällen slås den biologiska fosforavskiljningen ut och det kan ta flera månader innan en väl fungerande biologisk fosforavskiljning återfås. Eftersom bio-p-processen och dess funktion består av ett komplext system där flera olika typer av mikroorganismer är involverade, är de faktorer som kan påverka processen vid höga flöden många. I figur 2 visas schematiskt hur några av de olika faktorerna samverkar och påverkar bio-p-processen vid höga flöden. Avstängd/hämmad hydrolysprocess Aerob överluftning Minskad anaerob uppehållstid Brist på VFA Endogen energibrist (brist på PHA) Hämmad hydrolys i ledningsnätet Syre/nitrat i anaeroba zonen Minskat anaerobt fosforsläpp Mikrobiell konkurrens Endogen energibrist (brist på PHA) Minskat aerobt fosforupptag Dosering av fällningskemikalie Ökade fosforutsläpp Figur 2. Faktorer som ger en negativ påverkan på bio-p-processen vid höga flöden. 4

15 Minskad tillgång på kolkälla, VFA Den fosforavskiljande kapaciteten är direkt relaterad till hur mycket biotillgängligt kol som finns närvarande under anaeroba förhållanden (Lie et al., 1997), samtidigt som också tillräckligt med biotillgänglig fosfor (Liu et al., 1997) måste finnas närvarande under aeroba förhållanden. Uppfylls inte dessa kriterier finns bl.a. risk för att PAO konkurreras ut av andra mikroorganismer. Behovet av tillräcklig mängd VFA är en följd av att det aeroba fosforupptaget är direkt proportionellt mot det anaeroba fosforsläppet, vilket i sin tur står i direkt relation till tillförd mängd kolkälla (Carlsson et al., 1996, Lie et al., 1997). Enligt litteraturen krävs att kvoten VFA/PO 4 -P i spillvattnet överstiger 10 för att en tillfredställande biologisk fosforavskiljning ska uppnås. Det biotillgängliga kolet börjar bildas redan i ledningsnätet där mer komplexa organiska föreningar bryts ner i frånvaro av syre. Den mängd som bildas där är ofta allt för låg. Det blir därför viktigt att ha en tillräckligt lång anaerob uppehållstid i biosteget där fortsatt nedbrytning och bildning av biotillgänglig kolkälla kan ske. Är kvoten mellan VFA och fosfor fortfarande inte tillfredställande, kan ytterligare biotillgängligt kol genereras internt genom exempelvis hydrolys av slam (Banister et al., 1998, Tykesson et al., 2005, Vollertsen et al., 2006) eller genom tillsats av extern kolkälla. Vid höga flöden tillförs reningsverket under de första timmarna en ökad mängd organiskt material på grund av att ledningsnätet då sköljs rent från material som byggts upp där. Denna plugg är dock tillfällig och koncentrationen organiskt material minskar därefter snabbt, som följd av att den ökade vattenmängden leder till en utspädning. Syretillskott från regnvattnen samt bildandet av nitratkväve (NO 3 -N) gör att den biokemiska miljön i ledningsnätet förändras från anaerob till delvis aerob och anoxisk. I aerob miljö hämmas de hydrolysprocesser som normalt fortgår anaerobt och detta leder till att en mindre mängd biotillgängligt kol bildas och tillförs reningsverket. Ökade flöden leder alltså inte endast till en utspädning, utan dessutom till att kvoten mellan VFA och kemiskt syreförbrukande material (COD) minskar. Fosformängderna är relativt konstanta vilket gör att kvoten VFA/PO 4 -P också minskar under dessa förhållanden (Carlsson et al., 1996). Nyttjas hydrolys av primärslam i huvudströmmen påverkas VFA/PO 4 -P-kvoten ytterligare i negativ riktning, eftersom recirkulationen av slam i vissa fall måste stängas av för att undvika ursköljning av slam ur systemet (Janssen et al., 2002). Därmed går också den VFA som normalt bildas i hydrolyssteget förlorad vilket medför att kvoten VFA/ PO 4 -P minskar ytterligare. I de fall flödet är förhöjt under en längre tidsperiod tillförs därutöver hydrolyssteget en mindre mängd substrat i form av organiskt material på grund av att ledningsnätet under flödesökningens initiala skede sköljts rent. Det slam som recirkuleras blir därför så småningom utarmat och, som en konsekvens, produceras en allt mindre mängd VFA Endogen energibrist och mikrobiell konkurrens På kort sikt leder en förkortad uppehållstid och en minskad tillgänglighet av VFA till att det anaeroba fosforsläppet snabbt minskar. Detta sker som följd av att PAO nyttjar energin från endogent lagrad poly-p vid upptag av VFA och därför simultant med upptaget släpper fosfat från cellen. Eftersom det aeroba fosforupptaget är proportionellt mot fosforsläppet, kan på grund av detta bioslammets fosforavskiljande kapacitet minska mycket snabbt även om mängden PAO i systemet inte hunnit förändras. 5

16 Vid brist på VFA uppstår en endogen energibrist och mikroorganismerna ägnar sig då främst åt livsuppehållande processer. Initialt sker detta utan att koncentrationen av aktiv biomassa reduceras. Till dessa processer inkluderas omsättningen av cellmaterial, exempelvis proteiner och RNA, uppehållande av jongradienter (H +, Na +, K + ) över cellmembran och mobilitet. Energin till livsuppehållande processer kan cellen erhålla från nyttjandet av extracellulärt substrat, exempelvis VFA och PO 4 -P, eller endogent substrat, exempelvis PHA, poly-p och glykogen (Lopez et al., 2006). Lysering, sönderfall av cellmembran, kan uppstå som följd av virusangrepp och predation av eukaryota organismer medan celldöd kan ha flera orsaker, däribland långvarig energibrist (Lopez et al., 2006). Vid långvarig brist på VFA leder nedbrytningsprocesser, som innefattar lysering och celldöd, till en minskad koncentration av aktiv biomassa. Detta leder på sikt till en minskad andel PAO i bioslammet. Den biologiska fosforavskiljningen kan på så sätt bli kraftigt nedsatt under långa tidsperioder även efter det att flödena återgått till normalnivå. På lång sikt leder en minskad tillförsel av VFA även till att PAO missgynnas konkurrensmässigt till fördel för glykogenassimilerande mikroorganismer (GAO). GAO kan också ta upp VFA anaerobt men nyttjar inte fosfat utan endast glykogen som energikälla för detta. GAO assimilerar således ingen fosfor och tar inte upp mer fosfor än en vanlig heterotrof bakterie (Seviour et al., 2003). Detta leder på sikt till att PAO kan konkurreras ut med en minskad fosforavskiljande kapacitet i bioslammet som följd Syre/nitrat i den anaeroba zonen Höga flöden kan leda till turbulens och syreinblandning i ledningsnät och i reningssteg på reningsverket. Om luftade sandfång och skruvpumpar ingår i processuppställningen kan syresättningen bli än mer markant. Under dessa förhållanden kan dessutom nitrat bildas. Löst syre och syreinnehållande kväveföreningar har en direkt hämmande inverkan på den biologiska fosforavskiljningens anaeroba endogena metabolism. Nitrifikation är en aerob process som kan nyttjas vid biologisk kvävereduktion och nitrat kan då, förutom via inkommande vatten, tillföras den anaeroba zonen via returslammet (Janssen et al., 2002). Reningsverk med enbart biologisk fosforreduktion arbetar generellt vid lägre slamålder, vilket minskar risken för bildning och recirkulation av nitrat från den aeroba zonen. En hög nitrathalt i den anaeroba zonen kan ge negativ påverkan på fosforavskiljningen på två sätt. Dels kan denitrifierande bakterier konkurrera med PAO om kolkälla och dels kan en hög nitrathalt bidra till ett anoxiskt fosforupptag istället för ett anaerobt fosforsläpp. Det finns nämligen vissa typer av PAO som kan nyttja syret i nitratmolekylen istället för löst syre som elektronacceptor vid respiration (Tykesson, 2005, Seviour et al., 2003). Löst syre påverkar processen på ett liknande sätt. PAO får i detta fall konkurrens av vanliga heterotrofa mikroorganismer som kan bryta ner och tillgodogöra sig organiskt material i närvaro av syre. Det lättillgängliga kolet förbrukas då snabbt av andra mikroorganismer och PAO missgynnas Aerob överluftning När biosteget tillförs ett syreinnehållande vatten med en lägre koncentration av syreförbrukande material, kan en överluftning ske i den aeroba zonen. Bioslammet blir lättare att syresätta som en följd av att en mindre mängd organiskt material finns närvarande, som 6

17 normalt förbrukar syre vid nedbrytning. Optimala syrehalter för systemet kan då lätt överskridas. En överluftning kan också ske som följd av en icke optimal styrning av syrehalterna vid höga flöden. Är styrningen inte behovsanpassad är risken stor att systemet luftas mer än vad som krävs. Försök i laboratorieskala med satsreaktor har visat att nettoupptaget av fosfor försämras då den aeroba perioden förlängs om tillsatsen av VFA (acetat) samtidigt är låg (Stephens et al., 1998). Ett överskott av syre vid låg tillförsel av VFA har visat sig leda till en gradvis nedbrytning av lagrad PHA i cellen (Brdjanovic et al., 1998c) eftersom kolkällan då används för att skapa energi till livsuppehållande processer. Bristen på endogent PHA kan då leda till att PAO börjar konsumera glykogen. Brist på glykogen i cellen leder till att förmågan att ta upp VFA i den anaeroba zonen försämras vilket i sin tur innebär att fosforavskiljningskapaciteten hämmas ytterligare. Fosforavskiljningskapaciteten är således inte enbart beroende av koncentrationen aktiv biomassa, utan också av koncentrationen endogena lagringsprodukter. Blir förhållandet långvarigt leder energibristen i cellen till att den dör och andelen PAO i bioslammet sjunker. Både nedbrytningen av aktiv biomassa, och nedbrytningen av endogena lagringsprodukter, leder till en obalans mellan fosforsläpp och fosforupptag som slutligen resulterar i ökade utsläppsmängder av fosfor till recipienten. Nedbrytningshastigheten av bioslam vid endogen energibrist har visat sig vara betydligt snabbare i ett aerobt system än under anaeroba eller anoxiska förhållanden (Siegrist et al., 1999) vilket gör kontroll och optimering av luftningssystemet extra viktig. Försök har också gjorts där biotillgängligt kol (propionat) tillsatts ett system med bio-p-avskiljning under konstanta aeroba förhållanden (Vargas et al., 2009) med resultatet att fosforupptaget då kunde bibehållas Fällningskemikalier Om utsläppsvärdet av fosfor stiger över gällande riktvärde blir ofta kemisk fällning nödvändig för att klara av perioder med en hämmad eller icke fungerande biologisk fosforavskiljning. På många reningsverk sker även kemisk fosforavskiljning som ett komplement till bio-p. I de fall processen är utformad så att bildat kemslam återförs till biosteget utgör detta ett störningsmoment för bio-p-processen. Metalljonerna (Al 3+ eller Fe 3+ ) är sannolikt effektivare på att binda upp fosfor jämfört med PAO och i den anaeroba zonen binds då den lösta fosforn upp kemiskt och blir därmed icke biotillgänglig. En endogen brist på poly-p kan således bli följden vilket på sikt missgynnar PAO och den biologiska fosforavskiljningen. Försök i satsreaktor i laboratorieskala har visat att en bristande mängd fosfor i systemet gynnar GAO framför PAO (Liu et al., 1997). Liknande försök har även gjorts där järnklorid tillsatts i en satsreaktor med bio-p (Tykesson et al., 2003). Konsekvensen av detta blev att det anaeroba upptaget av VFA hos PAO minskade avsevärt till förmån för GAO Problematik efter höga flöden PAO är beroende av en viss tillförsel av VFA men är samtidigt också mycket känsliga för fluktuationer i tillförd mängd VFA (Carlsson et al., 1996, Carucci et al., 1999, Krühne et al., 2003). När flödet återgår till normal nivå ökar åter mängden VFA in till biosteget. Den anaeroba delen av processen svarar då snabbt genom att PAO åter tar upp VFA samtidigt som fosfat släpps. De aeroba upptaget blir dock fördröjt på grund av att PAO främst använder energin till att återuppbygga endogena förråd av PHA, istället för till upptag av fosfor, som inte är direkt nödvändigt för cellens överlevnad (Brdjanovic et al., 1998c, Temmink et al., 7

18 1996). De största problemen med förhöjda utsläppsvärden kan därför ibland uppstå först då förhållandena återgått till de normala. 3. BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING PÅ DUVBACKENS RENINGSVERK Duvbackens reningsverk är dimensionerat för pe och ett flöde (Q dim ) på 1900 m 3 /h. Reningsverket belastades under 2008 av pe, inkluderat en industribelastning motsvarande ca 6000 pe. Processuppställningen för reningsverket visas i tabell 1. Tabell 1. Processuppställning vid Duvbackens reningsverk. Vid beräkning av uppehållstiderna i biosteget har ett returslamflöde på 60 % antagits. Anläggningsdel Fingaller (spaltvidd 3 mm) 2 Antal (n) Aktiv yta (m 2 ) Ytbelastning vid Q dim (m/h) Aktiv volym (m 3 ) Sandfång ,39 Försedimentering/hydrolys , ,3 Anaerob zon ,5 Aerob zon ,5 Utjämningsbassänger Aerob zon ,8 Aerob zon Slutsedimentering , ,9 Primärslamsförtjockare Bioslamsförtjockare Rötkammare v Slamlager (före centrifug) Torrslamssilo Uppehållstid vid Q dim (h) Reningsverket måste följa av regering och länsstyrelse uppställda utsläppskrav. Från och med gäller riktvärden, som kvartalsvisa medelvärden, enligt följande: BOD 7 < 8 mg/l P tot < 0,4 mg/l De totala mängderna BOD 7 och fosfor får, som gränsvärde och på årsbasis, inte överstiga 120 respektive 7 ton kommer dessa krav att skärpas ytterligare. Ett nytt riktvärde blir då 0,3 mg P tot /l och årsmängden får då inte överskrida 5,25 ton (Länsstyrelsen Gävleborg, 2006). För närvarande finns inget krav på kväveavskiljning men mätningar har visat att ca 35 % av kvävet reduceras i reningsverkets befintliga process. 8

19 Fosfor ut (ton) Fällningskemikalie (ton) Reningsverket byggdes om under 2003, och i juni 2004 togs en process med biologisk fosforreduktion i drift. Syftet var att minimera användandet av fällningskemikalier samtidigt som tidsandan efterfrågade mer miljövänliga och kretsloppsinriktade reningsmetoder. Ombyggnationen innebar att den kemiska fällningen av fosfor före biosteget togs bort. Efterfällningen, före slutsedimenteringssteget, behölls som ett polersteg i de fall den nya processen inte skulle klara uppställda krav. Målet var dock att uppnå dessa utsläppskrav utan att använda fällningskemikalie. I figur 3 åskådliggörs utgående fosformängder samt använd mängd fällningskemikalier från år 2003 till år Sedan den biologiska fosforavskiljningen togs i drift har användandet av fällningskemikalier minskat från ca 800 ton/år till ca 200 ton/år Det skärpta kravet på 5,25 ton år 2012 uppnås dock inte med 2006 års fällningskemikaliemängd År 0 Fosfor UT (ton) Fällningskemikalie (ton) Figur 3. Utgående mängd fosfor och använd mängd fällningskemikalie 2003 till infördes bio-p. Det rötade slammet har av ännu icke utredd anledning blivit svårare att avvattna och en ökad tillsats av polymer från ca 10 ton/år till ca 17 ton/år har därför blivit nödvändig. Elanvändningen har också ökat från ca 3000 MWh/år till ca 4000 MWh/år vilket till största delen beror på utökningen av aeroba zoner och pumpar för recirkulation av slam i hydrolyssteget. Den aeroba delen av biosteget står för ca 44 % av reningsverkets elförbrukning. Sedan processen med bio-p togs i drift har massbalansen av fosfor i reningsverket förändrats. En dygnsprofil över fosforflödet i verket vid drift med bio-p åskådliggörs i figur 4. Den fosformängd som återförs till processen via rejektvatten från slambehandlingen har fyrdubblats på grund av att bioslammet inte längre innehåller några fällningskemikalier som binder upp fosforn. Analyser har visat att huvuddelen fosfor släpper från cellmassan redan i förtjockaren och följer med till rötkammaren i löst form. Dekantatet från bioslamsförtjockaren innehåller därför en låg halt fosfor förutom då förtjockaren är full med slam. Den fosfor som återförs till processen från bioslammet härrör således mestadels från centrifugrejeket. Ca 70 stickprov tagna vid flöden understigande 2000 m 3 /h visar att kvoten mellan VFA och löst fosfor sänks från 15,4 till 8,4 in till biosteget då rejektet tillförs. Centrifugen är i drift ca 4,7 dygn under en normalvecka och står för ca en tredjedel av den totala belastningen av fosfor till biosteget. Mikroorganismerna i bio-p-processen kräver en viss mängd biotillgänglig fosfor i systemet för att få konkurrensfördelar i förhållande till andra mikroorganismer. Försök gjorda i satsreaktor i laboratorieskala har visat att PAO missgynnades och GAO tog över som 9

20 dominerande bakteriekultur i de fall halten biotillgänglig fosfor minskades allt för mycket (Liu et al., 1997). Troligtvis är därför tillförseln av fosfor via centrifugrejektet direkt nödvändigt för att gynna PAO och få en god bio-p-avskiljning. 134 kg 14 kg HYDROLYS ANAEROBT Returslam AEROBT Primärslam 9 kg SLUTSED Överskottslam 202 kg Utgående vatten Centrifugrejekt 58 kg Förtjockardekantat 30 kg SLAMBEHANDLING Utgående slam 120 kg Figur 4. Dygnsprofil över fosforflöden. Data är baserade på analyser från Analyser i laboratorieskala har visat att bioslammet börjar släppa fosfor under anaeroba betingelser redan efter ca 15 minuter. För att undvika släpp av fosfat till vattenfasen är det därför viktigt att bioslammet inte blir liggande för länge i slutsedimenteringssteget. Under lågbelastade perioder har två bassänger i slutsedimenteringssteget ställts av för att motverka alltför långa uppehållstider av slammet HYDROLYSSTEGET Efter grovavskiljning, bestående av rensgaller och sandfång, passerar vattnet sex parallella försedimenteringsbassänger där en hydrolys av primärslam i huvudströmmen sker. Processuppställningen för hydrolysprocessen presenteras i figur 5. Principen går ut på att låta sedimenterat primärslam recirkulera till inloppet av bassängerna för att på så sätt tvätta ur VFA ur slammet då det passerar bassängvolymen och åter sedimenterar. ~50 m 3 /h Figur 5. Principskiss över uppställningen för hydrolys av primärslam. Syftet med hydrolysprocessen är att generera en tillräcklig mängd VFA för att försörja den anaeroba processen i biosteget. Hydrolysen av primärslam på reningsverket står för mellan en och två tredjedelar av den VFA som tillförs biosteget. Driften fungerar väl och har efter införandet lett till att kvoten mellan VFA och löst fosfor ökat från 8,4 till 11,7. Detta ligger således numera över den minimikvot på 10 som anges i litteraturen. Totalt sett tillförs biosteget ca 75 kg VFA/h varav en till två tredjedelar härrör från hydrolyssteget. 10

21 Det finns en rad olika parametrar att beakta vid hydrolys av primärslam. Uppehållstiden är en av de viktigaste och den bör vara mellan 3-5 dygn. Blir slamåldern alltför låg produceras bristfällig mängd VFA och blir den alltför hög, går VFA förlorad till metangasbildning. Produktionen av VFA kan också påverkas av exempelvis ph, spillvattnets sammansättning, temperatur, reaktorkonfiguration, förekomst av vissa metaller samt redoxpotential. Hydrolysprocessen kan leda till negativa effekter för verksamheten, såsom luktproblem och en minskad biogasproduktion (Janssen et al., 2002) vilket inte berörs mer i denna rapport. För att inte pumpa slam med alltför låg andel torrsubstans (TS) till förtjockaren måste recirkulationen med vissa mellanrum stängas av och slammet tillåtas att sedimentera. Detta görs enligt ett schema i det överordnade styrsystemet. Schemat finns åskådliggjort i bilaga 1. För närvarande stängs recirkulationen av i två bassänger åt gången under ett dygn. Urpumpningen till förtjockaren sker under en viss tid som beror av TS-halten i det slam som pumpas enligt figur 6. Pumparna som recirkulerar slammet i bassängerna kan också stängas av i det fall inkommande flöde blir för högt och det finns risk för slamflykt till biosteget. Figur 6. Min- och maxtid på pumpning av primärslam till förtjockning kan väljas. Dessutom kan pumpningen stängas av vid en valbar TS. Pumparna för recirkulation av primärslam i bassängerna kan stoppas och därefter startas vid olika inkommande flöden. Bilden är hämtad från övervakningssystemet UniView. Av ekonomiska och miljömässiga skäl är en tillsats av extern kolkälla för att förse processen med VFA orealistisk. Detta är både kostsamt då stora mängder krävs och leder till användandet av ytterligare kemikalier i processen. Hydrolys av primärslam har visat sig kunna ge ett likvärdigt förhållande mellan fosforsläpp och substratupptag i jämförelse med tillsats av syntetiska medier (Chanona et al., 2006). Utförs hydrolysen i en sidoström, skulle fördelen vara att den inte påverkas av ökade flöden. Anledningen till att en huvudströmshydrolys av primärslam valdes på Duvbackens reningsverk var att det var den mest kostnadseffektiva lösningen eftersom befintliga bassängvolymer kunde nyttjas. En hydrolys av bioslam har, jämfört med primärslam, fördelen att ge mindre luktproblem, lägre ph-sänkning samt en ökad stabilitet genom att den genererar en ökad volym bioslam i systemet. En hydrolys av bioslam i en sidoström skulle kräva en ombyggnation samt en bassängvolym motsvarande 5-10 % av returslamflödet med en uppehållstid på omkring 20 timmar. 11

22 3.2. BIOSTEGET På Duvbackens reningsverk består driften med bio-p av en enkel konfiguration kallad A/Oprocessen (Anaerobic/Oxic) som visas i figur 7. Efter grovavskiljning och försedimentering med primärslamshydrolys följer en anaerob zon, en aerob zon, sedimentering och returslampumpning. Förbehandlat spillvatten ANAEROBT AEROBT Returslam Överskottslam Figur 7. A/O-processkonfiguration för biologisk fosforavskiljning. Ett flödesdiagram över biosteget på Duvbackens reningsverk åskådliggörs i figur 8. Maxflödet in till biosteget är reglerbart och var 2007 satt till 3000 m 3 /h. Överskjutande vattenmängd leds från slutet av hydrolyssteget direkt till sex utjämningsbassänger. Detta vatten kan pumpas tillbaka till processen, med ett maximalt flöde av 100 m 3 per timme. Vid långvarigt höga flöden räcker volymerna på sammanlagt 7940 m 3 inte till utan vatten måste efter kemfällning bräddas till recipienten. Förbehandlat spillvatten Extraluftare A3 S-sed AN A1 A2 Utgående vatten Returslam Flödesbegränsning Slamkammare Överskottsslam till slambehandling Figur 8. Flödesdiagram över biosteget Heldragna linjer visar vattenflödet, streckade linjer slamflödet. AN= anaerob zon, A1= aerob zon 1, A2= aerob zon 2, A3= aerob zon 3, S-sed= slutsedimentering Anaerob zon Den anaeroba zonen, som tar emot förbehandlat spillvatten och returslam, består av tre parallella linjer som var och en är uppdelad i två separata bassängvolymer i serie. Totalt består alltså zonen av sex separata volymer som alla är utrustade med omrörare för att homogenisera och förhindra sedimentation av bioslammet. 12

23 Aeroba zoner Reaktorkonfigurationen i aerob zon 1 är utformad på samma sätt som den anaeroba zonen och består även den av tre linjer med sex separata volymer. Syresättningen sker kontinuerligt via tre frekvensstyrda blåsmaskiner, varav två är på 132 kw och en på 75 kw, distribuerat på totalt 726 diskar med luftningsmembran i botten av bassängerna. I den sista fjärdedelen av den anaeroba volymen finns dessutom totalt 165 extra diskar för luftning. Dessa används vid låga flöden, då den anaeroba uppehållstiden annars riskerar att bli för lång. De används också då syrehalten och luftflödet i aerob zon 1 understiger förvalda värden på grund av hög belastning av syreförbrukande material. Kriterierna måste uppfyllas under en viss valbar tid för att extraluftarna ska starta och detsamma gäller då de ska stängas av. Styrningen illustreras i figur 9. Figur 9. Styrning av utökad luftning i slutet av den anaeroba zonen. De olika parametrar som styr på- och avslag av luftningen är syrehalt och luftflöde i aerob zon 1 samt inkommande flöde till reningsverket. SV motsvarar luftventilerna till respektive linje. Bilden är hämtad från övervakningssystemet UniView. Luftningen styrs med PI-reglering via kaskadreglering vilket illustreras i figur 10. Trycket hålls konstant medan luftflödet regleras med hjälp av öppningsgraden på luftflödesventilerna till respektive linje. Insignalen är syrehalten som mäts via syrehaltsgivare i respektive linje. Utsignalen är ventilläget och minsta möjliga öppningsgrad på ventilerna är 25 %. Trycket i ledningarna hålls konstant vid 540 mbar. Säkerhetsventiler löser ut i de fall trycket överstiger 600 mbar. En av blåsmaskinerna går kontinuerligt medan en av de två andra blåsmaskinerna tas i bruk i de fall syrenivån inte kan upprätthållas i bassängerna. Börvärdet är manuellt satt till 2 mg/l i vardera linje. Luftflödesgivare BV BV Syrehaltsregulator Luftflödesregulator Reglerventil Syrehaltsgivare O 2 Figur 10. Reglering via kaskadreglering av syrehalterna i aerob zon 1. BV=börvärde. 13

24 Syrehalt (mg/l) Aerob zon 2 består av två rektangulära parallella bassänger som luftas med hjälp av fyra luftare per bassäng. Luftarna består av en ejektorpump och en omrörarpump på 7,5 kw vardera. Ejektorpumpen pumpar syresatt slam till botten av bassängerna och omröraren säkerställer luftinblandning och motverkar sedimentation av slammet. Syrehaltsmätare är placerade mellan ejektorpump 2 och 3 samt mellan ejektorpump 3 och 4 i vardera linje. Luftningen styrs med on/off-reglering där syrehalten regleras mellan ett högre och ett lägre börvärde på 1,5 respektive 0,5 mg/l. Förloppet illustreras i figur 11. Överskrider utsignalen det högre börvärdet stängs luftarna av under fortsatt omrörning, underskrids det lägre börvärdet sätts luftarna på igen. Utsignalen mäts som medelvärdet av två syrehaltsgivare i respektive linje Kl 03:00-09:00 Syrehaltsgivare 1 Syrehaltsgivare 2 Figur 11. Syrehalten i aerob zon 2 under 6 timmar. Efter aerob zon 2 förenas flödet och leds vidare till aerob zon 3 där det fördelas mellan 15 separata luftningsbara bassänger. Luftningen sker via en blåsmaskin och distribueras på totalt 240 diskar med luftningsmembran i botten på bassängerna. Här sker luftningen med vissa tidsintervall för att motverka sedimentering av bioslammet. Luftningen i aerob zon 3 styrs alltså inte med avseende på syrebehov för processen utan med tanke på omrörning. Syftet är att förhindra slammet från att sedimentera och bli anaerobt. Aerob zon 3 fungerar också som inblandnings- och flockuleringskammare då kemisk efterfällning tillämpas. Här kan fällningskemikalien järnkloridsulfat tillsättas i de fall den utgående fosforhalten överskrider ett i styrsystemet förvalt gränsvärde. Från biosteget leds slammet vidare till slutsedimenteringssteget som består av tio separata, parallella bassänger. Bioslammet och det eventuella kemslammet tas ut i botten av bassängen och leds till en slamkammare. Härifrån pumpas dels slam i retur till den anaeroba zonen, och dels pumpas överskottslam till förtjockare för vidare slambehandling. 14

25 4. METODER De resultat som redovisas är baserade på drifterfarenheter av bio-p på Duvbackens reningsverk mellan 2006 och Analyser, mätningar och försök har utförts i såväl laboratorieskala som i full skala. Stickprov och dygnsprov har tagits fortlöpande och analyserats på driftlaboratoriet. Data från det överordnade styrsystemet har också använts. De analysmetoder som används i studien redovisas i bilaga 2. Den arbetsgång som följts under detta examensarbete finns presenterat i bilaga 3. En kartläggning genomfördes först med syftet att identifiera kritiska nyckelfaktorer som kunde ha en bidragande orsak till att bio-p-processen fallerade i samband med höga flöden. Kritiska faktorer är definierade som parametrar som har en direkt negativ inverkan på bio-p-processen och som kan justeras med en processmässig åtgärd. Den hypotes som användes vid identifieringen av kritiska nyckelfaktorer vid höga flöden på Duvbackens reningsverk illustreras i det schematiska flödesschema som togs fram vid den teoretiska studien, se figur 2. Då de kritiska faktorerna identifierats togs möjliga åtgärder fram och implementerades i full skala. Där möjlighet fanns genomfördes också en utvärdering av de vidtagna åtgärderna. 5. RESULTAT OCH DISKUSSION Presentationen av resultaten är uppdelade efter den arbetsgång som presenterats i rapportens syfte. Först redovisas de kritiska faktorer som har identifierats och därefter ges en mer ingående beskrivning av hur hydrolysprocessen och bio-p-processen påverkas vid långvarigt höga flöden. Därefter beskrivs de åtgärder som tagits fram och slutligen presenteras genomförandet och utvärderingen av dessa åtgärder. I tabell 2 visas en sammanställning över benämningar som används för olika flöden till reningsverket. Detta för att tydliggöra vad som avses vid presentationen av resultaten. Gränsen för vad som anses som höga flöden grundar sig på de analyser som är gjorda under tiden för studien. Höga flöden under långvariga perioder avser en period om veckor och inte dagar. Tabell 2. Benämningar för olika flödesmängder till reningsverket. Benämning Flöde (m 3 /h) Medelflöde (Q medel ) 1500 Normalflöde (Q normal ) Högt flöde (Q hög ) >2500 Lågt flöde (Q låg ) <1000 Flödesbegränsning Flödesbegränsning

26 5.1. IDENTIFIERING AV KRITISKA FAKTORER Fyra kritiska faktorer med trolig negativ inverkan på den biologiska fosforavskiljningen vid höga flöden identifierades: Brist på VFA i den anaeroba zonen. Syre och/eller nitrat i den anaeroba zonen. Syrehaltstoppar och icke optimala börvärden i de aeroba zonerna. Förekomst av fällningskemikalie i biosteget. Till detta adderas dessutom de problem med förhöjda utsläppsvärden av fosfor som uppstår då flödet återgår till normalnivå. Två faktorer identifierades som troliga orsaker till förhöjda utsläppsvärden då den fosforavskiljande kapaciteten på bioslammet är försämrat samtidigt som flödena stabiliserats på normalnivå: Hastig höjning av tillförd VFA. Hastigt förlängd anaerob uppehållstid. Den mest kritiska faktorn vid höga flöden är troligtvis den näringsbrist som uppstår i systemet. På lång sikt leder en sådan brist på biotillgängligt kol till att PAO missgynnas och slammets fosforavskiljande kapacitet minskar. Bristen på VFA påverkar också den biologiska fosforavskiljningen direkt genom att fosforsläppet omedelbart minskar i relation till tillförseln av VFA. Efter en period med höga flöden uppstår ofta problem med förhöjda utsläppsvärden då flödet återgått till normalnivå. Bioslammet är då utarmat och de endogena processerna är hämmade samtidigt som andelen PAO i slammet har minskat. Orsaken till att fosforhalten då stiger är att den anaeroba processen svarar snabbare än den aeroba, vilket påverkar nettoupptaget av fosfor negativt. De faktorer som har betydelse i sammanhanget är den snabba ökningen av tillförd mängd kolkälla, samtidigt som den anaeroba uppehållstiden snabbt förlängs på grund av minskade flöden Påverkan på hydrolyssteget vid höga flöden Hydrolysen av primärslam på reningsverket står för mellan en och två tredjedelar av den VFA som tillförs biosteget. Produktionen av VFA är dock relativt ojämn, vilket leder till att kvoten mellan VFA och fosfor stundtals underskrider värdet 10. Den största anledningen till en ojämn produktion torde vara en varierande substratmängd. En kontinuerlig lodning av slamdjupet i bassängerna har visat att slammängderna skiljer sig mellan de olika linjerna, också men att det finns en daglig variation i en och samma linje. Detta kan bero på att tillförseln av organiskt material skiljer sig över tid, men också mellan de olika linjerna, som följd av skiftande hydraulisk belastning. Problem som uppstår vid driften av primärslamshydrolysen på reningsverket vid höga flöden är: Hydrolyssteget tillförs en mindre mängd substrat. 16

27 PO4-P (mg/l) PO4-P (mg/l) PO4-P (mg/l) Uppehållstiden förkortas och risk för slamflykt till biosteget föreligger. Hydrolysprocessen har dels visat sig producera betydligt mindre mängd VFA under långvariga perioder av höga flöden, och dels har andra problem i form av slamflykt och påföljande kritiskt låga syrenivåer i de aeroba zonerna uppstått. Lösningen till det senare problemet har varit att stänga av recirkulationen vid höga flöden för att på så sätt bibehålla den hydrolyserande slamkulturen och undvika tillförsel av förhöjda halter syreförbrukande material till biosteget. Vid långvarigt höga flöden leder dock detta till att den anaeroba zonen förses med en alltför liten mängd VFA. Vid höga flöden sjönk kvoten mellan VFA och löst fosfor på (40 stickprov) till 7,6 även då recirkulationen var i drift. En anledning kan vara att en mindre mängd VFA bildas i ledningsnätet då uppehållstiden blir kortare och det biokemiska systemet ändras från anaerobt till delvis aerobt. Ledningsnätet sköljs vid höga flöden även rent från biologiskt material som annars bidrar med substrat till hydrolyssteget Påverkan på biosteget vid höga flöden Tre olika scenarier som har uppstått vid driften av bio-p på reningsverket i samband med skiftande flöden illustreras i figur 12. Normalt flöde och god fosforavskiljande kapacitet Högt fosforsläpp och upptag ger högt nettoupptag av fosfor och låga utgående halter. Anaerobt Aerobt Högt flöde och låg fosforavskiljande kapacitet Höga flöden ger hämmande processbetingelser och därmed ett lågt fosforsläpp och upptag. Nettoupptaget är lågt eller nära noll och utgående fosforhalt låg på grund av utspädning. Blir perioden långvarig hämmas den fosforavskiljande kapaciteten i bioslammet. Anaerobt Aerobt Normalt flöde och låg fosforavskiljande kapacitet Efter en långvarig period med höga flöden hämmas bio-p-processen. När flödet minskar, uppehållstiderna ökar och tillförseln av kolkälla återgår till normalnivå svarar de anaeroba processerna snabbare än de aeroba. Detta får till följd att nettoupptaget blir lågt eller negativt och utgående fosforhalter höga. Anaerobt Aerobt Figur 12. Tre olika scenarier som kan uppstå vid drift med bio-p vid skiftande flöden. Figurerna illustrerar koncentrationen av fosfatfosfor i den anaeroba och den aeroba zonen. 17

28 Flödesbegränsningen om 3000 m 3 /h till biosteget har vid långvarigt höga flöden visat sig vara alltför högt satt, eftersom den biologiska fosforavskiljningen då hämmats eller slagits ut. Orsaken till detta är troligtvis en kombination av flera faktorer, där uppehållstider i biosteget, påverkan av syre i den anaeroba zonen, förhöjda syrehalter i de aeroba zonerna och brist på VFA är de mest kritiska. Vid flöden under 2500 m 3 /h och en fungerande bio-p, är reduktionen av fosfor över biosteget 98 %, medan den är betydligt lägre, 81 %, vid flöden över 2500 m 3 /h. Även om halterna av löst fosfor i slutet av biosteget ofta är väldigt låga vid höga flöden, är det totala nettoupptaget sämre än vid normalflöden (ca 1500 m 3 /h). De största problemen med förhöjda utsläppsvärden uppkommer ofta först då flödena har gått ner till normalnivå igen. Anaerob zon Vid höga flöden tillförs den anaeroba zonen ett utspätt vatten och en mindre mängd biotillgängligt kol. Samtidigt får turbulens och inblandning av regnvatten till följd att syre och nitrat kan hämma de anaeroba processerna. Den anaeroba uppehållstiden förkortas också och det har visat sig att fosforsläppet blir i stort sett obefintligt vid långvarigt höga flöden. Då fällningskemikalier doseras, och återförs till den anaeroba zonen via returslammet, tar det längre tid innan processen återhämtar sig eftersom biotillgänglig fosfor binds upp kemiskt. I december 2007 ökade det inkommande flödet på grund av kraftig nederbörd och för årstiden ovanligt hög temperatur. Bio-P-processen slogs ut och kvartalsmedelvärdet på utgående fosfor överskreds och hamnade på 0,51 mg/l. Under första kvartalet 2007 fick därför 55 ton fällningskemikalie doseras då den biologiska fosforavskiljningen fungerade fortsatt bristfälligt och var extremt känslig för störningar. Detta kan jämföras med en dosering på totalt 70 ton under år Det tog omkring tre månader efter det att flödet hade återgått till en normal nivå innan en stabil process och en tillfredställande fosforavskiljning med bio-p kunde återfås. I tabell 3 åskådliggörs resultat från fosforsläpps- och upptagsförsök utförda efter en period med höga flöden, dels i december 2007 då fällningskemikalier fick doseras och dels senare under 2008 då processen hade återhämtat sig. Det maximala fosforsläppet halverades efter perioden med höga flöden i december 2007 då fällningskemikalier fanns i systemet. Vid dessa tillfällen var också den anaeroba fosforhalten i biosteget extremt låg. Tabell 3. Fosforsläpps- och upptagsförsök med och utan inverkan från kemslam. Data är baserat på fyra stickprov vardera tagna med och utan inverkan av fällningskemikalier. Inverkan av fällningskemikalie (Ja/Nej) Maximalt P- släpp (mg/g VSS) Maximal P- släppshastighet (mg/g VSS h) Ja ,1 8.6 Nej Maximal P- upptagshastighet (mg/g VSS h) Vid höga flöden på omkring 3000 m 3 /h sänks den anaeroba uppehållstiden från ca två timmar, vid normalflöde, till ca en och en halv timme, se figur 13. Detta kan få till följd att fosforsläppet minskar vid höga flöden vilket i sin tur kan verka hämmande på bio-pprocessen. 18

29 Uppehållstid (timmar) Inkommande flöde (m 3 /h) Extaluftare av Extraluftare på Figur 13. Anaerob uppehållstid vid olika flöden. Returslamflödet är beräknat som 60 % av inkommande flöde med ett maxflöde på 1500 m 3 /h. Extraluftarna tas i drift vid ett inkommande flöde understigande 1200 m 3 /h vilket förkortar den anaeroba uppehållstiden med 25 %. För att utreda hur stor inverkan den anaeroba uppehållstiden har på fosforsläppet och därmed fosforavskiljningen har analyser gjorts med syftet att se var och när anaerobt upptag av organiskt kol och släpp av fosfor sker. I figur 14 åskådliggörs var i den anaeroba zonen avskiljningen av COD och TOC äger rum vid normalflöden. Dessa data är baserade på 15 stickprov tagna under Medelflödet under perioden var 2000 m 3 /h. Av totalt avskiljd COD avskiljs 53 % direkt i början av zonen medan motsvarande siffra för TOC är 85 %. Detta kan bero på att TOC är mer biotillgänglig medan resterande COD kräver ytterligare nedbrytning för att kunna tas upp av mikroorganismerna. I det sista blocket återstår endast 8 % av all COD och 2 % av all TOC att tas upp. De sista bassängblocken och därmed halva den anaeroba uppehållstiden vid normalflöden kan därför antas ha en underordnad betydelse för upptaget av kolkälla. 91 % av all COD och 98 % av all TOC togs upp inom 1,4 timmar. COD TOC 8% Början 2% 13% 39% 53% Mitten Slutet 85% Figur 14. Avskiljd COD och TOC som procent av total avskiljd mängd över den anaeroba zonen. 19

30 Fosforsläppet över den anaeroba zonen har jämförts under tillfällen med höga respektive låga flöden, det vill säga över respektive under 2500 m 3 /h. De olika scenariorna åskådliggörs i figur 15. Dessa data är baserade på omkring 70 stickprov tagna under 2008 och Medelflödet vid låga flöden var 1678 m 3 /h och medelflödet vid höga flöden var 3181 m 3 /h. Vid såväl höga som låga flöden släpps 100 % av fosfor i det första av de två anaeroba blocken. Detta motsvarar vid höga flöden en uppehållstid på ca 50 minuter och vid låga flöden en uppehållstid på ca 1,5 timmar. Vid låga flöden sker 74 % av fosforsläppet omedelbart i början medan resterande 26 % har släpps då vattnet passerat halva den anaeroba volymen. Vid höga flöden är förhållandet i stort sett det omvända. 25 % av fosforn släpps i början medan resterande 75 % av det totala fosforsläppet har ägt rum efter halva bassängvolymen. En trolig orsak till det fördröjda fosforsläppet vid höga flöden är att biosteget då tillförs en mindre mängd VFA och att hydrolysen i den anaeroba zonen blir viktigare. Det anaeroba fosforsläppet beräknat som kilo släppt fosfor per timme är totalt 12,6 kg/h över hela den anaeroba zonen vid flöden under 2500 m 3 /h, och endast 2,6 kg/h vid flöden över 2500 m 3 /h. Detta beror troligtvis på att det vid höga flöden råder brist på kolkälla i den anaeroba zonen och att fosforsläppet därför minskar eller uteblir. Den anaeroba uppehållstiden tycks ha mindre betydelse i sammanhanget eftersom ingen ytterligare fosfor släpps i den sista volymen, vare sig vid höga eller låga flöden. Flöde < 2500 m 3 /h 0% Flöde > 2500 m 3 /h 0% 26% 74% Början Mitten Slutet 75% 25% Figur 15. Anaerobt fosforsläpp som procent av totalt fosforsläpp vid flöden under och över 2500 m 3 /h. För att utreda hur stor inverkan tillförseln av VFA har för det anaeroba fosforsläppet har det anaeroba fosforsläppet vid olika flöden och tillförsel av VFA studerats. Kvoten mellan VFA och fosfat samt anaerob fosforhalt vid olika flöden redovisas i figur 16. Dessa data är baserade på omkring 500 stickprov tagna från 2006 till Vid höga flöden, över 2500 m 3 /h, visar data att kvoten mellan VFA och löst fosfor sjunker till under det i litteraturen angivna minimivärdet på 10. Samtidigt sjunker fosforhalten drastiskt i den anaeroba zonen. 20

31 VFA-tillförsel (kg/h) Fosforsläpp (mg/g VSS h) VFA/P PO 4 -P (mg/l) < > < >2500 Flöde (m 3 /h) Flöde (m 3 /h) Figur 16. Kvot mellan VFA och fosfat samt anaerob fosforhalt vid olika flöden. I figur 17 kan en korrelation ses mellan fosforsläpp, tillförd mängd VFA och flöde. Av grafen framgår att biosteget inte bara tillförs ett utspätt vatten utan också en betydligt mindre mängd VFA räknat i kg/h vid höga flöden. Det anaeroba fosforsläppet är också lågt under dessa förhållanden Flöde (m 3 /h) VFA (kg/h) Fosforsläpp (mg/g VSS h) Figur 17. Tillförsel av VFA och fosforsläpp i den anaeroba zonen vid olika flöden. Figur 18 visar på en korrelation mellan tillförd mängd VFA (kg/h) till biosteget och anaerobt fosforsläpp, beräknat som mg/g VSS h. Sambandet mellan upptag av VFA och släpp av fosfat från cellen antas vara linjärt. Då den tillförda mängden VFA understiger 40 kg/h sker i stort sett inget anaerobt fosforsläpp. Den mest kritiska faktorn för det anaeroba fosforsläppet vid höga flöden kan med stöd av dessa data antas vara tillförseln av VFA och inte den anaeroba uppehållstiden. 21

32 O2 (mg/l) Fosforsläpp (mg/g VSS h) R² = 0, VFA (kg/h) Figur 18. Korrelation mellan VFA-tillförsel och fosforsläpp i den anaeroba zonen. Mellan hydrolyssteget och biosteget är konstruerat ett självfall i processen där vattnet faller ca 1 meter ner i en kanal, innan det faller ytterligare från denna kanal till den anaeroba zonens inlopp. Både i kanalen och i inloppet till det anaeroba steget uppstår därför turbulens med risk för syreinblandning, speciellt vid höga flöden. Syrehalten i kanalen har mätts och varierar mellan 1,0 och 3,0 mg/l. Syrehalten vid inloppet till den anaeroba zonen varierar mellan 0,5 och 2,5 mg/l medan den i resterande delar av zonen skiftar mellan 0,1 och 0,2 mg/l vid förhöjda flöden. Nitrathalten i den anaeroba zonen skiftar mellan 0,0 och 0,6 mg/l vid låga eller normala flöden. Halten ökade till ca 1,5 mg/l vid flöden över 2500 m 3 /h vilket kan bero på en ökad tillförsel av nitrat från inkommande spillvatten. Vid försök i laboratorieskala med bioslam med bio-p har fosforupptaget visat sig starta redan vid så låga syrekoncentrationer som 0,1 mg/l (Schön et al., 1993). Troligtvis sker ett simultant fosforsläpp och upptag i den anaeroba zonen vid höga flöden. Aeroba zoner Vid höga flöden tillförs de aeroba zonerna ett vatten som innehåller låga halter syreförbrukande material. Detta gör att vattnet blir lätt att syresätta och att börvärdet på 2 mg/l i aerob zon 1 periodvis överskrids trots att blåsmaskinen går på lägsta möjliga varvtal. I figur 19 åskådliggörs detta fenomen under en period med höga flöden Figur 19. Syrehalten i aerob zon 1 under två dygn med högt flöde. Den streckade linjen visar aktuellt börvärde. 22

33 O 2 (mg/l) Syrehaltstoppar förekommer alltså i aerob zon 1 vid höga flöden trots att luftflödet reglerats till det lägsta möjliga. En orsak till detta är att kapaciteten på de stora blåsmaskinerna är alltför hög. I nuvarande konstruktion är ventilernas öppningsgrad minimerad till 25 % medan trycket hålls konstant vid 540 mbar. Detta är nödvändigt eftersom lufttrycket måste klara av det motstånd som vattenpelaren, 6 m djupa bassänger, och membranen ger, och resulterar i ett minimiflöde av luft som tillförs bassängerna. Minimiflödet är högre då blåsmaskinen på 132 kw, istället för den på 75 kw, är i bruk och detta resulterar i högre syrehalter i aerob zon 1 och även i aerob zon 2. I figur 20 illustreras en syrehaltskurva för de två syrehaltsgivarna i en av linjerna i aerob zon 2 under perioden för snösmältning Här framgår hur det övre börvärdet på 1,5 mg/l överskrids under långa perioder Syrehaltsgivare (början) Syrehaltsgivare (slutet) Figur 20. Syrehalter i aerob zon 2 under en period med höga flöden. De streckade linjerna visar aktuellt maxoch minbörvärde beräknat som ett medelvärde från de båda syrehaltsgivarna. Fosforavskiljningen kan bli försämrad på grund av dessa perioder med överluftning. PAO kommer efter att ha förbrukat allt endogent PHA även att förbruka tillgängligt glykogen. Detta leder till en försämrad kapacitet till att ta upp substrat anaerobt varvid fosforsläppet och slutligen även det totala fosforupptaget försämras. Blir förhållandet långvarigt minskar andelen PAO i bioslammet. I figur 21 illustreras inkommande flöde samt utgående fosforhalt under samma period som ovan. Som framgår av denna figur är den utgående fosforhalten till en början låg men, efter några dygn med höga flöden, stiger halten och en dosering av fällningskemikalie blir nödvändig. Det är vanligt att problem med förhöjda fosforvärden uppstår först då flödet återgått till det normala och tillförseln av VFA ökar samtidigt som den anaeroba uppehållstiden förlängs. Orsaken till detta är att de anaeroba mikrobiella processerna återhämtar sig snabbare än de aeroba, och att PAO prioriterar återuppbyggnad av endogena förråd av PHA. Har flödet varit högt under en längre tid kan en minskad andel PAO i bioslammet också vara en bidragande orsak. Nettoupptaget av fosfor kan till och med bli negativt efter en lång period med höga flöden. 23

34 P (mg /l) Flöde (m 3 /h) Utgående fosforhalt Inkommande flöde Figur 21. Inkommande flöde och utgående fosforhalt under fyra dygn med höga flöden. Den streckade linjen visar gränsen för höga flöden på 2500 m 3 /h. Det aeroba fosforupptaget har jämförts vid höga och låga flöden, det vill säga under respektive över 2500 m 3 /h, för att utreda hur fosforupptaget påverkas. De två olika scenarierna åskådliggörs i figur 22. Dessa data är baserade på omkring 70 stickprov tagna under 2008 och Vid flöden lägre än 2500 m 3 /h sker 84 % av det totala fosforupptaget i aerob zon 1 medan 16 % av fosforn tas upp i aerob zon 2. Vid flöden över 2500 m 3 /h tas 60 % upp i aerob zon 1 och 40 % i aerob zon 2. Aerob zon 2 spelar således en viktigare roll för fosforupptaget vid höga flöden. Nettoupptaget är dock betydligt lägre vid höga flöden och reduktionen av fosfor minskar från 98 % till 81 %. Den aeroba uppehållstiden tros inte ha någon större inverkan. Troligtvis är en endogen energibrist den största bidragande orsaken till det försämrade fosforupptaget. Flöde <2500 m 3 /h Flöde >2500 m 3 /h 16% 84% 40% 60% A1 A2 A1 A2 Figur 22. Aerobt fosforupptag vid flöden under och över 2500 m 3 /h. A1= aerob zon 1, A2= aerob zon 2. 24

35 5.2. PROCESSMÄSSIGA ÅTGÄRDER OCH FÖRBÄTTRINGAR Här beskrivs och utvärderas de åtgärder som vidtagits för att hantera de kritiska faktorer som identifierats och presenterats ovan. I avsnitt 5.5. presenteras förslag till framtida optimeringsstudier och ett kontrollprogram för bio-p. De åtgärder som tagits fram är: Optimering av det befintliga hydrolyssteget för att maximera produktionen av kolkälla under perioder med höga flöden. Åtgärd av kritiska områden med turbulens för att minimera risken för syreinblandning i den anaeroba zonen. Utveckling av en strategi för styrning vid och efter höga flöden. Detta för att bibehålla en fosforavskiljande funktion under höga flöden och minimera risken för försämrat nettoupptag och förhöjda utsläppsvärden till recipienten efter perioder med höga flöden. Syftet med åtgärderna har varit att säkerställa och hålla tillförseln av VFA på en jämn nivå samtidigt som syrehalterna i de aeroba zonerna hålls på för systemet gynnsamma nivåer. PAO får då bättre tillgång till VFA under höga flöden och kan också bättre hushålla med sina endogena förråd av PHA. Syftet med åtgärderna är också att förhindra närvaron av oxiderande ämnen i den anaeroba zonen och att kontrollera det anaeroba fosforsläppet efter en period med höga flöden. Uppnås dessa syften bör bioslammet klara av att bibehålla en fosforavskiljande funktion även under och efter perioder med höga flöden. Detta innebär också att negativa trender med behov av dosering av fällningskemikalier bryts. Åtgärderna gav sammantaget en positiv inverkan på den biologiska fosforavskiljningen. Ett nettoupptag av fosfor kunde bibehållas under långvariga perioder med höga flöden och processen återhämtade sig också snabbare efter en sådan period. I figur 23 åskådliggörs utgående fosformängder och använd mängd fällningskemikalie under de år åtgärderna implementerades i full skala på reningsverket blev ett rekordår med den lägsta utgående mängden fosfor, 3,1 ton, sedan införandet av bio-p. För att uppnå detta användes endast 48 ton fällningskemikalie vilket även det är den minsta mängden som använts under ett år på reningsverket klarades också de skärpta kraven på 5,25 ton fosfor per år som införs 2012 med nästan enbart biologisk fosforreduktion och, således, en minimal tillsats av fällningskemikalie. 25

36 Fosfor ut (ton) Fällningskemikalie (ton) År Fosfor UT (ton) Fällningskemikalie (ton) Figur 23. Utgående fosformängd och använd mängd fällningskemikalie under optimeringsperioden 2006 till Optimering av hydrolyssteget Den befintliga primärslamshydrolysen har optimerats med avseende på en maximering av VFA-produktion. Eftersom uppehållstiden inte går att beräkna, och fördelningen av slammet skiljer sig åt mellan de olika linjerna, har det utretts om det går att finna någon korrelation mellan produktionen av VFA och slammängd i hydrolyssteget, ph, ammoniumkvävehalt (NH 4 -N) och/eller redox-potential på hydrolysatet samt TS (torrsubstans) i det slam som pumpas till förtjockning. Sådan kunskap skulle underlätta för styrningen av hydrolysprocessen och resultaten har legat till grund för en optimering i full skala. En lämplig mängd slam i bassängerna för maximal produktion av VFA har tagits fram och programändringar i övervakningssystemet har gjorts med syftet att underlätta styrning av slammängd. Det finns onlinemätare för TS på primärslammet som pumpas till förtjockaren samt givare för ammonium, redox-potential och ph i slutet av hydrolyssteget på det samlade hydrolysatet. Slamnivån mäts manuellt med ett lod. Resultatet från stickprovsmätningarna tagna i slutet av hydrolyssteget redovisas i figur 24. VFA, ammoniumkväve och redox-potential är analyserade i labskala medan TS på primärslammet i den aktuella linjen är hämtad från övervakningssystemet. Som framgår kunde ingen entydig korrelation mellan VFA och TS, ammoniumkväve eller redox-potential fastläggas. Någon indikation rörande produktionen av VFA kan således inte erhållas online med hjälp av dessa givare. Empiriskt sett kan dock TS ha betydelse eftersom denna parameter borde vara direkt relaterad till slammängden i hydrolyssteget och därmed mängden tillgängligt substrat. 26

37 Red/Ox NH 4 -N (mg/l) TS (%) R² = R² = R² = VFA (kg/h) Figur 24. Halt suspenderad substans i slammet, ammoniumhalt respektive redox-potential i hydrolysatet som funktion av producerad mängd VFA. Som framgår av figur 25, verkar en viss korrelation finnas mellan producerad mängd VFA och slammängden i bassängerna. En ökad mängd slam innebär längre uppehållstid i hydrolyssteget och därmed produceras en större mängd VFA. Brytpunkten tycks ligga omkring en lodnivå på 5,5 m vilket motsvarar en slammängd på 25 m 3 /bassäng och betyder att slamkonan är fylld till ca en tredjedel. 27

38 VFA (kg/h) VFA (kg/h) 20 R² = 0, Slamvolym (m 3 ) Figur 25. Producerad mängd VFA som funktion av slammängd i hydrolyssteget. En viss korrelation tycks också finnas mellan ph på hydrolysatet och produktionen av VFA. Detta illustreras i figur 26. VFA består av fettsyror som sänker ph. Ett ph-värde under 7,3 verkar motsvara en produktion av VFA överstigande 8 kg/h R² = 0, Figur 26. Producerad mängd VFA som funktion av ph i hydrolyserat spillvatten. I tabell 4 visas att produktionen av VFA fördubblas då konorna i botten på bassängerna hålls mellan en tredjedel till helt fulla med slam vilket motsvarar en lodnivå på 4,0 till 5,5 m och en slammängd på 25 till 80 m 3. ph på det hydrolyserade vattnet sjunker då från i medel 7,30 till 7,14. Tabell 4. Produktion av VFA vid olika lodnivåer, slamvolym och ph. Lodnivå (m) Mängd slam (m 3 ) ph VFA-produktion (kg/h) ph 4,0 5, , ,5 8,84 <25 7,

39 Resultatet pekar sammantaget på att konorna i hydrolyssteget bör hållas fyllda till minst en tredjedel och helst helt för att en maximal produktion av VFA ska erhållas. Samtidigt bör ett högt ph på hydrolysatet kunna användas som en indikation på att produktionen av VFA är otillräcklig och att bassängerna då bör lodas. För att styra på lodnivå online krävs automatiska lod i varje linje. Detta är en kostsam installation och därför inte är aktuellt i dagsläget. Tillförd mängd substrat kan variera över veckor och månader varför det är viktigt att loda bassängerna kontinuerligt för att försäkra sig om att slammängden är tillräcklig för en fullgod produktion av VFA. ph på hydrolysatet kan endast fungera som en indikation på slamproduktionen. Eftersom slamnivån måste mätas manuellt har ändringar gjorts i styrsystemet med avseende på den mängd slam som pumpas till förtjockning. Syftet var att öka mängden slam i hydrolyssteget. Därefter mättes slamnivån och producerad mängd VFA. Efter ändringarna ökade slamnivån i konorna med ca 1 m vilket innebär att slammängden fördubblades från ca 35 m 3 till ca 70 m 3. Som följd av detta ökade mängden producerad VFA från 12 till 16 kg/h vilket gav en ökning av kvoten VFA/PO 4 -P från 12 till Åtgärder för minskad turbulens Förhöjda syre- och nitrathalter i den anaeroba zonen kan undvikas genom att inloppet från kanalen efter hydrolyssteget in till biosteget byggs om för att dämpa den turbulens som uppstår där. Det kan också åtgärdas genom att begränsa flödet in till hydrolys och biosteg. En ombyggnation av inloppen gjordes under 2009 enligt figur 27 och effekterna av detta utreddes. Lucka Inlopp Gångjärn Inlopp (skibord) Viktlåda Gångjärn Hävstång Viktlåda Kon i stängt läge Kon i helöppet läge Figur 27. Principskiss över fördämningen av inloppet till den anaeroba zonen. Bottenutlopp med konventil för reglering av nivå i fördämningen, t.v. sett från ovan och t.h. sett från sidan. Syremätningar gjordes under ombyggnationen. När en linje var ombyggd jämfördes syrehalten i denna med den i de två linjer som inte var ombyggda. Dessa mätningar visade att syrehalten vid inloppet till den ombyggda linjen hade sjunkit till ca 0,1 mg/l medan den i de två andra linjerna låg på mellan 1,0 och 5,0 mg/l. Efter ombyggnation av samtliga linjer har mätningar genomförts vid höga flöden. Dessa har visat på att syrehalten i samtliga fall legat mellan 0,0 och 0,1 mg/l i hela den anaeroba zonen. Åtgärderna för minskad turbulens säkerställer därmed anaeroba förhållanden vid höga flöden. 29

40 Behovsanpassad styrning vid höga flöden En strategi för styrning vid höga flöden har utarbetats. Praktiskt uppnås detta genom en behovsanpassad styrning av processen som innefattar både hydrolys- och biosteget. Vid höga flöden är målet att: Säkerställa tillförseln av VFA till biosteget. Hushålla med befintlig kolkälla. Detta kan uppnås genom: Flödesbegränsning. Utökad hydrolys. Behovsanpassad luftning. Flödesbegränsning Förbiledningspunkten flyttades under mitten av november 2008 från slutet av hydrolyssteget till dess början enligt figur 28. Spillvattnet leds nu vid höga flöden direkt efter grovavskiljning, rensgaller och sandfång, till utjämningsbassängerna. I de fall flödesökningen blir kortvarig kan vattnet ledas tillbaka till hydrolyssteget. Vid långvariga flödesökningar, då utjämningsbassängernas volym inte räcker till, kemfälls vattnet och bräddas till recipienten. Förbehandlat spillvatten Till A3 och S- sed AN A1 A2 Hydrolyssteg Flödesbegränsning Återflöde Utjämningsbassänger Bräddvatten Figur 28. Flödesdiagram över flödesbegränsningen till hydrolys- och biosteg. AN= anaerob zon, A1= aerob zon 1, A2= aerob zon 2, A3= aerob zon 3, S-sed= slutsedimentering. Fördelen med att leda förbi vattnet före hydrolyssteget är att hydrolysprocessen då kan nyttjas även vid höga flöden. Detta säkerställer att en viss mängd VFA når biosteget även under dessa förhållanden. Denna åtgärd skulle även leda till att mer syreförbrukande material tillförs biosteget och de aeroba zonerna och problemet med överluftning skulle eventuellt minska. Detta bör också kunna bidra till att stabilisera den biologiska fosforavskiljningen så att, i förlängningen, mindre fällningskemikalier behöver doseras. Även detta skulle ha en positiv återkoppling på processen. 30

41 Flödesbegränsningen ändrades från 3000 m 3 /h till 2500 m 3 /h. Enligt erfarenheter och data baserat på analyser i processen i full skala bör den lägre flödesbegränsningen: Ge en kvot VFA/PO 4 -P högre än 10. Minska risken för turbulens och syreinblandning. Öka det anaeroba fosforsläppet. För att åskådliggöra de processmässiga förbättringarna jämförs två perioder med höga flöden före och efter förändringen av flödesbegränsning och förbiledningspunkt. I tabell 5 jämförs utgående fosforhalt och mängd, samt doseringsmängd och kostnad för fällningskemikalie, under perioderna med höga flöden i december 2007 och Som framgår av tabellen var inkommande medelflödet högre 2008 jämfört med 2007 och ändå var den utgående fosforhalten betydligt lägre, 0,39 mg/l 2008 jämfört med 0,85 mg/l Mängden fosfor som nådde recipienten var också drygt halverad 2008 jämfört med 2007 och doseringen av fällningskemikalie var betydligt lägre, 3,5 ton 2008 jämfört med 12,1 ton Tabell 5. Medelflöde, utgående fosforhalt och mängd samt mängd doserad fällningskemikalie under en period med höga flöden. December 2007 och December Flödesbegränsning Medelflöde Utgående Utgående (m 3 /h) (m 3 /h) P (mg/l) P (ton) * 0,85 1,4 12, * 0,39 0,6 3,5 *Q medel för reningsverket är 1500 m 3 /h. Kemikaliedosering (ton) I tabell 6 samt i figur 29 och 30 jämförs påföljande kvartal för de båda perioderna, detta för att jämföra hur bio-p-processen återhämtade sig. I tabellen jämförs utgående fosforhalt, mängd och grad av reduktion samt doseringsmängd och kostnad för fällningskemikalie. I figur 30 och 31 jämförs utgående fosforhalt och doseringen av fällningskemikalie grafiskt för december 2007 och 2008 samt påföljande två månader. Som framgår var både halten och mängden fosfor som nådde recipienten lägre efter perioden med höga flöden 2009 då flödesbegränsningen var satt till 2500 m 3 /h jämfört med 2008, då flödesbegränsningen var satt till 3000 m 3 /h trots att doseringen av fällningskemikalie hade sjunkit till mindre än en fjärdedel. Tabell 6. Utgående fosforhalt och mängd samt mängd doserad fällningskemikalie efter en period med höga flöden. Januari till mars 2008 och Januarimars Flödesbegränsning Utgående Utgående Reduktion (m 3 /h) P (mg/) P (ton) (%) ,32 1,2 92,6 52, ,29 0,9 95,2 12,5 Kemikaliedosering (ton) 31

42 Fällningskemikalie (ton) P (mg/l) december januari februari Flödesbegränsning vid 3000 m3/h Flödesbegränsning vid 2500 m3/h Figur 29. Utgående fosforhalt under och efter två perioder med höga flöden, december 2007 med en flödesbegränsning till biosteget på 3000 m 3 /h, och december 2008 med en flödesbegränsning på 2500 m 3 /h. Streckad linje visar aktuellt riktvärde på 0,4 mg/l december januari februari Flödesbegränsning vid 3000 m3/h Flödesbegränsning vid 2500 m3/h Figur 30. Dosering av fällningskemikalie under och efter två perioder med höga flöden, december 2007 med en flödesbegränsning till biosteget på 3000 m 3 /h, och december 2008 med en flödesbegränsning på 2500 m 3 /h. Hade flödesbegränsningen satts till 2500 m 3 /h istället för 3000 m 3 /h under december 2007 skulle en total volym på m 3 ha behövt bräddas till recipienten under december månad Detta motsvarar volymen av ca tre dagars normalflöde. Om detta vatten hade kemfällts, skulle en mängd av ca 192 kg fosfor ha nått recipienten via bräddvattnet. I verkligheten släpptes totalt drygt ett ton extra fosfor ut på grund av att den biologiska fosforavskiljningen slogs ut och totalt fick över 60 ton fällningskemikalier användas. Belastningen av fosfor till recipienten skulle således ha blivit betydligt lägre om bräddning hade skett vid 2500 m 3 /h samtidigt som också förbrukningen av fällningskemikalier hade blivit mindre. Flödesbegränsningen till 2500 m 3 /h före hydrolyssteget tycks därmed ha haft en god inverkan på den biologiska fosforavskiljningen som fungerade signifikant bättre under höga flöden, och även återhämtade sig snabbare, trots att flödena var högre 2008 jämfört med Vid en jämförelse mellan de båda perioderna, december 2007 och 2008 samt påkommande kvartal så doserades totalt 48,3 ton mindre fällningskemikalier vid en flödesbegränsning på 2500 m 3 /h. Detta ger en besparing på omkring kr. 32

43 Utökad hydrolys För att utreda om de förtjockade slammen kan ge något bidrag till produktionen av VFA har försök gjorts i satsreaktor i laboratorieskala men också i full skala där slam från respektive förtjockare har letts tillbaka till hydrolyssteget. Stickprov har även tagits direkt från förtjockarna för att få en bild av hur mycket VFA som produceras under förtjockningen. Tanken är att förtjockat slam ska kunna användas som en källa för utökad hydrolys och en resurs vid höga flöden och energibrist i systemet. Ökningen av VFA kan dels ske momentant men även på längre sikt, eftersom förtjockat slam kan bidra med en inympning av hydrolyserande mikroorganismer och på så vis förstärka den mikrobiella aktiviteten i hydrolyssteget. Bioslammet innehåller en större mängd mikroorganismer och torde ge mindre luktproblem och en mindre ph-sänkning jämfört med primärslammet. En fördel med primärslammet är att det innehåller en större mängd lätt hydrolyserbart material och således har en större VFA-potential. Bioslammet finns dock att tillgå i större kvantiteter. Resultaten visade på goda förutsättningar att utvinna ytterligare VFA från förtjockarna. Vid återföring av primärslam ökade halten av VFA i hydrolyssteget till omkring det dubbla. Återföringen av bioslam gav ett mer ojämnt resultat och visade sig bero av slamnivån i förtjockaren som var en viktig parameter. I tabell 7 visas analysresultat på filtrat från bioslams- och primärslamsförtjockaren. Av analyserna framgår att halten av VFA från bioslamsförtjockaren varierade kraftigt. Vid uppmätt maxhalt och ett flöde på 8 m 3 /h från förtjockaren, och ett inkommande flöde till reningsverket på 2500 m 3 /h, skulle filtratet från bioslamsförtjockaren teoretiskt bidra till en höjning av halten VFA med 26 % och primärslamsförtjockaren med 31 %. Detta gäller dock endast för den VFA som producerats direkt i förtjockaren. Skulle slam återföras till hydrolyssteget skulle även mikroorganismer och slam och inte enbart filtrat återföras. Slammet skulle få ytterligare anaerob uppehållstid samtidigt som mikroorganismerna skulle påskynda hydrolysprocessen och troligtvis skulle mer VFA produceras. Vid försök i full skala med återföring av slam till en linje i försedimenteringen ökade halten av VFA med 46 % för bioslammet och 81 % för primärslammet. Tabell 7. VFA i filtrat från förtjockat bio- och primärslam. Förtjockare VFA (mg/l) VFA (mg/l) Tillfört VFA (%) Medelvärde Maxvärde Bioslam Primärslam Halten av VFA från bioslamsförtjockaren tycks bero av slammängden i förtjockaren. En hög slamnivå ger längre uppehållstid vilket också resulterar i betydligt högre halter av VFA. Detta hör ihop med uttaget av överskottsslam. Halten av VFA har analyserats på filtrat från respektive förtjockare vilket också gav en bild av den stora variationen på hydrolys i bioslamsförtjockaren. I figur 31 åskådliggörs förhållandet mellan slamnivå och mängd VFA i filtratet från bioslamsförtjockaren. Bioslammet hade en medelhalt på 559 mg VFA/l och primärslammet 952 mg/l. Bioslammet hade dock halter som momentant översteg 700 mg/l och understeg 50 mg/l. Slamnivån hänger samman med uppehållstiden för slampartikeln och går inte att beräkna eftersom en sedimentation sker. Beräknas uppehållstiden för en godtycklig molekyl (vatten eller slampartikel) blir den i genomsnitt 15 timmar. Optimal 33

44 VFA (mg/l) uppehållstid för hydrolys av bioslam ligger på omkring 20 timmar. Då räknas dock endast uppehållstiden för själva slammet utan att någon förtjockning sker R² = Slamnivå (m) Figur 31. Producerad mängd VFA som funktion av slamnivå i bioslamsförtjockaren. Försöken i laboratorieskala gjordes på förtjockat bio- respektive primärslam. Försöken visade att en potential för ytterligare hydrolys fanns i båda slamtyperna. Efter 3 dagars hydrolys ökade halten VFA i reaktorn med primärslam med 77 % och i reaktorn med bioslam med 87 %. En potential för utvinning av VFA torde därför finnas i båda dessa slamtyper. Produktionen av VFA från primärslammet uppvisade ett maximum efter ca sex dygn medan halten av VFA från bioslammet var maximal efter fyra till fem dygn. Därefter sjönk halterna av VFA från bioslammet drastiskt, vilket tyder på att metan började bildas. Resultaten tyder på att slam från förtjockarna inte endast momentant bidrar med VFA utan att ytterligare produktion dessutom kan ske när slammet ges en uppehållstid i hydrolyssteget. Resultaten visar att såväl förtjockat bioslam som primärslam skulle kunna tjäna som extra kolkälla under perioder med energibrist i systemet. Det är dock viktigt att slamnivån i bioslamsförtjockaren hålls över ca 2 m för att ge en tillräckligt lång uppehållstid för produktion av VFA. För att permanent kunna föra tillbaka förtjockat slam till hydrolyssteget krävs en ombyggnation. Urpumpning av primärslam från hydrolyssteget kan begränsas vid perioder med höga flöden för att bibehålla mer substrat. För att möjliggöra detta har en programändrig enligt figur 32 gjorts i det överordnade styrsystemet. Här recirkuleras slammet kontinuerligt vid höga flöden för att begränsa TS på det slam som pumpas till förtjockaren. Urpumpningen kommer att ske en valbar tid och paustiden mellan de olika linjerna är också valbar. Någon möjlighet att utvärdera denna funktion har inte givits inom ramen för denna undersökning. 34

45 Figur 32. Styrning av urpumpning av primärslam i hydrolyssteget. En min- och en maxtid kan väljas på urpumpning till förtjockaren. Urpumpningen kan också stoppas vid valbar TS. Vid höga flöden kan recirkulationen gå kontinuerligt och en längre paustid mellan linjerna kan väljas. Bilden är hämtad från övervakningssystemet UniView. Behovsanpassad luftning Det är viktigt att ha en optimal syrestyrningsstrategi. En sådan leder inte endast till att processen fungerar mer optimalt utan ger också en energimässig vinst. En sänkt aerob syrehalt vid höga flöden och energibrist i systemet leder till att PAO bättre kan hushålla med den energi som finns tillgänglig och att endogena upplag av PHA därigenom bibehålls längre. Sänkta syrehalter som en strategi vid höga flöden har prövats med framgång både i pilotskala (Krüne et al., 2003, Miyake, H., 2005 och Temmink et al., 1996) och i full skala (Tykesson et al., 2005). Lägre syrehalter minskar dessutom risken för nitrifikation. Syreöverföringshastigheten till vatten beror till viss del på luftens flöde. Korrelationen är dock inte linjär utan följer en monodkinetik. Det är också generellt accepterat att syrekoncentrationen påverkar biologisk aktivitet i aerob miljö enligt monodkinetik. På grund av funktionens icke-linjära natur kan en sänkning av syrekoncentrationen innebära att syreöverföringshastigheten blir högre (Olsson, G & Newell, B., 1999). För att få en optimal strategi för styrningen bör hänsyn tas till detta då luftningssteget optimeras. Detta innebär i praktiken att om börvärdet för syrekoncentrationen sänks i en luftad zon blir syreöverföringen mer effektiv, förhållandevis lägre luftflöden krävs och en energivinst kan göras. Detta innebär att syrehalten i aerob zon 1 eventuellt skulle kunna sänkas. Luftflödena blir då lägre och blåsmaskinerna får jobba mindre. Belastningen i aerob zon 1 förskjuts då nedströms mot senare zoner där syrekoncentrationen eventuellt måste höjas. Sett över hela det luftade steget blir syreöverföringen mer effektiv och en energivinst kan göras. I figur 33 åskådliggörs luftflödet till aerob zon 1 samt inkommande vattenflöde till reningsverket. Vid ett högt vattenflöde går blåsmaskinen på minvarv vilket resulterar i ett minflöde av luft. När flödesbelastningen minskar, och belastningen av syreförbrukande material återigen ökar, ökar också luftflödet i zonen. Luftflöden kan således sägas avspegla belastningen av syreförbrukande material till biosteget. 35

46 Luftflöde (m 3 /h) Inkommande flöde (m 3 /h) Luftflöde Inkommande vattenflöde Figur 33. Inkommande flöde samt luftflöde i aerob zon 1 under juli månad En programändring har gjorts där olika börvärden kan väljas i aerob zon 1 beroende på belastningen till zonen. Den nya styrningen illustreras i figur 34. Ett högt och ett lågt börvärde kan väljas utifrån det aktuella luftflödet som antas spegla belastningen. Figur 34. Olika börvärden kan väljas i aerob zon 1 beroende på aktuellt luftflöde som speglar belastningen av syreförbrukande material. Bilden är hämtad från övervakningssystemet UniView. För att kunna avgöra var i biosteget det organiska kolet bryts ner, och fosforn tas upp, har profiler på organiskt kol och fosfatfosfor över biosteget bestämts. Syftet var att få en bild av detta för att kunna jämföra dessa resultat med data efter förändringar i luftningsstrategin. I figur 35 åskådliggörs, baserat på 14 stickprov, dels nedbrytningen av COD och TOC och dels upptaget av fosfor över de aeroba zonerna. Som framgår tas 84 %, 92 % och 91 % av all COD, TOC och fosfor upp redan i aerob zon 1. Aerob zon 2 står alltså endast för omkring en tiondel av upptagen. 36

47 Procent COD TOC PO 4 -P 16% 8% 9% 84% 92% 91% A1 A2 Figur 35. Avskiljd COD, TOC och PO 4 -P över de aeroba zonerna vid ett börvärde i aerob zon 1 på 2,0 mg O 2 /l. A1= aerob zon 1, A2= aerob zon 2. Med detta som utgångspunkt borde börvärdet kunna sänkas vid normalflöden. Belastningen skjuts då mot aerob zon 2 och en energimässig vinst kan göras. För att utreda lämplig initial syrehalt i aerob zon 1 sattes olika börvärden i de tre olika linjerna under ca sju veckor. Börvärdena sattes till 1,5, 1,7 och 2,0 mg/l. Under perioden gjordes fosfatanalyser för att jämföra upptaget av fosfor i de olika linjerna. Skillnaden mellan fosforupptag i början och i slutet av aerob zon 1 vid de olika börvärdena åskådliggörs i figur 36 och 37. Fosforupptaget var högt under perioden och över 99 % av inkommande fosfor avskiljdes över aerob zon 1. I slutet av zonen syns i stort sett ingen skillnad på fosforupptag vid de olika börvärdena. Försök i full skala utförda av April et al., 2006 har också visat att förändringar av syrehalten i den luftade zonen mellan 0,5 och 3,5 mg/l inte har någon signifikant påverkan på utgående koncentration av löst fosfor Prov Börvärde 1,5 (mg O2/l) Börvärde 1,7 (mg O2/l) Börvärde 2,0 (mg O2/l) Figur 36. Avskiljd fosfat i början av aerob zon 1 vid olika syrehalter. Försöket pågick i ca tre veckor med provtagning måndag till fredag. 37

48 Procent Prov Börvärde 1,5 (mg O2/l) Börvärde 1,7 (mg O2/l) Börvärde 2,0 (mg O2/l) Figur 37. Avskiljd fosfat i slutet av aerob zon 1 vid olika syrehalter. Försöket pågick i ca tre veckor med provtagning måndag till fredag. Direkt i början av zonen syns en viss skillnad i det initiala fosforupptaget. Vid ett börvärde på 1,5 mg/l avskiljs ca 40 % av fosforn i början av zonen medan motsvarande siffror för ett börvärde på 1,7 och 2,0 mg/l ligger på mellan 60 och 80 %. Det har visats att fosforsläpp kan uppstå i den luftade zonen på många reningsverk eftersom syrehalten ibland hålls alltför låg. Vanligtvis mäts syrehalten också endast i slutet av en luftad zon där lätt nedbrytbart organiskt material redan har oxiderats (Schön, G et al., 1993). På grund av detta torde det vara viktigt att inte sätta den initiala syrehalten alltför låg, eftersom detta kan leda till lokala anaeroba zoner och därmed sekundära fosforsläpp i början av den aeroba zonen. Med detta som utgångspunkt valdes ett börvärde på 1,7 mg/l för alla tre linjerna. En ny profil för upptag av organiskt kol och fosfor gjordes efter sänkningen av börvärde i aerob zon 1 till 1,7 mg O 2 /l. Resultatet är baserat på åtta stickprov och åskådliggörs i figur 38. Upptaget av COD är något förskjutet mot aerob zon 2 där 29 % av all upptagen COD tas upp jämfört med tidigare 16 %. Upptagen av TOC och fosfor är i stort sett oförändrade jämfört med då börvärdet var 2,0 mg O 2 /l. Sänkningen av börvärdet verkar således inte ha haft någon egentlig inverkan på avskiljningen av organiskt material och fosfor. 38

49 COD TOC PO 4 -P 9% 7% 29% 71% 91% 93% A1 A2 Figur 38. Avskiljd COD, TOC och PO 4 -P över de aeroba zonerna vid ett börvärde i aerob zon 1 på 1,7 mg O 2 /l. A1= aerob zon 1, A2= aerob zon 2. Efter ca tre månader med det lägre börvärdet kunde ingen skillnad på den fosforavskiljande kapaciteten över biosteget märkas. Det verkar således som om ett lägre initialt börvärde inte har någon negativ inverkan på fosforavskiljningen på längre sikt då bioslammets mikrobiella sammansättning kunnat förändras. En ungefärlig beräkning av energivinsten gjordes genom att jämföra luftflödet till aerob zon 1 under tre månader då börvärdet varit 2,0 mg O 2 /l med två månader då börvärdet varit 1,7 mg O 2 /l. Månader med liknande flödesbelastning valdes. Beräkningarna visade att luftflödet minskade med ca 225 m 3 /h och linje då börvärdet sänktes. Detta ger en minskning på m 3 /månad för hela aerob zon 1. Tidigare beräkningar har visat att blåsmaskinerna drar ca 21 Wh/m 3 vid det tryck och luftflöde som blåsmaskinerna normalt arbetar kring. Antas elpriset vara 0,88 kr/kwh ger detta en besparing på över kr/år. Denna beräkning är dock mycket schablonmässig men indikerar ändå att stora besparingar görs genom att optimera luftningssteget. Det gavs ingen möjlighet att utreda funktionen med olika börvärden vid högt respektive lågt flöde inom ramen för denna undersökning. Troligtvis kan ett lägre börvärde med fördel sättas under långvarigt höga flöden. En programändrig i det överordnade styrsystemet har gjorts enligt figur 39 så att blåsmaskinen med lägre kapacitet används som förstahandsalternativ vid höga flöden och låg belastning av organiskt material. En utredning gjordes därefter för att visa om problemet med förhöjda syrehalter i de aeroba zonerna på så vis har försvunnit. Blåsmaskinen med lägre kapacitet har vid minimifrekvensen 30 Hz en effekt på 33 kw jämfört med de andra två som då har en effekt på 58 kw. 39

50 Figur 39. När blåsmaskinerna med högre kapacitet ger ett alltför högt luftflöde för att hålla aktuellt börvärde, sker ett automatiskt byte av blåsmaskin till den med lägre kapacitet. BM001 och BM002 = 132 kw, BM003 = 75 kw. Bilden är hämtad från övervakningssystemet UniView. Syftet med denna programändring är processmässig då syretopparna, som kan ha en hämmande inverkan på den biologiska fosforavskiljningen, troligtvis kommer att försvinna och lägre börvärden kan sättas vid höga flöden och låg belastning. PAO bör påverkas positivt eftersom de vid lägre syrehalter kan hushålla bättre med endogena upplag av PHA och risken för nitrifikation minimeras. Effekten av detta torde indirekt även kunna bli kostnadsmässig då behovet av dosering av fällningskemikalie bör minska. År 2008 doserades 71,3 ton fällningskemikalie till en kostnad av 1049 kr/ton. Vinsten blir därutöver direkt energimässig i och med att blåsmaskinen med lägre kapacitet är i drift oftare. I figur 40 åskådliggörs en syrehaltskurva från aerob zon 1 där syretoppar under perioden för snösmältning 2009 kan ses. Av grafen framgår att börvärdet på 2 mg/l då överskreds under långa perioder. Under perioden till var blåsmaskinen med lägre kapacitet satt som förstahandsval och då överskreds heller inte börvärdet trots att flödet fortfarande var högt. Detsamma gäller för aerob zon 2 under samma tillfälle. Det kan därför antas troligt att problemen med syrehaltstoppar kommer att elimineras när blåsmaskinen med lägre kapacitet tas i drift under sådana perioder. Ingen möjlighet gavs att utvärdera denna programändring i realiteten inom ramen för denna undersökning. 40

51 O2 (mg /l) Figur 40. Syrehalter i aerob zon1 under en period med höga flöden. Börvärdet var satt till 2,0 mg/l. Under perioden till var blåsmaskinen med lägre kapacitet i drift. En programändring i det överordnade styrsystemet har också gjorts för aerob zon 2 och detta illustreras i figur 41. Även här kan olika börvärden vid högt och lågt flöde väljas och luftflödet i aerob zon 1 används som ett mått på belastningen till zonen. Ytterligare en programändring har dessutom gjorts där syrehalten i den första hälften av aerob zon 2 styrs unikt via den första syrehaltsgivaren och syrehalten den andra hälften av bassängvolymen styrs unikt via den sista syrehaltsgivaren. På så sätt undviks att delar av zonen överluftas. Troligtvis sker stundtals, vid låg belastning och höga flöden, en överluftning, speciellt i slutet av aerob zon 2, och detta är både energimässigt ofördelaktigt och kan verka direkt hämmande på bio-p-processen. Figur 41. Olika börvärden för syrehalten i aerob zon 2 kan väljas utifrån luftflödet i aerob zon 1. Olika börvärden kan dessutom väljas i början och slutet av zonen. GQ422A och GQ423A= första syrehaltsgivaren i vardera linje, GQ422B och GQ423B= sista syrehaltsgivaren i vardera linje. Bilden är hämtad från övervakningssystemet UniView. Börvärdena i aerob zon 2 behövde inte höjas trots att börvärdet i aerob zon 1 sänkts från 2,0 till 1,7 mg O 2 /l. Börvärdena i hela aerob zon 2 var då satta till min 0,5 mg/l och max 1,5 mg/l. Därefter sänktes maxbörvärdet i början av zonen till 1,0 mg/l med bibehållet minbörvärde på 0,5 mg/l medan minbörvärdet i slutet av zonen höjdes till 1,0 mg/l med bibehållet maxbörvärde på 1,5 mg/l. Ingen skillnad i nettoupptaget av fosfor kunde ses efter en månads drift. 41

52 Även här blir vinsten processmässig, då syretopparna troligtvis kan elimineras och syrehalten kan hållas mer optimal så att PAO bättre kan hushålla med sina endogena förråd av PHA. Vinsten blir även energimässig, då luftningstiden eventuellt kan minskas under perioder med långvarigt höga flöden Behovsanpassad styrning efter en långvarig period med höga flöden En strategi för styrning efter långvarigt höga flöden har utarbetas. Praktiskt bör detta åstadkommas genom en behovsanpassad styrning av processen som innefattar både hydrolysoch biosteget. Förhoppningsvis kommer denna åtgärd inte att bli nödvändig i realiteten då övriga åtgärder som implementerats i detta examensarbete troligtvis genererat en stabil bio-pprocess under och därmed efter höga flöden. Strategin finns dock ändå beskriven här då den kan bli nödvändig att tillgripa i framtiden. Eftersom tillfällen med långvarigt höga flöden uppstår så sällan som en till två gånger per år, och åtgärderna kräver tillsyn, kommer strategin att tillämpas genom manuell manövrering av driftteknikern och inte inbegripa programmeringsmässiga förändringar i övervakningssystemet. Efter en långvarig period med höga flöden är målet att: Minska det anaeroba fosforsläppet. Detta kan ske genom: Begränsad tillförsel av VFA. Minskad anaerob uppehållstid. Dessa åtgärder bör minska det anaeroba fosforsläppet och på så vis minska risken för fosfortoppar efter en långvarig period med höga flöden. Åtgärderna bör kvarstå tills processen återhämtat sig och nettoupptaget av fosfor åter är godtagbart vilket kan kontrolleras genom analyser av fosfat genom biosteget. Begränsad tillförsel av VFA Denna strategi inbegriper minskad tillförsel av VFA genom kontroll av hydrolysen. Detta kan ske genom att: Mer slam pumpas till förtjockaren för att minska substratmängden. Recirkulationen i en eller flera linjer stängs av för att minska urtvättning av VFA. När den biologiska fosforavskiljningen återfått en godtagbar funktion bör slamvolymen ökas och/eller recirkulationen återstartas successivt. Detta avgörs enkelt genom en utökad kontroll med fosfatprofil över biosteget för att kontrollera släppet och upptaget av fosfor i full skala. Förkortad anaerob uppehållstid En fjärdedel av den anaeroba volymen i biosteget kan luftas för att minska den anaeroba volymen samtidigt som den aeroba volymen då ökar. Är flödet omkring 1500 m 3 /h, minskar den anaeroba uppehållstiden då från ca tre timmar till drygt två timmar. 42

53 Strategin med behovsanpassad styrning efter perioder med långvarigt höga flöden har inte testats i realiteten inom ramen för denna undersökning REKOMMENDATION FÖR FRAMTIDA OPTIMERING Inom ramen för detta examensarbete har inte möjlighet funnits att följa upp alla de åtgärder som föreslagits och implementerats eftersom höga flöden förekommer så sällan som en till två gånger per år. Nedan följer förslag för framtida optimering, uppföljning av vidtagna åtgärder och förslag till kontrollprogram ph-mätning för styrning av VFA-produktionen i hydrolyssteget Mot bakgrund av de analyser som gjorts för att korrelera mängden producerad VFA till olika mätbara driftparametrar, borde ph på hydrolyserat spillvatten (figur 27) kunna användas som en indikation på om tillräcklig mängd VFA produceras i hydrolyssteget. Eventuellt skulle ett larm i det överordnade styrsystemet kunna skapas för att indikera en låg produktion. Larmnivån borde då ligga på ett ph överstigande 7,3. För att få en mer detaljerad bild av status på produktionen av VFA i de olika linjerna i hydrolyssteget skulle eventuellt ph på det primärslam som pumpas till förtjockaren också kunna mätas. En tydlig korrelation borde då först fastställas Användning av bio- och primärslam för utökad hydrolys Bioslams- respektive primärslamsförtjockaren kan användas som en källa för utökad hydrolys vid behov. Potential finns också för en sidoströmshydrolys av bioslam. Båda dessa åtgärder kräver dock investeringar i form av ombyggnation. En programändring i det överordnade styrsystemet har gjort det möjligt att styra urpumpningen av primärslam från hydrolyssteget med avseende på inkommande flöde. En utvärdering av denna funktion samt lämpliga inställningar i samband med höga flöden borde genomföras Bioslamshydrolys Försök har gjorts i laboratorieskala för att utreda om en sidoströmshydrolys av bioslam i fullskala skulle kunna användas för att utöka mängden biotillgänglig kolkälla till biosteget. Detta kan bli aktuellt i och med skärpta utsläppskrav av fosfor 2012 och eventuella framtida kvävereningskrav. Bioslammet på Duvbackens reningsverk har en lägre slamålder jämfört med verk som har kväverening. Detta slam torde därför också ha högre VFA-potential. Ett försök har gjorts där bioslam hydrolyserades anaerobt i en satsreaktor under omrörning. Stickprov för analys av VFA och ammoniumkväve togs ut under en period av 50 timmar. Mätningarna visade att halten av VFA inte ökade förrän vid den sista provtagningen. Detta kan bero på att den VFA som producerades under försöket förbrukades av PAO och andra mikroorganismer som fanns närvarande i slammet. För att genomföra en hydrolys av bioslam i full skala skulle en tank på ca m 3 krävas för att få en uppehållstid på 20 timmar vid ett medelflöde av returslam på 975 m 3 /h och ett hydrolysflöde på 5-10 %. Eventuellt skulle en befintlig bassäng i slutsedimenteringen (1320 m 3 ) kunna användas i detta syfte eftersom det tycks vara fullt tillräckligt att ha 8 av 10 bassänger i drift där. 43

54 Behovsanpassad luftning Börvärdet i aerobt zon 1 har sänkts från 2,0 till 1,7 mg O 2 /l utan att uppjusteringar i efterföljande aerobt zon 2 har blivit nödvändiga. I aerobt zon 2 finns möjlighet till olika börvärden i början och slutet av zonen. Här sänktes maxbörvärdet i början av zonen från 1,5 mg/l till 1,0 mg/l medan minbörvärdet i slutet av zonen höjdes från 0,5 mg/l till 1,0 mg/l. Dessa förändringar hade ingen inverkan på nettoupptaget av fosfor under försöksperioden. En programändring i det överordnade styrsystemet har gjort det möjligt att ha olika börvärden för hög och låg inkommande belastning av syreförbrukande material i både aerob zon 1 och 2. Dessa funktioner har dock inte applicerats och utvärderats i full skala. Lämpliga syrehalter vid höga flöden och ett lågbelastat system borde utredas i samband med en långvarig period med högt flöde. Troligtvis kan börvärdena i aerob zon 1 och 2 då sänkas och ge en positiv effekt på den fosforavskiljande kapaciteten i samband med höga flöden som följd. Förslagsvis kan börvärdet i aerob zon 1 sänkas till 1,5 mg/l då luftflödet understiger 600 m 3 /h och då kan också börvärdena i slutat av aerob zon 2 sänkas till 0,5 mg/l som minvärde och 1,0 mg/l som maxvärde. De högre börvärdena kan då återställas vid ett luftflöde på 800 m 3 /h Behovsanpassad styrning efter långvarig period med höga flöden Strategin för manuell styrning efter en period med långvarigt höga flöden har inte testats i full skala. Denna borde vid behov tillämpas efter en långvarig period med höga flöden. Åtgärden bör pågå till dess att bio-p-processen återfått normalfunktion vilket kan avgöras genom att studera fosfatprofilen över biosteget Kontrollprogram för processuppföljning Det är viktigt att ha en fortlöpande kontroll av bio-p-processen, både för att hämta kunskap om den men också för att få en direkt information vad som kan vara orsaken vid en försämrad fosforavskiljning. I bilaga 3 redovisas ett förslag till fortlöpande kontrollprogram för driften av bio-p-processen på Duvbackens reningsverk. Detta kontrollprogram kan också användas för utvärdering och justering av inställningarna för styrningsstrategi vid och efter höga flöden. 44

55 6. SLUTSATSER Fyra kritiska faktorer med trolig negativ inverkan på den biologiska fosforavskiljningen på reningsverket vid höga flöden identifierades: Brist på VFA i den anaeroba zonen. Syre och/eller nitrat i den anaeroba zonen. Syrehaltstoppar och icke optimala börvärden i de aeroba zonerna. Förekomst av fällningskemikalie i biosteget. Då flödet efter en långvarig period med höga flöden återgår till normalnivå identifierades två kritiska faktorer: Hastig höjning av tillförd VFA. Hastigt förlängd anaerob uppehållstid. De åtgärder som togs fram och implementerades var: Optimering av det befintliga hydrolyssteget för att maximera produktionen av VFA under perioder med höga flöden. Kritiska områden med turbulens åtgärdades för att minimera risken för syreinblandning i den anaeroba zonen. Utveckling av en strategi för styrning vid och efter höga flöden. Detta för att bibehålla en fosforavskiljande funktion under höga flöden och minimera risken för försämrat nettoupptag och förhöjda utsläppsvärden till recipienten efter perioden med höga flöden. Åtgärderna har sammantaget haft en positiv inverkan på bio-p-processen som klarat av att bibehålla en fosforavskiljande funktion under långvariga perioder med höga flöden och återhämtat sig snabbare efter en sådan period blev ett rekordår med den lägsta utgående mängden fosfor och den lägsta mängden använd fällningskemikalie sedan införandet av bio-p på reningsverket. Med 2009 års utsläppsmängd klaras det skärpta krav som införs 2012 med nästan enbart bio-p och därmed en minimal tillsats av fällningskemikalie. Åtgärderna har också varit energisparande och därmed också gett en ekonomisk vinst då luftningen sker mer optimalt och fällningskemikaliemängden mer än halverats. 45

56 REFERENSER April, Z. Gu., Hughes, D., Fisher, D., Swartzlander, B., Dacko, W. G., Ellis, S. He., McMahon, K. D., Neething, JB., Wei, H. P. & Chapman, M. (2006). The Devil is in the Details: Full Scale Optimization of the EBPR Process at the City of Las Vegas WPCF. Water Environment Foundation 06, s Banister, S. S. & Pretorius, W. A. (1998). Optimisation of primary sludge acidogenic fermentation for biological nutrient removal. Water SA 24(1), s Barnard J.L. & Scruggs C.E. (2003). Biological phosphorus removal -secondary release and GAOs can be your hidden enemies. Wat.Env.Tech., 15(2), s Brdjanovic D., van Loosdrecht M.C.M., Hooijmans C.M., Mino T., Alaerts G.J. & Heijnen J.J. (1998 a). Effect of polyphosphate limitation on the anaerobic metabolism of phosphorus accumulating microorganisms. Appl Microbiol Biotechnol 50, s Brdjanovic, D., Logemann, S., van Loosdrecht, M.C.M., Hooijmans, C.M., Alaerts, G.J. & Heijnen, J.J. (1998 b). Influence of temperature on biological phosphorus removal: process and molecular ecological studies. Water Research 32(4), s Brdjanovic, D., Slamet, A., van Loosdrecht, M.C.M., Hooijmans, C.M., Alaerts, G.J. & Heijnen, J.J. (1998 c). Effect of excessive aeration on biological phosphorus removal from wastewater. Water Research 32(1), s Carlsson, H., Aspegren, H. & Hilmer, A. (1996). Interactions between wastewater quality and phosphorus release in the anaerobic reactor of the EBPR process. Water Research 30(6), s Carucci, A., Kühni, M., Brun, R., Carucci, G., Koch, G., Mejone, M. & Siegrist, H. (1999). Microbial competition for the organic substrates and its impact on EBPR systems under conditions of changing carbon feed. Water Science and Technology 39(1), s Chanona, J., Ribes, A & Ferrer, J. (2006). Optimum design and operation of primary sludge fermentation schemes for volatile fatty acids production. Water Research 40(2006), s Comeau, Y., Hall, K. J., Hancock, R. E.W. & Oldham, W. K. (1986). Biochemical model for enhanced biological phosphorus removal. Water Reasearch 20(12), s Janssen, P. M. J., Meinema, K. & van der Roes, H. F. (2002). Biological phosphorus removal Manual for design and operation. IWA Publishing, London. Klimatförändringarnas inverkan på de allmänna avloppssystemet. (2007). Svenskt Vatten, meddelande M134. Koch, F.A. & Oldham, W.K. (1985). Oxidation-reduction potential - A tool for monitoring, control and optimization of biological nutrient removal systems. Water Science and Technology 17(11-1), s Krühne, U., Henze, M., Larose, A., Kolte-Olsen, A & Jørgensen, S. B. (2003). Experimental and model assisted investigation of an operational strategy for the BPR under low influent concentrations. Water Research 37, s Lettinga, G., Huishoff Pol, L.W. & Zeeman, G. (1998). Lecture notes biological wastewater treatment. Part: anaerobic wastewater treatment. Sub-department of Environmental Technology, Wageningen Agricultural University., Holland. Lie, E., Christensson, M., Jönsson, K., Østgaard, K., Johansson, P. & Welander, T. (1997). Carbon and phosphorus transformations in a full-scale enhanced biological phosphorus removal process. Water Research 31(11), s Liu, W., Nakamura, K., Matsuo, T & Mino, T. (1997). Internal energy-based competition between polyphosphate- and glycogen-accumulating bacteria in biological phosphorus removal reactors effect of P/C feeding ratio. Water Research 31(6), s Lopez, C., Pons, M.N. & Morgenroth, E. (2006). Endogenous processes during long-term starvation in activated sludge performing enhanced biological phosphorus removal. Water Research 40, s

57 López-Vázquez, C.M., Hooijmans, C.M., Brdjanovic, D., Gijzen, H. J. & van Loosdrecht, M. C. M. (2008). Factors affecting the microbial populations at full-scale enhanced biological phosphorus removal (EBPR) wastewater treatment plants in The Netherlands. Water Research 42, s Mino, T., Arun, V., Tsuzuki, Y. & Matsuo, T. (1987) Effect of phosphorus accumulation on acetate metabolism in the biological phosphorus removal process. Advances in Water Pollution Control: Biological Phosphate Removal from Wastewater, Pergamon Press, s Mino, T., van Loosdrecht, M. C. M. & Heijen, J. J. (1998). Microbiology and biochemistry of the enhanced biological phosphate removal process. Water Resource 32(11), s Miyake, H. & Morgenroth, E. (2005). Optimization of Enhanced Biological Phosphorus Removal after Periods of Low Loading. Water Environmental Research 77(2), s Moser-Engeler, R., Udert, K. M., Wild, D. & Siegrist, H. (1998). Products from primary sludge fermentation and their suitability for nutrient removal. Water Science Technology 38(1), s Oehmen, A., Lemos, P. C., Carvalho, G., Yuhan, Z., Keller, J., Blackall, L. L. & Reis, A. A. M. (2007). Advances in enhanced biological phosphorus removal: From micro to macro scale. Water Research 41, s Olsson, G. & Newell, B. (1999). Wastewater Treatment Systems. Modelling, Diagnosis and Control. IWA Publishing, London, UK. Randall, A. A., Benefield, L. D., Hill, W. E. (1997). Introduction of phosphorus removal in an enhanced biological phosphorus removal bacterial population. Water Resource 31(11), s Saito, T., Brdjanovic, D. & van Loosdrecht, M. C. M. (2004). Effect of nitrate on phosphorus uptake by phosphate accumulating organisms. Water Research 38, s Schuler A.J. & Jenkins D. (2002). Effects of ph on enhanced biological phosphorus removal metabolisms. Water Science and Technology 46(4-5), s Schön, G., Geywitz, S. & Mertens, F. (1993). Influence of dissolved oxygen and oxidationreduction potential on phosphate release and uptake by activated sludge from sewage plants with enhanced biological phosphorus removal. Water Research 27(3), s Seviour, R.J., Mino, T. & Onuki, M. (2003). The microbiology of biological phosphorus removal in activated sludge systems. FEMS Microbiology Reviews 27, s Siegrist, H., Brunner, I., Koch, G., Linh Con Phan & Van Chieu Le. (1999). Reduction of biomass decay rate under anoxic and anaerobic conditions. Water Science and Technology 39(1), s Slutliga villkor för utsläpp till vatten från Duvbackens avloppsreningsverk, beslut Länsstyrelsen Gävleborg. Stephens, H. L. & Stensel, H. D. (1998). Effect of operating conditions on biological phosphorus removal. Water Environment Research 70(3), s Särner, E. (2007). Biologisk fosforavskiljning med hydrolys av returslammet och utan anaerob volym i huvudströmmen. Svenskt Vatten Utveckling, Rapport Temmink, H., Petersen, B., Isaacs, S. & Henze, M. (1996). Recovery of biological phosphorus removal after periods of low organic loading. Water Science and Technology 34(1-2), s Tillstånd enligt miljöbalken till avloppsrening, beslut (2001). Länsstyrelsen Gävleborg. Tykesson, E., Blackall, L. & Jansen, J la C. (2003). Growth of glycogen accumulation organisms as a probable consequence of simultaneous chemical precipitation in enhanced biological phosphorus removal. Presenterad på IWA konferens: Environmental Biotechnology Advancement on Water and Wastewater Applications in the tropics, 9-10 december 2003, Kuala Lumpur, Malaysia. 47

58 Tykesson, E. (2002). Combined biological- and chemical phosphorous removal in wastewater treatment Swedish experience and practical application of phosphorous release batch test. Licenciatavhandling TVVA-3007, Lunds tekniska högskola. Tykesson E. & Jansen J. la Cour (2005). Evaluation of Laboratory batch tests for Enhanced Biological Phosphorus Removal. Vatten 61: Tykesson, E., Jönsson L-E. & Jansen J. la Cour (2005). Experience from 10 years of full-scale operation with enhanced biological phosphorus removal at Öresundsverket. Water Science & Technology 52(12), s Vargas, M., Casas, C. & Beaza, J. A. (2009). Maintenance of phosphorus removal in an EBPR system under permanent aerobic conditions using propionate. Biochemical Engineering Journal 43, s

59 BILAGA 1 SCHEMA FÖR RECIRKULATION AV PRIMÄRSLAM I HYDROLYSSTEGET Linje Starttid Stopptid Starttid Stopptid Starttid Stopptid Starttid Stopptid Starttid Stopptid Starttid Stopptid Måndag 00:00 24:00 11:00 24:00 00:00 11:00 00:00 11:00 11:00 24:00 00:00 24:00 Tisdag 00:00 11:00 00:00 24:00 11:00 24:00 11:00 24:00 00:00 24:00 00:00 11:00 Onsdag 11:00 24:00 00:00 11:00 00:00 24:00 00:00 24:00 00:00 11:00 11:00 24:00 Torsdag 00:00 24:00 11:00 24:00 00:00 11:00 00:00 11:00 11:00 24:00 00:00 24:00 Fredag 11:00 24:00 00:00 12:00 11:00 24:00 11:00 24:00 00:00 12:00 11:00 24:00 Lördag 00:00 11:00 00:00 24:00 00:00 24:00 00:00 24:00 00:00 24:00 00:00 11:00 Söndag 11:00 24:00 00:00 11:00 00:00 24:00 00:00 24:00 00:00 11:00 11:00 24:00 49

60 BILAGA 2 ANALYSMETODER Fosforsläpps och upptagsförsök Enligt Tykesson & Jansen (2005). Fosforanalyser Svensk Standard och Kväveanalyser Dr Lange-ampuller av typ nr som bygger på en förenklad metod av Svensk Standard VFA-analyser Fempunktstitrering där 0,050 M HCl användes. Mätdata behandlades i programvaran TITRA 5 som beräknar mängden VFA omräknat till mg ättiksyra (HAc)/l samt alkaliniteten som mg kalciumkarbonat (CaCO 3 )/l. Syreförbrukande material COD analyserades med Dr. Lange-ampuller av typ LCK 114 som bygger på en förenklad metod av Svensk Standard BOD 7 analyserades enligt Svensk Standard TOC analyserades med Dr. Lange-ampuller av typ LCK 386 som är en fotometrisk metod för detektion av TOC. SS och VSS analyserades enligt svensk standard och

61 BILAGA 3 Kontrollprogram för primärslamshydrolys Parameter Tidsintervall Syfte Optimal nivå Slamnivå Dagligen Tillräcklig substratmängd Lodnivå: 4,0-5,5 m slamvolym på m 3 Stickprov efter hydrolysen (VFA/PO 4 -P) Dagligen Optimal mängd VFA till biosteget VFA/PO 4 -P-kvot överstigande 10 samt jämn tillförsel av VFA Kontrollprogram för biosteg Parameter Tidsintervall Syfte Optimal nivå Fosfatprofil genom biosteget 1 ggr/vecka Följa trender på fosforsläpp och upptag i full skala Högt fosforsläpp, anaerob fosforhalt överstigande 10 mg/l. Nettoupptag som klarar gällande riktvärde (0,4 mg/l). Fosforsläppsförsök 1 ggr/månad Följa trender på fosforavskiljande kapacitet hos bioslammet Fosforsläpphastighet (mg P/g VVS h): <3 Måttlig 3-7 God >7 Mycket god 51

62 52

63 ENHANCED BIOLOGICAL PHOSPHORUS REMOVAL AND PRIMARY SLUDGE HYDROLYSIS DURING HIGH-FLOW CONDITIONS: THE RESULT OF THREE YEARS FULL-SCALE EXPERIENCES AT DUVBACKEN WASTE WATER TREATMENT PLANT J. Örnmark Master Thesis in Engineering Chemistry, Umeå University, Sweden Gästrike Vatten AB, Box 954, SE Gävle, Sweden ABSTRACT Enhanced biological phosphorus removal (EBPR) is a well-established technology for the treatment of municipal wastewater without the use of chemical precipitation. The method is being applied at Duvbacken wastewater treatment plant since 2004, where it gives an approximate 95 % reduction of the affluent phosphorus during normal operating conditions. However, after long periods with high water flows and low organic loadings, the process has been known to deteriorate leading to increased effluent phosphorus concentrations and a need for chemical precipitation. This report is the result of three years full-scale operation and optimization experiences with EBPR at the Duvbacken wastewater treatment plant. The result includes an identification of critical parameters responsible for the process failure during high-flow and low organic loading conditions. Full-scale measures were conducted including an operating strategy for the process during, and after, high-flow conditions. The results were found to be successful leading to a more stable process, less effluent peaks, minimal usage of precipitation chemicals and a lower energy consumption. Keywords: Enhanced biological phosphorus removal (EBPR), volatile fatty acids (VFA), primary sludge hydrolysis, phosphate-accumulating organisms (PAO), excessive aeration, aeration control, low loading, high-flow conditions, phosphate uptake, phosphate release INTRODUCTION Enhanced biological phosphorus removal (EBPR) is a well-established technology for the treatment of municipal wastewater without the use of chemical precipitation. This is achieved by specific types of bacteria; phosphorus accumulating organisms (PAO). These naturally occurring bacteria are enriched in the activated sludge by introducing an anaerobic reactor upstream of the aerobic reactor in an activated sludge treatment system. The specific plant operating conditions favour PAO that have the ability to accumulate organic substrates during anaerobic conditions, and therefore gain advantages over other heterotrophic organisms. The bacteria also have an ability to store phosphorus during aerobic conditions, to a higher extent than what is needed instantly, and this is the key mechanism in the EBPR process which leads to a phosphate removal from the bulk liquid phase. The microbiologically available organic substrates for PAO consist solely of volatile fatty acids (VFA) (Comeau et al., 1986, Mino et al., 1987) that are fed to the anaerobic reactor by the wastewater. VFA are stored in carbon reserves in the cell as poly-hydroxyl-alconates (PHA) while energy and reduction equivalents are provided by the break down of accumulated polyphosphate (poly-p) and glycogen (Seviour et al., 2003). Subsequently, under aerobic conditions, the stored carbon favors growth and accumulation of phosphate by PAO, which are capable of dual poly-p and carbon storage. High phosphate removal 53

64 efficiency can be achieved by withdrawing the excess of sludge formed, containing the biomass of PAO whith high phosphorus content within its cells. Sweden and other northen countries have experienced an increased level of precipitation during the last decades and both the level and intensity of these events can, according to present climate models, be expected to increase further during the decades to come. This has an impact on the wastewater treatment systems of the communities which receives a higher level of stormwater both to the sewers and to the wastewater treatment plants (WWTP). This occurs due to drainage from houses and leakage into the pipe-system. Another reason for high influx flows can be that storm drains are not always operated independently from sanitary sewer systems, especially in older parts of the cities, where the pipe-system can be more than a hundred years old. Apart from the risk of discharging untreated sewage into the environment, the increased flow can also lead to serious failures at the WWTP, especially when biological treatment methods are being applied. An activated sludge system with EBPR is very sensitive to external disturbances, such as high influx flows. This can either deteriorate the phosphorus removal efficiency instantaneously or, if the disturbance is prolonged, cause the ecosystem of the activated sludge to shift in favour of other microorganism types than the essential PAO. The latter can affect the ability to remove phosphorus biologically for long periods, in the order of weeks to months, until the microbial population of PAO is re-established in the system. The weakened overall system performance can also render the need for chemical precipitation of phosphate. This can have a further inhibiting effect on the recovery of the EBPR process, since the biologically available phosphate becomes chemically bound and therefore limits the ability to rebuild the endogenous poly-p pools (Tykesson et al., 2003). One of the most crucial factors related to high influx flows is the availability of easily biodegradable substrates in the influent wastewater feeding the PAO in the anaerobic stage of the process. A correlation has been found between the VFA-feed and the phosphate release in the anaerobic reactor and hence the overall phosphorus removal performance (Carlsson et al., 1996, Lie et al., 1997). During high-flow conditions the WWTP temporary receives a diluted sewage at a high hydraulic load. The concentration of VFA has been shown to decrease and, at the same time, the VFA to phosphate ratio is reduced during these conditions (Carlsson et al., 1996). Depending on the duration of the highflow, this may result in a partial or complete depletion of the endogenous carbon reserves, and leads to high effluent phosphate loadings (Temmink et al., 1996). During these conditions microbial growth becomes substrate limited, and the PAO tend to focus on maintenance using utilized energy for survival processes and excluding the uptake of phosphate. If the conditions are prolonged the active biomass of PAO can be reduced (Lopez et al., 2006). When the conditions have been normalized after a high-flow event the effluent phosphorus concentration has been reported to peak (Pitman et al., 1983). This is due to a temporary imbalance between phosphate-release and uptake. The phosphate release is recovered almost instantly while the phosphate uptake depends on a slowly rising level of PHA in the cell, and is therefore delayed (Temmink et al., 1996, Miyake et al., 2005). The WWTP Duvbacken in Gävle was rebuilt for EBPR during During the first years the phosphorus removal capacity was unstable. The main reason to this was found to be a lack of organic substrate for the process. A sufficient level of VFA was achieved by introducing a main stream primary sludge hydrolysis in This was achieved by pumping sludge from 54

65 the hopper of the primary sedimentation tanks to the inlet of the tanks, and allowing it to mix with the influent wastewater. In this way, VFA produced in primary sludge is washed out and fed to the anaerobic reactor (method modified from Tykesson et al., 2005). Additional diffuser blocks were also installed in the last quarter of the anaerobic tank to allow for a reduction of the anaerobic retention time during low-flow conditions. The EBPR process has since then been stable during normal operating conditions, and reducing the phosphorus content to an extent of approximately 95 % without any use of chemical precipitation. However, after long periods with high-flow conditions and low organic loadings in the order of weeks, the process has been deteriorating leading to increased effluent phosphorus concentrations and a need for chemical precipitation. Moreover, from the year 2012 the effluent requirements will become more stringent with an effluent discharge limit of 0.3 mg P/l instead of the present 0.4 mg P/l. To meet these new demands, and at the same time minimize the use of chemical precipitation, the problems with insufficient phosphorus removal at prolonged high-flow conditions must be solved. Several studies of the EBPR process during high-flow starving conditions have been conducted at a laboratory scale. However, there is a lack of knowledge from full scaleperformances at these conditions. The purpose of this paper has been to translate the knowledge from laboratory investigations in the literature, to a complex full-scale practice. A study of the full scale treatment plant Duvbacken has been made to identify critical keyfactors for the current process during prolonged high-flow conditions. The result from this study was then used to develop different operating control strategies and to implement them in full scale, with the purpose of preventing process failure and the need for chemical precipitation during and after high-flow events. METHOD The WWTP treats the wastewater for about 88,000 population equivalents (p.e.) and consist of a simple AO-configuration (anaerobic-aerobic) with a highly loaded activated sludge treatment system without nitrification. The flow scheme of the plant is plotted in figure 1. Influent pretreated wastewater Sedimentation tanks with primary sludge hydrolysis Additional diffusers for low-flow conditions A3 Settling tanks Effluent AN A1 A2 Returned primary sludge By-pass Excess primary sludge to sludge treatment Return of activated sludge Sludge tank Excess sludge to sludge treatment Return flow Flow-equalization tanks Figure 1. Flow scheme of the WWTP. AN=anaerobic reactor, A1=aerobic reactor 1, A2=aerobic reactor 2, A3=aerobic reactor Effluent during prolonged high-flow conditions (chemically treated)

66 The results presented in this paper are based on observations in full-scale at the WWTP, and the experimental work was carried out between the years 2006 to During this period, the process has been followed by collecting data from an on-line phosphate analyzer with continuous samplings of the effluent, as well as laboratory analyses of flow-proportional samples taken on daily bases in the influent and effluent from the WWTP. Different tools were used to evaluate the performance of the EBPR-process and to identify crucial key-factors of significance for the process failure. A hypothesis was adopted based on recent research, see figure 2. The hypothesis was then used to identify the critical key factors for the EBPR-process during high-flow conditions. The conclusions from this identification were finally used to develop different control strategies that were then implemented and evaluated in full-scale. To evaluate the EBPR-activity of the activated sludge, anaerobic phosphorus release batch tests were performed according to Tykesson et al The variation of phosphate release and uptake performance in full scale were monitored by constructing phosphate-profiles along the anaerobic and aerobic phases which were based on samples taken on a daily basis. The performance of the primary sludge hydrolysis was followed by taking samples at the outlets of the primary sedimentation tanks and these were analyzed for phosphate and VFA using a 5-point titration method. The nutrient compounds as well as COD, TOC and VSS were measured by standard laboratory methods. Inhibition of primary sludge hydrolysis Excessive aeration and high levels of oxygen Decreased anaerobic retention time Aerobic conditions and reduced amount of substrate in the sewer system Lack of VFA Endogenous starvation (lack of PHA) Influence of oxidative compounds in the anaerobic reactor Reduced phosphate release in the anaerobic reactor Microbial competition and changes in bacterial community structures Endogenous starvation (lack of PHA) Reduced phosphate uptake in the aerobic reactor Occurrence of precipitation chemicals in the activated sludge High effluent phosphate loadings Figure 2. Factors with a possible inhibiting effect on the EBPR process during high-flow conditions. 56

67 PO4-P (mg/l) PO4-P (mg/l) PO4-P (mg/l) RESULTS AND DISCUSSION Evaluation of the EBPR performance Three different cases were identified during the study at the WWTP. These cases are visualized in figure 3 and are linked to the operation with EBPR in relation to the hydraulic load. At normal operating conditions the anaerobic phosphorus release is high and the overall P-removal efficiency is around 98 % giving effluent concentrations of phosphorus below 0.3 mg/l. The anaerobic phosphorus mass release rate was 12.6 kg/h during normal conditions, compared to 2.6 kg/h during high-flow conditions. During high-flow conditions, the overall P-removal efficiency dropped to about 81 %. After a prolonged high-flow event the recovery of the P-release was found to be almost instantaneous whereas the P-uptake in the following aerobic phase demanded a much longer time for recovery. This caused the effluent phosphate concentration to peak after such a high-flow event, leading to the need for chemical precipitation. The main reason for this is probably the rapid increase of VFA in the influent together with a rapid prolonged anaerobic retention time. Normal conditions High-flow conditions After high-flow conditions Anaerobic Aerobic Anaerobic Aerobic Anaerobic Aerobic Figure 3. Three different observed cases of EBPR performance as linked to the hydraulic load. Critical key factors: The following crucial key-factors were identified as linked to high-flow conditions: During high-flow conditions. Lack of organic substrate (VFA) for the anaerobic process. Occurrence of oxidative compounds (nitrate, oxygen) in the anaerobic reactor. High levels of oxygen and an excessive aeration in the aerobic reactors. Occurrence of chemical precipitants in the activated sludge. After high-flow conditions. Rapid increase of influent VFA together with a prolonged anaerobic retention time. The main reason for the poor performance during high-flow conditions was identified as a temporary lack of VFA. A correlation between the VFA-feed to the anaerobic reactor and the phosphate release during different influx flows are plotted in figure 4. Here, a greater VFAsupply and phosphate release is registrered during low-flow conditions compared to during high-flow conditions. The anaerobic retention time was in this case shown to be of minor importance since 100 % of the phosphorus release and 98 % of the TOC uptake occurred 57

68 VFA (kg/h) Phosphate release (mg/g VSS h) within the first half of the anaerobic volume independently of the influx flow. The main reason for the decrease in VFA-supply during high hydraulic load was that the circulation of primary sludge at some points had to be turned off to avoid wash out of sludge from the sedimentation tanks. Another reason might have been a dilution and change of biochemical conditions in the pipe-system, and that less organic substrate was supplied to the primary sludge hydrolysis from the sewers Influx flow (m 3 /h) VFA (kg/h) Phosphate release (mg/g VSS h) Figure 4. Supply of VFA and anaerobic phosphorus release linked to the hydraulic load. Oxidative compounds were measured in the anaerobic reactor during high-flow conditions. Turbulent flow observed at the inlet of the anaerobic reactor might have been the cause to this. At these conditions the concentration of dissolved oxygen (DO) varied between 0.5 and 2.5 mg/l and nitrate were measured to around 1.5 mg/l at the inlet of the anaerobic reactor. At the end of the reactor the concentration of oxygen varied between 0.1 and 0.2 mg/l. High peak concentrations of DO, exceeding the input variables in the aerobic reactors, were observed during high-flow conditions. One such event is shown in figure 5 which shows the on-line measures of DO in aerobic reactor 1 (A1) and aerobic reactor 2 (A2). The input variable for DO in A1 was set to 2.0 mg/l at the time. In A2 the input variable was set to vary between 0.5 and 1.5 mg/l as a mean value from two oxygen probes, one situated after the inlet and one before the outlet of this reactor. 58

69 O 2 (mg/l) O2 (mg/l) 5 (a) Aerobic reactor 1 5 (b) Aerobic reactor Figure 5. DO-concentrations in (a) aerobic reactor 1 and (b) aerobic reactor 2 during a prolonged period of highflow. During and after prolonged high-flow periods chemical precipitation was sometimes necessary to ensure acceptable P-removal. Phosphorus release batch tests were performed on activated sludge both with and without the presence of chemical precipitants. The results from such tests before and during a prolonged period with high-flow in December 2008 are shown in table 1. The results indicate that chemical precipitation can have an inhibiting effect on both the maximum phosphorus release and the maximum release and uptake rate. Table 1. Phosphorus release batch tests with and without chemical precipitation. Mean value from 4 tests each. Chemical precipitation Maximum P-release Maximum P-release Maximum P-uptake (Yes/No) (mg/g VSS) rate (mg/g VSS h) rate (mg/g VSS h) Yes ,1 8.6 No Operation control strategies To ensure for an anaerobic phosphorus release during high-flow conditions, the main goal was to secure the supply of VFA and, at the same time, secure an anaerobic retention time without occurrence of inhibitive oxidative compounds. If this could be achieved together with a better control of the aeration-system to avoid oxygen peaks and excessive aeration, the system should be able to retain an acceptable biological phosphate removal both during and after high-flow conditions. The measures taken to achieve this were: Optimization of the primary sludge hydrolysis to maximize the production of VFA. Rebuilding of the inflow to the anaerobic reactor to avoid turbulent flow and, thereby, to ensure anaerobic conditions. Development of operating control strategies during and after high-flow conditions to maintain sufficient EBPR activity and avoid peak effluent concentrations. Additional substrate for the hydrolysis was created by pumping substrate from both the primary sludge and the activated sludge clarifier. This was done in pilot scale in one out of six sedimentation tanks using a pump giving 8 m 3 /h. Samples were also taken directly from the 59 On-line oxygen probe (1) On-line oxygen probe (2)

70 VFA (kg/h) VFA (kg/h) clarifiers and were measured for VFA. The results showed that this sludge could be used as an extended resource for substrate for the primary sludge hydrolysis during high-flow conditions. The VFA content of the effluent water from the sedimentation tank was instantaneously increased by 46 % for the activated sludge, and by 81 % for the primary sludge. The mean value of VFA in the supernatant from the activated sludge was 559 mg/l and, from the primary sludge, 952 mg/l. A change in the programming of the surveillance system was implemented in order to pump less primary sludge to the clarifier during high-flow conditions. This was done to assure a certain amount of substrate during these conditions. Samples taken at the effluent showed a correlation between sludge volume in the tank hoppers and the production of VFA. This is shown in figure 6 and illustrates the importance of having enough substrate for sufficient VFA-production. A correlation was also found between the ph and the production of VFA. Measurements of ph could hence be used for an indication of sufficient VFA-production. (a) VFA-feed in correlation to sludge volume (b) VFA-feed in correlation to ph R² = 0, R² = Sludge volume (m 3 ) ph Figure 6. VFA-feed to the biological stage in correlation to (a) sludge volume in the hopper of the sedimentation tank and (b) ph in the effluent from the sedimentation tank. The inlet to the biological stage was rebuilt to prevent turbulent flow. Subsequently, DO concentrations were measured during high-flow conditions and showed that the anaerobic retention time had been secured. High DO-peaks in the aerobic reactors were prevented by implementing another change in the programming of the surveillance system. An automated change to a compressor with lower capacity during high hydraulic load was programmed. Another setup made it possible to choose different set points for the DO-level during normal and high-flow conditions, both in A1 and in A2. A further programming change was implemented to allow for different DOlevels in the beginning and the end of A2 by using two oxygen probes individually. The change to a high-flow set point was done depending on the airflow in the aerator-system in A1 which reflects the current load of oxygen demanding substances. The purpose of these changes was to reduce the concentration of DO during prolonged high-flow and endogen starvation conditions to possibly conserve PHA pools and thereby make process failures less likely. Proper control of aeration has also been shown to reduce the biomass decay (Siegrist et al., 1999). The point for bypass was moved from after the primary sedimentation tanks to before them, to be able to control the influx-flow and thereby avoiding the risk for sludge wash out from the 60

71 Effluent P (tonne) Precipitation chemical (tonne) P (kg) FeCl 3 (tonne) primary sludge hydrolysis. For the same reasons the maximum influx-flow was also lowered from 3000 m 3 /h to 2500 m 3 /h to both the primary sludge hydrolysis and the biological stage. During both december 2007 and 2008, the WWTP experienced exceptional high-flow conditions with a slightly higher mean influx flow during 2008 compared to In figure 7 the effluent phosphorus load and the usage of precipitation chemicals for the two periods are plotted, as well as three months afterwards, when the operation conditions had returned to normal. At december 2008, the bypass point had been changed, and this year less than half the amount of phosphorus was discharged and less than one third of precipitation chemicals were used compared to the year before. After the high-flow event 2007 the EBPR process was deteriorated for about three months the process recovered much faster, which led to a lower effluent phosphorus load with only one fifth of precipitation chemicals. (a) Effluent phosphorus load (b) Chemical precipitation December January-March 0 December January-March Bypass at 3000 m3/h, 2007 Bypass at 2500 m3/h, 2008 Figure 7. (a) Effluent phosphorus load and (b) usage of precipitation chemicals before and after optimization changes in the process. During (December) and after (January to March) high-flow conditions in 2007 and The overall results from the changes implemented were: a more stable process, smaller effluent peaks, a minimal usage of precipitation chemicals, avoiding need for external carbon source and less energy consumption. In figure 8, a plot of the usage of precipitation chemicals and the effluent phosphorus load during the years 2006 to 2009 is presented. In 2009 the effluent phosphorus load and the usage of precipitation chemicals were the lowest since the WWTP was rebuilt for EBPR, and this makes the prospects for managing the stringed demands 2012 optimistic Year 0 Effluent P Precipitation chemical Figure 8. Overall effluent phosphorus load and total usage of precipitation chemicals from the year 2006 to

72 CONCLUSIONS Five crucial key factors were identified as the main reason for the process failure during and after high-flow conditions. Endogenous starvation caused by a lack of VFA-supply and excessive aeration were found to be the main reason. The process was stabilized during high-flow conditions by combining a series of measures. This included a reduction of influx flow to both the primary sludge hydrolysis tanks, and to the activated sludge stage, a reduction of turbulence at the inlet to the anaerobic stage, and lowered oxygen concentrations in the aerobic tanks. These operational changes secured a sustainable amount of VFA for the anaerobic process, assured an anaerobic retention time and made the aerobic conditions more favorable for the maintenance of endogenous carbon sources. The overall results of the changes were: a more stable process, less pronounced effluent peaks, a minimal usage of chemicals (chemical precipitation and external carbon source), and lower energy consumption. 62

73

74 Department of Chemistry S Umeå, Sweden Telephone Text telephone