Optimerad slamhantering inom NSVA för ökad biogasproduktion

Transkript

1 Optimerad slamhantering inom NSVA för ökad biogasproduktion Anna Saarvanto och Boris Trivic Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för kemiteknik, LTH Examensarbete 2014

2

3 Optimerad slamhantering inom NSVA för ökad biogasproduktion av Anna Saarvanto och Boris Trivic Examensarbete nummer: Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för kemiteknik Lunds Universitet Juni 2014 Handledare: Forskarassistent Åsa Davidsson Biträdande handledare: FoU ansvarig på NSVA Marinette Hagman Examinator: Professor Jes la Cour Jansen Postal address Visiting address Telephone P.O. Box 124 Getingevägen SE Lund, Sweden Web address Telefax

4

5 Förord Detta examensarbete utfördes vid VA-teknik på Institutionen för Kemiteknik, LTH i samarbete med Nordvästra Skånes Vatten och Avlopp AB (NSVA). Samarbetet med NSVA har varit av stor betydelse för examensarbetets utformning och genomförande. Vi är oerhört tacksamma för det varma mottagandet och stöd vi känt från samtliga på företaget. Vi vill framförallt tacka Jan-Erik Petersson och Beata Matulaniec för all hjälp med inhämtning av material och analys av denna samt Marinette Hagman som bidragit med att strukturera och utforma examensarbetet. Tack också till Joakim Johansson på Kågeröd för stor hjälpsamhet samt flexibilitet i samband med inhämtning av prover och tack till Cecilia Johansson för vägeldning och värdefulla råd om provtagningarna. Detta exjobb hade omöjligtvis kunnat genomföras utan stöd från vår positivt realistiska handledare Åsa Davidsson som lett oss rätt när vi varit på villovägar och kommit med många värdefulla råd under arbetets gång. Stort tack till Gertrud Persson som varit en ständig stämningshöjare och utbildat oss i det laborativa arbetet. Tack även till Hamse Kjerstadius och Salar Haghighatafshar som alltid varit tillgängliga för att svara på frågor och lösa praktiska problem, trots att det har tagit tid från deras eget arbete. Sofia Henrysson vill vi även tacka för den viktiga hjälpen med korrekturläsningen av den statistiska delen i detta projekt. Vi vill även uppmärksamma Kemiteknikinstitutionens anställda som givit oss möjligheten att genomföra detta examensarbete i ett härligt arbetslag och trivsam arbetsmiljö. Framför allt tack till Maja, Sofie och Nelly som arbetat vid vår sida under hela våren och hjälpt oss att hålla humöret uppe.

6

7 Abstract Today Nordvästra Skånes Vatten och Avlopp AB (NSVA) has several wastewater treatment plants of which four have the ability to digest sludge for biogas production. The biggest biogas production plant within the company is at Öresundsverket waste water treatment plant (WWTP) and it has been the main focus of this thesis. At start of the thesis the utilized biogas potential was unknown and several possible improvements to increase the biogas production were evaluated. The man focus has been to compile current operation parameters, to make a statistical analysis of current operating parameters, evaluate possibilities to use thermophilic anaerobic digestion as an alternative and to evaluate if it would be profitable to digest an industrial wastewater from Kågeröd WWTP at Öresundsverket WWTP. The results showed that with current operating procedures 77 % of the biogas potential of the sludge at Öresundsverket is utilized when both digesters are operating. The statistical analysis was performed with Principal Component Analysis (PCA) and partial Least Square Analysis. The results showed few significant correlations which implies that current variations in operating parameter have a small impact on the biogas production. The exceptions were hydraulic retention time, sludge flow to the digester, proportion of primary sludge in the total sludge to the digester and the concentrations of phosphate and alkalinity in the digester were all of these parameters increased biogas production as their value increased within the intervals evaluated. The possibility to switch to thermophilic anaerobic digestion at Öresundsverket WWTP was investigated by biochemical methane potential (BMP) experiments. Experiments were done were a sample from the anaerobic digester at Öresundsverket WWTP was used as inoculum and the temperature for the experiments were performed at termophilic conditions. This was done in order to see how the microorganisms responded to a sudden temperature shift and what effects it would have on the biogas production. Results showed that the biogas potential increased with 16 % at thermophilic temperatures. The possibility to digest the wastewater from Kågeröd was evaluated by analyzing the composition and by BMP experiments. The potential substrate for digestion was a dewatered stream (TF) from Kågeröd. The experimental results showed that it would be profitable from an energy perspective to digest the TF at Öresundsverket. It was shown that the average substrate had a methane potential of 388 Nml/gVS. Energy calculations for substrate handling were also performed regarding transportation and heating of TF. The result showed that a net gain of 420 MJ/m 3 TF could be made when the energy requirements for handling had been subtracted. The concentration of prioritized elements such as heavy metals and phosphorus was analyzed since it is an important parameter to consider when spreading the final digested sludge on cropland as a fertilizer. The concentrations of heavy metals in the dewatered industrial wastewater were all lower than the concentrations in the current sludge at Öresundsverket thus it would contribute positively to lowering the heavy metal concentrations. The ratio of cadmium versus phosphorus was found to be 4.4 mg Cd/kg P which is lower than the current

8 ratio at Öresundsverket. The introduction of TF as a substrate at Öresundsverket would help increase the quality of the digested sludge.

9 Sammanfattning Nordsvästra Skånes Vatten och Avlopp AB (NSVA) har i dagsläget flera reningsverk där fyra av dessa rötar slam för biogasproduktion. Öresundsverket, som är det största reningsverket inom företaget, utvärderades i detta examensarbete. Då detta examensarbete påbörjades var andelen utnyttjad biogaspotential vid Öresundsverket inte känd. Denna utvärderades därför och möjliga sätt att öka biogasproduktionen vid verket utvärderades. Fokus har legat på att sammanställa nuvarande driftparametrar, göra en statistisk analys av nuvarande driftparametrar, undersöka om termofil rötning hade kunnat vara ett alternativ för att öka biogasproduktionen samt att utvärdera om det på Öresundsverket hade varit lönsamt att röta ett förtjockat industriavloppsvatten från Kågeröd. Resultatet visade att i dagsläget utnyttjas 77 % av slammets biogaspotential vid Öresundsverket då båda rötkamrarna är i bruk. Den statistiska analysen gjordes med principalkomponentanalys (PCA) samt Partial Least Square analys (PLS). Resultatet gav få signifikanta samband, vilket tyder på att de befintliga variationerna i analyserade driftparametrar inte har någon större betydelse för biogasproduktionen. Detta gällde med undantag för uppehållstid, slamflöde in till rötkamrarna, andel primärslam i inflödet samt alkalinitet och koncentration fosfat i rötkamrarna. Samtliga av dessa parametrar gav en högre biogasproduktion då deras värde ökade inom det undersökta intervallet. Möjligheten för Öresundsverket att övergå till termofil rötning utvärderades även genom mätningar av den biokemiska metanpotentialen i så kallade BMP-försök. Öresundsverkets rötslam användes som ymp för att se hur den skulle hantera en drastisk ökning i temperaturen. Resultatet visade att den mikrobiella kultur som idag finns i rötkamrarna skulle kunna hantera denna förändring bra. Biogaspotentialen ökade med 16 % vid de termofila försöken. Ett potentiellt substrat för rötning vid Öresundsverket utvärderades också genom att analysera sammansättning och BMP. Substratet bestod av förtjockat industriavloppsvatten (TF) från Kågeröd Avloppsreningsverk. Rötning av TF bedömdes vara lönsamt, särskilt om avvattningsprocessen kan anpassas till variationer i substratsammansättningen. Försöken visade att substratet hade en biogaspotential på 388 Nml/gVS. Energikostnads beräkningar gjordes och slutresultatet gav att om det förtjockade industriavloppsvattnet väljs att rötas så kan det generera 420 MJ/m 3 TF efter det att energikostnaderna för hantering hade dragits bort. Halten av prioriterade spårämnen analyserades i TF då detta är en viktig faktor vid spridning av slam på åkermark. Halterna bedömdes vara tillräckligt låga för att inte öka de nivåer som finns i Öresundsverkets nuvarande rötslam. Vidare erhölls även att kvoten i TF mellan kadmium och fosfor var 4,4 mg Cd/kg P vilket är lägre an nuvarande värde i slammet och därmed kommer TF bidra till att förbättra slamkvaliten.

10

11 Förkortningar ARV BMP COD PLS PCA PCR MLR RMS RK TS VS VFA Avloppsreningsverk Biokemisk metanpotential Chemical Oxygen Demand Partial Least Square Principalkomponentanalys Principalkomponent Regression Multipel Linjär Reggresion Root Mean Square Rötkammare Total solids Volatile solids Volatile fatty acids

12

13 Innehållsförteckning Optimerad slamhantering inom NSVA för ökad biogasproduktion Inledning Syfte Genomförande Avgränsningar Bakgrund Öresundsverket Kågeröd Litteraturstudie av biogasframställning Biogas Biogasproduktion genom anaerob nedbrytning Processdesign Substrategenskaper Substrat till biogasproduktion vid avloppsreningsverk Förbehandling av substrat ReVAQ Material och metod Substrat Innehållsanalys Biokemisk metanpotential Öresundsverkets biogasproduktion Industriavloppsvatten från Kågeröd ARV Resultat och diskussion Innehållsanalys BMP Sammanfattning och utvärdering av Öresundsverkets nuvarande biogasproduktion Utvärdering av möjlighet att röta förtjockat industriavloppsvatten vid Öresundsverket Slutsats Förslag på förbättringar och vidare forskning Källförteckning Appendix Appendix I Appendix II... 82

14 Appendix III Appendix IV Appendix V Appendix VI... 88

15 1 Inledning I Sverige finns idag ungefär 2000 reningsverk varav ca 135 rötar avloppsslam för att producera biogas (Biogasportalen, 2013). Biogas bildas vid anaerob nedbrytning av organiskt material och består huvudsakligen av metan och koldioxid. Efter produktion renas gasen får att få en metanhalt på ca 98 % vartefter den kan användas som bränsle till fordon eller för att täcka reningsverkets egna energibehov. Substratet som används är slam, en restprodukt från reningen av avloppsvatten. Rötningsprocessen är komplex då den involverar nedbrytning av materialet i flera steg med hjälp av flertalet organismer. Hur effektiv processen är beror av flertalet olika driftparametrar däribland ph, temperatur, substrat, uppehållstid och omrörning. Öresundsverket är ett av Nordvästra Skånes Vatten och Avlopp ABs (NSVA) fyra reningsverk där biogas produceras från avloppsslam. Processen fungerar i dagsläget bra det finns stora variationer i flertalet driftparametrar och hur det påverkar processen är inte utvärderat. Då biogasprocessen är känslig för variationer i bland annat ph och temperatur är det viktigt att dessa hålls på en jämn nivå. Huruvida de existerande variationerna i olika driftparametrar påverkar biogasproduktionen är inte utrett men är av intresse då denna information kan användas för att förbättra rötningsprocessen. Majoriteten av reningsverken som rötar slam i Sverige använder sig av mesofil rötning, så även Öresundsverket. Några har dock övergått till att röta slam termofilt, vilket resulterar i en ökad nedbrytningshastighet. Termofila processer är känsligare för variationer i driftparametrar och sammansättningen på substratet, då dessa har en mindre varierad mikroflora (Jarvis & Schnürer, 2009). Vidare har även ett flertal processer som övergått till termofil drift fått svårare att avvattna slammet efter rötning vilket leder till större energiåtgång i processen och att större volymer rötat slam måste tas om hand. När det kommer till avvattning av det rötade slammet kan det finnas skillnader i hur mycket energi som krävs och vilka volymer som måste hanteras när termofila och mesofila processer jämförs. Öresundsverkets rötkamrar har idag en uppehållstid på 18,3 dygn då båda rötkamrarna är i drift. För anaerob rötning rekommenderas en uppehållstid på minst 12 dygn för att de metanogena mikroorganismerna inte ska sköljas ut ur processen och för att slammet ska hinna brytas ner tillräckligt (Jarvis & Schnürer, 2009). Det finns alltså utrymme för att öka belastningen genom att ta in substrat från externa källor och på så vis öka biogasproduktionen. NSVA:s reningsverk i Kågeröd tar idag emot och renar vatten från chokladpulvertillverkaren Barry Callebaut. Industriavloppsvattnet förtjockas med hjälp av polymer och en planavvattnare. Vätskefasen, även kallad klarfasen, renas vidare på reningsverket medan den förtjockade fasen tas om hand av Ragn-Seells. Då vattnet kommer från en livsmedelstillverkare har frågan höjts om den förtjockade fasen skulle kunna vara lämplig för rötning på Öresundsverket. Förhoppningen är att rötning av detta material skulle kunna ge Öresundsverket ett tillskott av rötbart material och att det också ska kunna höja andelen fosfor som går in i rötkamrarna. Tidigare observationer på industriströmmen har visat på variationer i den kemiska och näringsmässiga sammansätningen. Biogaspotentialen är okänd och lönsamheten i att frakta den förtjockade fasen till Öresundsverket är därför inte beräknad. Öresundsverket är idag certifierat enligt ReVAQ (Ren växtnäring från avlopp med kvalitet), vilket är ett certifieringssystem för att kvalitetssäkra slam som sprids på åkermark med vissa fastställda krav på slaminnehållet (Svenskt Vatten, 2014). Det är därför av intresse att undersöka innehållet av dessa spårelement i potentiella substrat som kan användas för rötning. 1

16 1.1 Syfte Syftet med detta examensarbete var att göra en sammanställning av Öresundsverkets rötkamrar för att få en bild av hur väl rötprocessen fungerar samt få en indikation på hur den skulle kunna förbättras. Målet var att genom en analys av driften avgöra om de nuvarande variationerna i driftparametrar har en signifikant effekt på biogasproduktionen. Syftet var även att undersöka alternativ som skulle kunna ge en ökad biogasproduktion vid Öresundsverket genom att studera hur biogaspotentialen påverkas av termofil rötning samt om rötning av det förtjockade industriavloppsvatten från Kågeröd skulle vara lönsamt ur energisynpunkt. Målet var också att utvärdera kvaliteteten på det förtjockade industriavloppsvatten för att bedöma hur ett införande av detta substrat i Öresundsverkets rötningsprocess skulle påverka processen samt slamkvaliteten efter rötning Frågeställningar Arbetet har inriktats mot att besvara följande frågeställningar. Hur stor del av biogaspotentialen utnyttjas vid Öresundsverket? Hur kan andelen utnyttjad biogaspotential ökas? På vilket sätt påverkar variationer i uppmätta driftparametrar biogasproduktionen? Hur påverkas biogaspotentialen vid termofil rötning? Är förtjockat industriavloppsvatten från Kågeröd ett lönsamt alternativ för att öka biogasproduktionen vid Öresundsverket? 1.2 Genomförande En sammanställning av rötkammardriften under 2013 gjordes för att ta fram medelvärden och undersöka variationer i olika driftparametrar. För att undersöka hur variationerna i de olika driftparametrarna påverkar processen gjordes en statistisk analys av uppmätt data 2011, 2012 och För att utvärdera hur stor del av det rötbara materialet som bryts ner i processen på Öresundsverket gjordes biogaspotentialmätningar på slammet. Nedbryningsgraden i de satsvisa utrötningsförsöken jämfördes med nedbrytningsgraden i den befintliga processen. Slammet rötades även termofilt för att undersöka hur en temperaturhöjning skulle påverka biogasproduktionen vid Öresundsverket. En utvärdering av biogaspotentialen i industriavloppsvatten från Kågeröd gjordes för att se om rötning av vattnet skulle vara ett lönsamt alternativ för att öka biogasproduktionen vid Öresundsverket. En innehållsanalys av industriavloppsvattnet gjordes även för att avgöra om rötning av detta vid Öresundsverket skulle påverka rötrestens kvalitet med avseende på ReVAQ certifiering. 1.3 Avgränsningar Inga kontinuerliga försök kunde göras inom tidsramen för examensarbetet. De termofila utrötningsförsöken säger inget om hur den kontinuerliga rötprocessen skulle påverkas av en temperaturhöjning men kan ge en indikation på hur biogaspotentialen och nedbrytningshastigheten varierar. Ympen är även avgörande för nedbrytningshastigheten. 2

17 Vidare gjordes inga praktiska försök till att optimera eller utveckla någon process. Både avvattningsanläggningen på Kågeröd och rötkamrarna på Öresundsverket analyserades utifrån sin befintliga drift. Modellen som användes för att analysera hur olika driftparametrar påverkar rötningsprocessen var linjär och tog därför inte hänsyn till eventuella olinjära samband mellan variablerna. En utveckling av modellen gjordes inte då den främsta orsaken till osäkerhet i modellen var den begränsade tillförlitligheten i datamaterialet. Ingen ekonomisk analys gjordes i bedömningen av lönsamheten att röta industriavloppsvatten från Kågeröd. Istället beräknades lönsamheten i form av energi. 3

18 4

19 2 Bakgrund NSVA sköter vattenrening för nordvästra Skåne och hanterar dricksvatten dagvatten samt spillvatten. NSVA består idag av 11 avloppsreningsverk varav fyra har möjlighet att röta slam (Davidsson & Hagman, 2014). 2.1 Öresundsverket Öresundsverket i Helsingborg är NSVA:s största reningsverk och står för 80 % av företagets totala biogasproduktion (Davidsson & Hagman, 2014). En sammanställning av Öresundsverkets nuvarande metanproduktion publicerades i början av 2014 av (Davidsson & Hagman, 2014) och beräknades till 1,47*10 6 Nm 3 CH4/år. En utvärdering av slammets teoretiska och faktiska metanpotential skulle kunna ge en bild av hur väl rötprocessen på Öresundsverket fungerar och om det finns utrymme för att optimera processen. Processchemat för vattenreningen och slambehandlingen visas i Figur 2.1. Figur 2.1 Processchema över Öresundsverket Reningsprocessen Ingående vatten till Öresundsverket renas i flera steg innan det slutligen släpps ut i Öresund. Reningsprocessen består av grovrening, försedimentering och biologisk rening av fosfor och kväve med hjälp av aktivt slam. Slutligen leds vatten genom ett sandfilter. Förbehandling Vattenreningen är uppdelad i flera olika steg där mekanisk, biologisk och eventuellt kemisk rening äger rum. I den första etappen passerar avloppsvatten ett galler där större partiklar, som till exempel topps och papper, avskiljs. Detta material omhändertas tilsammans med hushålsavfall och sickas till förbränning. Vattnet pumpas vidare till ett sandfång där grus och tunga 5

20 partiklar avskiljs. Detta är i syfte att minska slitage på pumpar och annan mekanisk utrustning. Vidare pumpas vattnet till en försedimenteringsbassäng där de sedimenterade partiklarna, så kallat primärslam, avskiljs. Öresundsverket klarar av att rena flöden på cirka 4500 till 6000 m 3 /h och det är det biologiska reningssteget som är begränsande för processen. I försedimenteringssteget utförs även hydrolys av organiskt material där långa organiska molekyler bryts ner till kortare. Detta görs i syfte att underlätta näringsupptaget och rening i efterföljande bionedbrytningssteg (NSVA, 2012c; b). Bionedbrytning av kväve, fosfor och COD Bionedbrytningssteget är den del av processen som vanligen kräver längst uppehållstid och kan ha stora variationer i utformning beroende på vilka föroreningar som är prioriterade att renas bort. På Öresundsverket används biologisk rening för att avlägsna organiskt nedbrytbara ämnen (COD), kvävehaltiga ämnen och även fosfor (NSVA, 2012c). På andra verk hos NSVA som tillexempel Nyvångsverket avskiljs fosforn istället med en kemisk process (NSVA, 2012a). För att avlägsna fosfor och nitrat simultant med organiskt nedbrytbara ämnen är processen uppdelad i tre steg (NSVA, 2012a). Det första steget är anaerobt där mikroorganismer tar tillvarata det organiska material som i föregående hydrolyssteg har brutits ner. I efterföljande steg sker omvandlingen av nitrat till fri kvävgas genom denitrifikation. I vidare steg sker fosforrening där fosforn ackumuleras i biomassa. Parallellt med kvävereningen och fosforrening förbrukar mikroorganismerna olika organiska molekyler som energikälla som även de renas från vattnet. Mellan varje steg recirkuleras biomassa för att det ska finnas tillräckligt med mikroorganismer för reningen. Efter det sista steget skickas överskots biomassa till slutsedimenteringen vartefter det skickas vidare till rötkammaren. Överskottsbiomassan benämns bioslam. (NSVA, 2012c). Slutfiltrering Det färdigbehandlade vattnet leds i det sista steget genom ett sandfilter och vidare släpps det ut 450 meter från stranden på 20 meters djup i Öresund (NSVA, 2012c; b) Slambehandling Slammet som rötas är primärslam och bioslam från reningsprocessen men också externslam från andra reningsverk. Primärslammet kommer från försedimenteringen och går till förtjockare 1 för att avskilja vatten och därmed höja torrsubstanshalten (TS-halten) innan rötning. Järnklorid tillsätts under förtjockningen för att minska bildningen av svavelväte under rötningsprocessen. Bioslammet förs från slutsedimenteringen till förtjockare 2 och 3 och polyakrylamid tillsätts som förtjockningsmedel (NSVA, 2012c). Öresundsverket har två rötkammare med en sammanlagd volym av 6200 m 3 varav en har varit ur drift sedan 7/ på grund av byte av omrörningssystem (Petersson, 2014), vilket under våren har lett till en ökad belastning på den rötkammaren som är kvar i drift och därmed en halverad uppehållstid i förhållande till normal drift. Uppvärmningssystemet består av två värmeväxlare och slammet värmeväxlas mot varmvatten. Rötningen sker mesofilt och temperaturen bör ligga på 37 o C, men varierar från detta värde. Bildad biogas går till en uppgraderingsanläggning där metan koncentreras genom att avskilja koldioxid. Gasflödet in till uppgraderingen registreras och benämns i rapporten som den bil- 6

21 dade biogasen. Dock facklas gasen ibland innan uppgraderingen och den faktiska gasproduktionen är därför högre än den uppmätta. Det färdigrötade slammet leds efter rötning till en centrifug för avvattning med tillsats av polymer. Det slutavattnade slammet omhändertas av Ragn-Sells. 2.2 Kågeröd Kågeröd är ett mindre reningsverk som tar emot avloppsvatten från hushåll motsvarande en belastning på ca 1500 personekvivalenter (Pe). Utöver detta tar verket även emot en industriavloppsström från Barry Callebaut Sweden AB motsvarande ungefär 3000 Pe (NSVA, 2014). Industriavloppsströmmen ställer i dagsläget till problem då stora variationer i innehåll gör det svårt att anpassa reningsprocessen. Allt avloppsvatten från Barry Callebaut samlas upp i en utjämningstank med en uppehållstid på ca 4-6 dygn och transporteras sedan till en planavvattnare från KICAB där förtjockning sker med hjälp av polymer. Ut ur förtjockaren kommer sedan en förtjockad ström, vidare benämnd tjockfas, som blandas med reningsverkets övriga slam. Detta samlas i containrar och omhändertas därefter av Ragn-Sells. Rejektvatten, även kallad klarfasen, går vidare till reningsprocessen tillsammans med avloppsvattnet. Ett processschema över reningsverket i Kågeröd kan ses i Figur 2.2. Processchemat är gjort innan flotationsanläggningen byttes ut mot en avvattnare och i dagsläget går flödet direkt från pumpstationen till avvattnaren och endast tjockfas och rejektvatten lämnar avvattnaren. Figur 2.2 Processchema över Kågeröd ARV. 7

22 8

23 3 Litteraturstudie av biogasframställning Avloppsvattenrening är nödvändigt för att begränsa mängden ämnen som släpps ut i naturen från industrier och hushåll. Avloppsslam är en restprodukt från olika reningssteg och kan användas för produktion av biogas genom anaerob nedbrytning. 3.1 Biogas Biogas är ett samlingsnamn för flertalet gaser som produceras vid anaerob nedbrytning. Sammansättningen och produktiviteten varierar mellan olika processer och beror av flertalet driftparametrar. Hur mycket biogas som kan produceras i en process eller från ett visst substrat betecknas som biogaspotentialen Biogasens sammansättning Biogas består till störst del av metan och koldioxid men kan också innehålla en viss andel kväveföreningar, svavelföreningar och vattenånga. Den kan dessutom innehålla spår av aceton och alkoholer. När biogasen kommer från rötkammaren är den ofta mättad på vattenånga, vilken kan avskiljas genom att kyla gasen så att vattnet kondenserar. Gasen är ogiftig så länge andelen svavelväte inte är för hög. Det hygieniska nivågränsvärdet är 10 ppm svavelväte, vilket gäller för åtta timmars exponering (Arbetsmiljöverket, 2011). Svavelvätet har även en stark lukt som påminner om ruttna ägg redan vid 0,1 ppm och det är därför önskvärt att hålla nere produktionen av denna förening (Christensson et. al., 2009). Andelen metan som finns i biogasen är beroende av hur processen körs och vilka substrat som används. Högst metanhalt fås vid rötning av proteinrika substrat samt fett medan kolhydrater generellt genererar biogas med en lägre halt metan (Christensson et. al., 2009). Metanhalten i den producerade gasen är vanligtvis 60-70% (Svärd & Jansen, 2003) Framställning I Sverige finns idag ca 2000 reningsverk utspridda över hela landet. Dock produceras biogas vid endast 7 % av dessa, då de flesta reningsverk är för små för att det ska vara lönsamt att investera i en rötanläggning. Pengar kan sparas genom minskad energianvändning då biogasen från det rötade slammet används som energikälla till den egna anläggningen men överskottsgasen kan även säljas till andra parter. Vidare kommer även mindre mängder slam behöva deponeras vilket drar ner kostnaderna för slamhantering. De flesta verk med biogasproduktion använder en mesofil kontinuerlig enstegsprocess. Substraten som används är slam från reningsprocessen, vilket också kan samrötas med exempelvis matavfall. Många verk har idag inte optimerat sina rötkammare och det finns därför en outnyttjad potential (Biogasportalen, 2013) Biogasanvändning idag Den bildade biogasen vid reningsverket används ofta till uppvärmning men kan också uppgraderas till fordonsgas. De flesta reningsverk använder idag den producerade biogasen till att värma upp processer på det egna verket. Av den producerade biogasen används 53 % idag till fordonsbränsle. Resterande biogasmängder används huvudsakligen till värmeproduktion och elproduktion (Biogasportalen, 2012). 9

24 3.2 Biogasproduktion genom anaerob nedbrytning Den anaeroba nedbrytningens mikrobiologi Den anaeroba nedbrytningen från komplexa molekyler som proteiner, kolhydrater och fetter till metan och koldioxid sker i fyra steg; hydrolys, acidogenes, acetogenes och metanogenes. De olika nedbrytningsstegen visas i Figur 3.1. Ett antal olika mikroorganismer är involverade i varje steg och samverkar i ett syntrofiskt förhållande (Jarvis & Schnürer, 2009). Rötningsprocessen är således beroende av att levnadsförhållandena är gynnsamma för alla organismer som deltar i den anaeroba nedbrytningen. Figur 3.1 Den anaeroba nedbrytningsprocessen av slam. Återskapad från Gujer and Zehnder,1983, med tillstånd av IWA Publishing. Hydrolys Då substratet först kommer in i processen kan det helt eller delvis bestå av komplexa organiska molekyler som inte kan tas upp direkt av mikroorganismerna. Vissa mikroorganismer utsöndrar extracellulära enzymer som kan bryta ner proteiner, fetter och kolhydrater till aminosyror, fettsyror och socker. Dessa enzymer är bland annat proteaser, lipaser och amylaser. Nedbrytningen av de större molekylerna till mindre beståndsdelar kallas hydrolys och detta gör det möjligt för mikroorganismerna att ta upp och bearbeta substratet intracellulärt (Jarvis & Schnürer, 2009). Då vissa substrat består av svårnedbrytbara polymerer och större partiklar kan hydrolysen bli det begränsande steget i processen (Vavilin, Rytov & Lokshina, 1996). Detta kan förhindras genom att förbehandla slammet med exempelvis tillsats av enzym, värmebehandling eller sonikering (Müller, 2001). Acidogenes Då substratet har brutits ner till aminosyror, fettsyror och socker blir det möjligt för fermenterande organismer och oxiderande bakterier att bearbeta dessa. Mikroorganismerna som utför detta steg kan vara både fakultativt och obligat anaeroba. Den största delen av aminosyrorna och sockret omvandlas till acetat medan fettsyrorna bryts ner till koldioxid och väte. Dessa kan sedan användas direkt av metanogenerna mikroorganismer. Dock kompenserar bakterier- 10

25 na den ökande vätekoncentrationen genom att skapa intermediärer i form av organiska syror som sedan bryts ner i acetogenesen. Acidogenesen är ofta det snabbaste steget i den anaeroba nedbrytningen (Jonstrup et. al., 2011; Davidsson, 2007). Vilka intermediärer som skapas och vilka reaktioner som sker beror på såväl substrat, vilka mikroorganismer som finns tillgängliga som under vilka förhållanden mikroorganismerna arbetar (Jarvis & Schnürer, 2009). Acetogenes Intermediärer som bildas i acidogenesen reagerar vidare i acetogenesen där acetat, väte och koldioxid bildas. De acetogena bakterierna växer långsamt och är starkt beroende av partialtrycket väte, PH2. PH2 måste hållas lågt för att bakterierna inte ska inhiberas och acetogenerna är därför beroende av att metanogenerna använder sig av det bildade vätet. Nedbrytningen av intermediärerna är inte heller energetiskt gynnsamma men eftersom det ger substrat till metanogenesen, som frigör mycket energi, är det ändå lönsamt för bakterierna att utföra reaktionen. Acetogenerna och metanogenerna lever i syntrofi (Jonstrup et. al., 2011). Metanogenes Metanogenesen utförs av metanogener som är en typ av arkéer. De växer långsamt och är mer känsliga än de andra mikroorganismerna som deltar i processen och påverkas lätt av toxiner och förändringar i ph. De lever i syntrofi med de mikroorganismerna som utför acetogenesen eftersom de använder väte som produceras. Metanogenerna kan vara antingen acetotrofiska eller hydrogenotrofiska beroende på vilken reaktion de utför för att producera metan. De acetotrofiska metanogenerna använder acetat för att bilda metan medan de hydrogenotrofiska omvandlar väte och koldioxid. Om acetotrofer inte är närvarande kan acetatet fortfarande användas för metanproduktion om det först reageras till vätgas och koldioxid av någon annan mikroorganism. Detta samarbete mellan mikroorganismer kallas syntrofisk acetatoxidation (Jarvis & Schnürer, 2009). Eftersom generationstiden för metanogenerna är längre än för de övriga mikroorganismerna involverade i den anaeroba nedbrytningen blir ofta metanogenesen det hastighetsbestämmande steget (Pavlostathis & Giraldo-Gomez, 1991) Faktorer som påverkar den anaeroba nedbrytningsprocessen Den anaeroba nedbrytningen är komplex då den innefattar flera typer av mikroorganismer som är beroende av varandra. Hur väl processen fungerar kan mätas i hur mycket av det organiska materialet som bryts ner samt hur mycket gas som produceras. De främsta faktorerna som påverkar nedbrytningen beskrivs nedan. TS/VS När substrat karakteriseras och processparametrar bestäms är det viktigt att veta hur mycket biologiskt nedbrytbart material, samt hur mycket föroreningar som finns i substratet som ska rötas. Begreppet TS används för total solids och ger ett mått på hur mycket torrt material det finns i provet när allt vatten har avlägsnats. Detta görs genom att provet torkas vid 105 C tills det är helt torrt. Vanligen finns inga problem med att substrat är för torra men om en för stor TS-halt skulle erhållas kan det bli problem att pumpa lösningen. Sammansättningen spelar även roll eftersom vätskor kan vara lättflytande även om deras TS halt är hög exempelvis om de är rika på fett eller andra flytande föreningar (Carlsson & Uldal, 2009). 11

26 Begreppet VS används för volatile solids och kallas även glödförlust. För att beräkna VS i ett slam förbränns det vid 550 C och andelen av TS som kunde omvandlas till koldioxid och andra flyktiga ämnen beräknas. VS är således ett mått på substratets organiska innehåll och även en viktig parameter eftersom det endast är den organiska komponenten som kan omvandlas till biogas. Om substratet innehåller en liten andel VS betyder det att rötkammaren inte kommer utnyttjas optimalt och stora volymer vätskor kommer processas utan att ge någon nämnvärd biogasproduktion. Det kan även förekomma komponenter som lignin eller plast som bidrar till att höja VS halten men utan att faktiskt kunna brytas ner och bilda biogas. Det är vanligt att samröta olika slam så som bioslam och primärslam varvid det är då viktigt att undersöka mängden VS i samtliga strömmar för att kunna beräkna slutgiltiga mängden rötbart material (Carlsson & Uldal, 2009). Temperatur Anaerob nedbrytning sker oftast under mesofila (25-40 o C) eller termofila (>40 o C) förhållanden (Jonstrup et. al., 2011). Processen avstannar om temperaturen når o C och ingen metan bildas (Christensson et. al., 2009). Temperaturen påverkar bland annat viskositet, ytspänning och masstransport. Anaerob nedbrytning kan också genomföras under psykrofila förhållanden (<20 o C) men vid en lägre nedbrytningshastighet. Låga temperaturer gör att de extracellulära enzymerna som utför hydrolysen arbetar långsammare (Jonstrup et. al., 2011). Temperaturen bör hållas stabil och inte variera mer än +/- 0,5 o C oavsett vilken temperatur som valts till processen (Jarvis & Schnürer, 2009). Detta kan dock vara svårt att uppnå i praktiken. Termofila processer är mer känsliga än mesofila, vad gäller variationer i temperatur (Drosg, 2013). De flesta anläggningar i Sverige använder sig av mesofil rötning (Christensson et. al., 2009). Vid mesofil rötning hålls ofta en temperatur på o C. Skulle temperaturen sjunka under 32 o C kommer de mikroorganismer som producerar olika fettsyror och alkoholer vara mer aktiva än metanogenerna. Detta resulterar i att ph sjunker i lösningen vilket kommer inhibera de metanogena organismerna. (Jarvis & Schnürer, 2009). Den termofila rötningen hålls oftast vid en temperatur på o C. En mindre del av mikrofloran som deltar i den mesofila rötningen består av termofiler vilket gör det möjligt att övergå från en mesofil till en termofil process. Från försök som gjordes av Bousková, et. al. (2005) visade det sig vara lämpligast att göra temperaturövergången i ett steg eftersom då gick anpassningen till en termofil process snabbast. Termofil rötning har visat sig kunna ge en ökad aktivitet på %. Dock har termofila kulturer också visat sig vara mer instabila och känsligare bland annat på grund av att mesofila kulturer innehåller en större variation av mikroorganismer. Då mikroorganismerna i en termofil process arbetar snabbare än i en mesofil är uppehållstiden som behövs i regel kortare (Jarvis & Schnürer, 2009). Det har påvisats av Nges and Liu, (2010) att mesofila processer har en bättre reduktion av VS vid högre uppehållstider (20-35 dagar) medan termofila processer har bättre reduktion av VS när uppehållstiden hålls mellan 5-15 dagar. Vid samma studie påvisades det att biogasbildningshastigheten var större vid termofil rötning medan metanbildningshastigheten endast var aningen högre för den termofila processen. Anledningen till detta var att metanhalten var högre vid mesofil rötning. Fördelarna med den termofila processen ansågs vara bättre biogasproduktivitet, större reduktion av VS samt att dessa resultat kunde uppnås vid kortare uppehållstider. Motsägande resultat har även påvisats av (Gavala et. al., 2003) där totala mängden bildad metan per gram tillförd VS och metanbildningshastigheten minskade då temperaturer ökades från 37 C till 55 C. Dessa resultat gällde för icke förbehandlat slam och anledningen till detta antogs vara att 12

27 det fanns inhiberande ämnen som de termofila organismerna var mer känsliga för än de mesofila. ph och alkalinitet Skillnader i ph har stor inverkan på hur aktiva olika organismer är vid de olika reaktionerna som äger rum i den anaeroba rötningen. Acidogener är mest produktiva vid ph 6 medan acetogener och metanogener har ett optimum vid ph 7. Metanogenerna slutar producera metan om ph understiger 6,6. Då metanogenerna är känsligare än acidogenerna vad gäller ph ligger det optimala ph-värdet för en anaerob rötningsprocess runt ph 7,0. Acidogenerna kan fortfarande arbeta vid detta ph, om än inte optimalt. Detta är av mindre betydelse då metanogenesen ofta är det begränsande steget i den anaeroba nedbrytningen (Jonstrup et. al., 2011). För att undvika fluktuationer i ph bör systemet ha en hög alkalinitet. Detta gör att phförändringar på grund av exempelvis ackumulation av VFA kan undvikas (Jonstrup et. al., 2011). Vid en rötningsprocess mäts alkaliniteten antingen i total alkalinitet (TA) eller bikarbonatalkalinitet (BA) (Jarvis & Schnürer, 2009). Genom att mäta alkaliniteten kan obalanser i systemet upptäckas och åtgärdas innan de ger utslag på ph. En optimerad process har en stabil alkalinitet. Ämnen med buffrande kapacitet som förekommer i anaerob nedbrytning är främst kolsyra (pka 6,3), divätefosfat (pka 7,2), VFA (pka 4,7-4,9), ammonium (pka 9,3) och en mindre mängd vätesulfid (pka 7,1) (Jonstrup et. al., 2011). Ammonium ger en hög alkalinitet men medför en risk att metanogenerna inhiberas på grund av bildning av ammoniak (Jarvis & Schnürer, 2009). Tillsats av näringsämnen För att kunna växa och fungera behöver alla mikroorganismer tillgång till makroelement som syre, väte, kväve, magnesium, fosfor, kalcium, kalium och järn. Vissa så kallade spårämnen är också nödvändiga även om de kan vara toxiska i alltför höga koncentrationer (Jonstrup et. al., 2011). Uppehållstid Uppehållstiden kan anges i antingen hydraulisk uppehållstid (HRT) eller uppehållstiden för materialet som matas in (SRT) dessa skiljer sig åt då recirkulering av slam in i rötkammaren används. Vanligtvis används HRT och denna ligger på dygn. En lång uppehållstid leder till att mikroorganismerna får längre tid på sig att bryta ner materialet vilket ger en högre nedbrytningsgrad. Metanogenerna kan ha en generationstid på upp till 12 dygn och därför bör uppehållstiden vara längre än så för att förhindra att de sköljs ut ur processen (Jarvis & Schnürer, 2009; Drosg, 2013). Dock minskar detta anläggningens kapacitet med avseende på hur mycket slam som kan tas om hand och en optimering av uppehållstiden bör göras där kostnaden att köra processen vägs mot hur mycket metan som fås ut. Vid bestämning av uppehållstiden är det viktigt att ta hänsyn till VS-halten för att optimera metanproduktionen. En hög koncentration i kombination med en kort uppehållstid gör att allt substrat inte hinner brytas ner. Vid hög substratkoncentration bör därför även uppehållstiden vara längre (Jarvis & Schnürer, 2009). Enligt Nges and Liu (2010) är det i industriskala önskvärt att ha en uppehållstid så att VS-halten i slammet sänks med minst 40 %. Vanligtvis brukar rötning resultera i en VS-reduktion på 40-60%. En kortare uppehållstid leder också till att gasproduktiviteten blir högre eftersom gasbildningshastigheten är som störst när koncentrationen av rötbart material är hög i reaktorn samt när det finns mycket färskt substrat (Nges & Liu, 2010). Satsvisa utrötningsförsök gjorda av Nges and Liu (2010) visade på att 90 % av metanpotentialen 13

28 uppnåddes inom de första 14 dagarna av försöken. Skillnaden var i detta avseende tämligen liten mellan mesofila och termofila processer. Organisk belastning Belastningen på processen anges ofta i organisk belastning (OLR), vilket anger mängden organiskt material som går in i rötkammaren per rötkammarvolym och tidsenhet. På svenska avloppsreningsverk är det vanligt med en OLR på ca 1-2 kg TS/(m 3 dygn) in till rötkammarna (Christensson et. al., 2009). Hur OLR beräknas kan ses i Ekvation 3.1. En organisk överbelastning leder till att ph sjunker och processen avstannar eftersom det produceras för mycket intermediär från acidogenesen i förhållande till vad metanogenerna kan ta hand om (Drosg, 2013). OLR kan även beräknas med avseende på VS eller COD istället för TS. Substratflöde Substratkoncentration OLR (3.1) Rötkammarvolym Omrörning Omrörningen i rötkammaren är mycket viktig då den bidrar till att sprida den värme som tillförs och därmed hålla samma temperatur i hela reaktorn. En god omblandning leder också till att kontakten mellan substrat och enzymer underlättas. Den är också viktig då den gör att mikroorganismerna lättare kommer i kontakt med respektive substrat. Omrörningen gör också att sedimentering förhindras. Substrat och mikroorganismer sprids ut jämnt i tanken och hela rötkammarens kapacitet kan utnyttjas. Mikroorganismerna i den anaeroba nedbrytningen bildar gärna aggregat, vilket underlättar överföringen av substrat mellan de olika organismerna. En alltför kraftig omrörning riskerar att slita sönder dessa aggregat och på så vis försämra processen (Jarvis & Schnürer, 2009). COD Begreppet COD används för att beteckna mängden syre som krävs för att fullständigt oxidera allt organiskt material i ett prov och därmed ge ett mått på hur mycket potentiellt rötbart material det finns. Testet utförs genom att en starkt oxiderande kemisk förening tillåts reagera med lösningen. Mängden organiskt material anges i enheten g O2/m 3 (Jonstrup et. al., 2011). Inhiberande ämnen Många inhiberande ämnen kan tolereras av mikroorganismerna i en rötningsprocess om de förekommer i låga doser. Vissa ämnen är till och med livsnödvändiga för organismerna men kan bli giftiga i högre doser. Vilka doser som kan tolereras är beroende av substratets sammansättning och mikroflora och olika inhiberande ämnen kan tillsammans öka sin toxicitet (synergism) eller tvärtom sänka den (antagonism). Olika ämnen kan också bilda komplex och på så vis bli oåtkomliga för mikroorganismerna vilket ökar gränsen för vilken nivå av ett hämmande ämne som kan tolereras. En annan möjlighet är att de gradvis anpassar sig till vissa nivåer av toxiska substanser (Jarvis & Schnürer, 2009). Flyktiga fettsyror (VFA) som bildas i den anaeroba nedbrytningsprocessen kan ha en hämmande effekt då de förekommer i sin icke-joniserade form. Detta medför att den inhiberande effekten är beroende av ph. Då ph sjunker under 6 blir de flesta VFA toxiska. Protonerade fettsyror kan gå igenom cellmembranet och väl inne i cellen sänker de det intracellulära ph:t. 14

29 Utöver detta kan ackumulering av VFA leda till att ph i lösningen sänks vilket gör att andra föreningar kan bli toxiska (Jarvis & Schnürer, 2009). Ammoniak (NH3) och divätesulfid (H2S) kan bildas i större mängd vid nedbrytning av proteinrika material. För ammoniak såväl som för divätesulfid gäller att toxiciteten är ph-beroende då de endast är toxiska i sin icke-joniserade form. Likt VFA kan de då ta sig in i cellen och dissociera vilket resulterar att cellens ph sänks. Ammoniak är farligt vid ph över 7 och divätesulfid vid ph under 7 (Jonstrup et. al., 2011). H2S är inte bara toxiskt för mikroorganismerna utan verkar även inhiberande då det fäller ut metaller, vilket gör dem otillgängliga för mikroorganismerna (Drosg, 2013). Förutom ph kan även temperaturen i processen inverka på hur stor andel av molekylerna som befinner sig i ickejoniserade form (Jarvis & Schnürer, 2009). 3.3 Processdesign Processen i vilken den anaeroba nedbrytningen görs kan utformas på många olika sätt. Generellt kan processtyperna delas in efter om de opererar satsvis eller kontinuerligt samt om rötningen är uppdelad i ett eller flera steg Kontinuerlig eller satsvis rötning Den anaeroba nedbrytningen kan ske i en kontinuerlig process, men också satsvis. En kontinuerlig process lämpar sig bäst för substrat med låg TS (5 %). Det är fördelaktigt eftersom den jämna tillförseln av substrat ger en jämn gasproduktion. För slam som har en något högre TS (5-15%) används ofta en semikontinuerlig process där matningen av substrat sker vid ett antal tillfällen varje dygn. Detta ger en någorlunda jämn tillförsel utan att uppehållstiden blir för kort i förhållande till koncentrationen substrat. Vid satsvis rötning tillförs allt substrat på en gång och lämnas sedan att rötas. Metanproduktionen är i regel högst i början och sjunker med tiden. Positivt med satsvis rötning är att mikroorganismerna har lång tid på sig att konsumera substratet. Dock kan en hög TS-halt göra att det blir svårt att röta allt material (Jarvis & Schnürer, 2009) Ett eller två steg Om processen bör köras i ett eller två steg beror på substratet. Då substratet är mycket lättnedbrutet går hydrolysen snabbt vilket gör att metanogenesen kanske inte klarar av att ta hand om allt väte som bildas i de föregående stegen. Då en ph-sänkning leder till att processen avstannar bör detta kompenseras genom att dela upp processen i två steg som körs i serie istället för ett steg. Det första steget är då anpassat för att optimera hydrolys och fermentation medan större delen av metanogenesen sker i steg två (Jarvis & Schnürer, 2009). 3.4 Substrategenskaper Substratet som används vid rötning vid reningsverk är främst slam men kan också bestå av restprodukter från avfallsströmmar från exempelvis livsmedelindustri Analys av substratkvalitet När substrat karakteriseras är halterna av total solids (TS) och volatile solids (VS) viktiga parametrar. Det är endast andelen VS i substratet som är tillgängligt för mikroorganismerna men all VS inte är helt nedbrytbart. Ett bra substrat bör således ha en hög VS-halt med en stor andel nedbrytbart material. Förhållandet mellan kväve och kol är viktigt då för mycket kväve kan inhibera rötningsprocessen och för lite kväve kan hämma tillväxten av mikroorganismer och sänka rötningshastigheten. Vanligen anses en C/N-kvot på cirka vara mest optimal för biogasframställning speciellt då substratet som används är slam. Halterna av vanligt före- 15

30 kommande föreningar från hushållsavfall och livsmedelsindustrier så som proteiner, kolhydrater och fetter har även dessa stor betydelse för hur substratet kommer påverka biogasprocessen (Jarvis & Schnürer, 2009) Substratets sammansättning Substrat som bara består av protein ger vanligen 0,496 Nm 3 /kg VS, substrat som består av bara kolhydrat ger 0,415 Nm3/kg VS och fett ger 1.01 Nm 3 /kg VS (Angelidaki & Sanders, 2004). För att ha en väl fungerande process för biogasframställning är det av stor vikt att försöka hålla en substratsammansättning som där många olika näringsämnen förekommer. Anledningen till detta är att då främjas en stor variation av organismer vars sammanlagda egenskaper gör dem mindre känsliga för plötsliga processvariationer. Om processen under lång tid matas med substrat innehållande mestadels kolhydrater kommer de organismer som är kapabla att degradera proteiner och fett successivt att selekteras bort och sköljas ut ur processen. Då blir effektiviteten av rötningen dålig och mycket biogaspotential går förlorad när fetthaltiga och proteinrika ämnen kommer in i reaktorn (Jarvis & Schnürer, 2009). Protein Proteinrika substrat bryts ner till aminosyror som sedan kan brytas ner till ammoniak och ammonium vilka står i jämvikt med varandra. Vid högre ph kommer större delen av molekylerna befinna sig i icke protonerade form (ammoniak) som då kan vara toxisk för mikroorganismerna. Detta eftersom oladdade molekyler lättare kan passera cellmembranet och rubba mikrorganismernas interna ph. Det är främst metanogenerna som inhiberas vid höga halter av ammoniak (Jarvis & Schnürer, 2009). Kolhydrater Kolhydrater av olika karaktär bryts ner olika bra av mikroorganismerna. Enkla sockerarter bryts ner snabbt då de inte behöver hydrolyseras, medan exempelvis cellulosa tar längre tid då hydrolysen får en betydande roll i processen. Om halten sockerarter är hög i förhållande till mer svårnedbrytbara föreningar kan det ackumuleras mycket intermediärer som gör att metanogenesen inhiberas. Således är det viktigt att se till att nedbrytningsprocessen till acetat inte går fortare än vad som är möjligt för metanogenerna att bryta ner (Jarvis & Schnürer, 2009). Fett Fett förekommer liksom kolhydrater i många varianter. Beroende på om fettet i substratet som ska rötas består av långa eller korta kedjor med mycket eller lite mättade bindningar kan biotillgängligheten variera. Om det finns många långa och mättade fettsyror kommer smältpunkten för dessa vara högre än för korta fleromättade fettsyror och därmed kommer de också vara mindre lösliga i vätskefasen. Tillgängligheten för mikroorganismerna kommer därmed vara låg och nedbrytningen långsam (Jarvis & Schnürer, 2009). 3.5 Substrat till biogasproduktion vid avloppsreningsverk Det huvudsakliga substrat som används för rötning vid avloppsreningsverk i Sverige är slam (ca 6 miljoner ton), matavfall ( ton) och avloppsvatten från livsmedelsindustrin ( ton). Övriga substrat ( ton). Siffrorna är angivna i våtvikt/år och gäller för Sverige år 2012 (Statens Energimyndighet, 2013). 16

31 3.5.1 Avloppsslam Avloppsslam innefattar de restprodukter som bildas vid reningsprocessen. Primärslam kallas det slam som renas bort vid försedimenteringen, innan den biologiska nedbrytningen, och består av partikulärt material som finns i avloppsvattnet. Bioslam samlas upp vid slutsedimenteringen, efter den biologiska nedbrytningen, och består till stor del av biomassa (NSVA, 2012c). Tertiärslam, även kallat kemisk slam, erhålls om kemikalier används för utfällning av olika komponenter från avloppsvatten (Kemira Kemwater, 2003). Gemensamt för de olika slamtyperna är att de har en hög vattenhalt och en låg torrhalt (Luostarinen, Luste & Sillanpää, 2009). Den flytande fasen består av vatten och ett stort antal lösta kemiska föreningar. De upplösta föreningarna kan vara organiska eller oorganiska och vanligt förekommande är ammonium, fettsyror och kolhydrater. Den fasta fasen består av partiklar och celler (Kemira Kemwater, 2003). Slammets nedbrytbarhet Halten av organiska föreningar är låg i avloppsslam och brukar ligga mellan (3-4%) av totalvikten. Förtjockningen innan rötkammaren styr hur hög torrhalten i ingående slam är. Ingående slam består av polymerer och andra komplexa molekyler, vilket gör att hydrolyseringen av dessa får en stor betydelse för den anaeroba nedbrytningen. Organismerna som förekommer i slammet från reningsverkens aktiva slamrening har även de rötningsförsvårande egenskaper. Organismer som Microtrix parvicella tenderar att binda fetter och även klumpa ihop sig vartefter det bildas svårnedbrytbara flockar. Slam som produceras av reningsverk kan även innehålla toxiska och inhiberande ämnen som försvårar rötningsprocessen (Jarvis & Schnürer, 2009). När nedbrytbarheten av primärslam med bioslam har jämförts har det visats att primärslammet är lättare att degradera och i regel ger en större mängd biogas per VS. För primärslam är ungefär 69 % av VS biologiskt nedbrytbart och ger upphov till biogas, medan denna siffra för bioslammet generellt sett endast är hälften så stor. Nedbrytbarheten för bioslamet är beroende av hur biomassan har bildats och hur processen för aktivt slam har körts. De delar i bioslammet som är generellt är nedbrytbara är levande celler medan rester från döda celler och intermediära produkter under den biologiska reningen sällan tillför någon väsentlig mängd nedbrytbar VS. Därmed blir även biogaspotentialen i bioslammet lägre eftersom dessa komponenter är svårare att bryta ner. För att höja nedbrytningsgraden hos bioslammet har det visat sig att förbehandlingsprocesser där bioslammet temperaturbehandlats har kunnat öka dess nedbrytningsgrad och där med även resultera i nästan samma biogaspotential som primärslam (Parkin & Owen, 1987). Eftersom att ett substrat med många olika näringsämnen är att föredra brukar primärslam och bioslam rötas tillsammans i syfte att höja näringsvariationen och möjligöra en totalt sett större metanproduktion (Carlsson & Uldal, 2009). Samrötning med restprodukter från exempelvis livsmedelindustri är också ett alternativ för att tillföra näringsämnen. Avvattning av slam Slammet som produceras under en reningsprocess behöver i regel förtjockas innan rötning i syfte att minimera volymen som behöver processas. Detta kan göras genom att låta slammet sedimentera, behandlas det i centrifuger, hydrauliska pressar eller utrustning som ger samma resultat (Jarvis & Schnürer, 2009). 17

32 Slam är ofta svårt att avvattna eftersom sättet som vatten är bundet till slampartiklarna på försvårar avskiljningen. En slampartikel kan bestå av fasta partiklar och celler som tillsammans utgör en enhet. Vattnet är bundet till slampartikeln på fyra huvudsakliga sätt. Ytbundet vatten kallas det vatten som omger ytan av slampartikeln. I kapillärerna mellan partiklarna förekommer det kapillärvatten. Insidan av partikeln har infångat vatten som är bundet av de kringliggande enheterna som utgör slampartikeln. Slutligen återfinns även vatten i alla de celler som utgör partikeln. Huruvida vattnet är lätt att avskilja från slamlösningen beror på mängden slampartiklar i förhållande till vätska samt hur slampartiklarna är behandlade. Lättast är det att avskilja det fria vattnet medan det ytbundna vattnet samt kapillärvattnet och infångade vattnet avskiljs svårare. Först när slammet har stabiliserats med antingen aerob, anaerob stabilisering eller med någon form av hydrolys, temperaturbehandling kommer ämnen som ger slampartiklarna dess vattenbindande struktur att ha brutits ned vilket då medför att slammets avvattningsegenskaper ökar. I och med rötningsprocessen kommer därmed det rötade slammet vara lättare att avvattna ytterligare innan vidare behandling (Kemira Kemwater, 2003). För att minimera volymerna slam som efter rötningen behöver hanteras och transporteras till deponering eller för spridning på åkermark behöver även det rötade slammet avvattnas. Svårigheten i detta kan variera en hel del beroende på om processen har körts termofilt eller mesofilt. Enligt Mikkelsen and Keiding (2002) är den parameter som är viktigast för rötslammets avvattningsegenskaper mängden extracellulära polymera substanser (EPS). En stor del av slampartiklarna utgörs av EPS som är negativt laddat vilket medför att mycket motjoner ansamlas i slampartikeln. Detta i sin tur skapar en vattengradient och slampartikeln binder mycket vatten i sig. Slam som har rötats termofilt brukar vanligen innehålla en lägre halt EPS vilket möjliggör att en högre TS halt går att nå utan att ta sönder partiklarna men termofilt rötat slam medför också att andelen suspenderade partiklar blir större vilket gör att slammet blir både mer svårfiltrerat och mer svårcentrifugerat. Termofilt slam är således svårt att avvattna men det är möjligt att få en högre TS halt med centrifugering eller filtrering så länge tillräckligt högra krafter appliceras på det. 3.6 Förbehandling av substrat Förbehandling av slam är ett möjligt tillvägagångssätt för att öka biogasproduktionen och därmed även utrötningsgraden i slammet. Förbehandlingen av slam riktar sig främst till att påskynda det annars hastighetsbestämmande och långsamma hyrdrolysen i den anaeroba processen. Förbehandlingen används för att bryta ner slamflockarna och minska partikelstorleken vilket leder till solubilisering av slammet. Bakteriers cellväggar förstörs och komponenter frigörs och görs tillgängliga till mikroorganismfloran i biogasreaktorn. Större organiska polymerer som annars är svårnedbrytbara spjälkas till monomerer och dimerer vilket leder till ökad biotillgänglighet (Ferrer, Ponsá, Vázquez & Font, 2008). Förbehandlingen delas vanligen in i fyra huvud kategorier; kemisk, termisk, mekanisk och biologisk (Müller, 2001). 18

33 3.7 ReVAQ ReVAQ är ett certifieringssystem till för att kvalitetssäkra slam som sprids på åkermark med vissa fastställda krav på slaminnehållet (Svenskt Vatten, 2014). I Tabell 3.1 redovisas gränsvärden för hur stor massa prioriterade spårämnen som får spridas på åkrar under Hur mycket slam som får spridas på åkermarken varierar därmed med av halten spårämne i slammet. Tabell 3.1 Gränsvärden för spridning av prioriterade spårämnen på åkermark. Spårämne Bly Kadmium Koppar Krom Nickel Zink Kvicksilver Gränsvärde (g/ha) 25 0, ,5 19

34 20

35 4 Material och metod Under det laborativa arbetet har flera moment gjorts i syfte att utvärdera och sammanställa nuvarande biogasproduktion och möjlighet till förbättringar. Under det laborativa arbetet har flera tester gjorts som syftar till att bestämma innehållet i olika prover så som TS, VS, Hach Lange test, med flera. Vidare har två BMP-försök gjorts för att bestämma biogaspotentialen i olika substrat och för att se hur denna påverkas av termofil eller mesofil rötning. En sammanställning av Öresundsverkets nuvarande process har gjorts utifrån given data. En statistisk analys utfördes på de parametrar som ansågs vara väsentliga för biogasprocessen. Utöver detta analyserades prover från Kågeröd och en energi-ekonomisk beräkning gjordes för att komma fram till huruvida det är lämpligt att skicka det förtjockade industriavloppsvattnet från Kågeröd till rötning på Öresundsverket. Under varje delmoment användes flera ekvationer för att beskriva förlopp som äger rum och beteckningarna finns redovisade i efterföljande tabeller. 4.1 Substrat Samtliga substrat som analyserades samt vilka analyser som genomfördes listas i Tbell 4.1. Insamlingsproceduren för respektive substrat finns beskrivet i metodbeskrivningen för BMP. Tabell 4.1 Lista över substrat respektive analyserade parametrar. TF är tjockfas, IV är industriavloppsvatten och KF är klarfas. Substrat Antal Analyserade parametrar prover Avloppsslam 2 VS/TS, protein/fett/kolhydrat, fosfor, kväve, COD, BMP, ph TF 6 VS/TS, protein/fett/kolhydrat, fosfor, kväve, COD, BMP, ph, tungmetaller IV 6 VS/TS, fosfor, kväve, COD, BMP, ph KF 6 VS/TS, fosfor, kväve, COD Mesofil ymp 2 VS/TS, ph Termofil ymp 1 VS/TS, ph 4.2 Innehållsanalys Innehållsanalyser gjordes på flera slam och vattenprover, dels för att kunna relatera innehållet till BMP-försöken och dels för att kunna jämföra de olika substraten. Parametrarna som undersöktes var: TS, VS, COD, fosfor, kväve, koncentration av tungmetaller samt innehåll av fett, protein och kolhydrater TS, VS TS och VS mättes på samtliga substrat och ympar för att senare kunna göra flödesberäkningar samt blandningsberäkningar innan uppstart av BMP försöken. Närmare beskrivningar av när och vilka prover som undersöktes tas upp under respektive metoddel. Metoden utarbetades utifrån standardmetoden beskriven av SIS Standardiseringsgrupp, (1981). 21

36 För bestämning av TS, VS användes följande material: Aluminiumformar Värmeugn, BINDER, för TS mätningar Muffelugn, Buch Holm Nabertherm series C, för VS mätningar Precisionsvåg, SAUTER RE 1614 För att mäta TS-halten användes aluminiumformar som först vägdes utan innehåll. Därefter fylldes de med prov och vikten antecknades återigen. De små formarna fyllde vanligen med 30 gram prov och de stora med 90 g då dessa användes. När formarna var fyllda placerades de i TS-ugnen över natten tills dess att samtliga prov var helt torra. Ugnen var inställd på att hålla en temperatur på 105 C. Formarna vägdes återigen för att se hur mycket torrsubstans som var kvar. Efter vägning placerades proverna i VS-ugnen, där de under två timmar befann sig i en temperatur på 550 C. För att beräkna andelen TS i proven användes ekvation 4.1. Beteckningarna som användes syns i Tabell 4.2. m TS m TS f, p m f m f För att beräkna andelen VS i proven användes ekvation 4.2. Beteckningarna som användes syns i Tabell 4.2. m VS m TS f, p m VS m f Tabell 4.2 Förklaringar och enheter till de använda beteckningarna för TS samt VS analyserna. Beteckning Förklaring Enhet TS Andelen torrsubstans % av våtvikten VS Glödförlust % av våtvikten mf Massa på formen (g) g mf,p Massa på formen med prov (g) g mts Massa på formen med prov efter att den har behandlats i TS g ugnen (g) mvs Massa på formen med prov efter att den har stått i VS ugnen (g) g (4.1) (4.2) COD, P, N Halterna av COD, total fosfor samt totalkväve bestämdes med Hach Lange test. Dessa mätningar gjordes på de olika substrat som användes till rötförsöken i syfte att se hur mycket av de olika föreningarna som fanns i dessa. Inför BMP 1 gjordes testerna främst för att jämföra med redan befintlig data från Öresundsverket. Inför BMP 2 gjordes testerna i syfte att karakterisera substratet från Kågeröd. Närmare beskrivningar av när och vilka prover som undersöktes tas upp under respektive metoddel. 22

37 Testen som användes var: Test LCK 114 för bestämning av COD Test LCK 348 för bestämning av P Test LCK 138 för bestämning av N För bestämning av ovanstående föreningar följdes instruktionerna angivna på respektive Hach Lange test. För att säkerställa att mätningarna hamnade inom detektionsgränsen gjordes en spädningsserie för proverna som mättes. Endast enkelprov togs för varje spädning och när resultatet hamnade inom detektionsgränsen togs det singelvärdet som gavs vid den spädningen Protein-, fett- och kolhydratinnehåll Prover på avloppsslam och förtjockat industriavloppsvatten skickades även till Eurofins för bestämning av fett, protein, kolhydrat. Samtliga substrat som användes i BMP-försöken analyserades. Analyspaketen Inbio-SBR samt ProvBS användes för detta. Detta gjordes för att senare kunna räkna ut den teoretiska metanpotentialen och relatera den till vad som faktiskt erhölls i BMP försöket. Metoderna som användes betecknades: SS EN 12880, SS EN 12879, EN ISO 15933:2012, EN 13342, STANDARD METHODS 1998, 4500 mod, NMKL 131, SLVFS 1993:21, Spectroquant Metallanalys Det förtjockade industriavloppsvattnet skickades för analys till Alcontrol för analys av koppar, zink, bly, kadmium, krom, kvicksilver och nickel. Metoderna som användes betecknades: SS-EN :2000, SS-EN ISO :2009, SS-ISO :2004 och SS-EN Biokemisk metanpotential För BMP-försöken användes följande materiel: Kanyl, VICI Pressure-Lock Precision Syringe GC system, Afilent 6850 series med FID GC kolonn, J&W Scientific HP-1, dimensioner 30m x 0.32mm x 0.25µm Försöken gjordes i syfte att beräkna hur mycket metan olika substrat kunde bilda samt hur termofil rötning påverkar metanproduktionen. Två BMP-försök gjordes där skillnaderna främst låg i vilka substrat som rötades, vid vilken temperatur rötningen gick samt hur proverna hämtades in och behandlades innan rötning. I det första BMP-försöket rötades Öresundsverkets slam termofilt och mesofilt. Ett mesofilt rötförsök gjordes också på industriavloppsvattnet från Kågeröd. I det andra BMP-försöket gjordes enbart mesofila rötförsök. Där undersöktes metanpotentialen på det förtjockade industriavloppsvattnet från Kågeröd, där prover hämtades vid sex olika tillfällen, och metanpotentialen på Öresundsverkets slam mättes igen. I varje BMP-försök gjordes tre blanktest och tre kontrollförsök för varje ymp som användes. Kontrollsubstratet som användes var cellulosa eftersom slammet och industriavloppsvattnet antogs innehålla mestadels kolhydrater. I varje BMP-försök testades samtliga substrat i triplikat. Metoden utarbetades utifrån standardmetoden beskriven av Hansen et. al., (2004) Uppstart BMP-försöken utfördes i 30 flaskor vardera (totalt 60 flaskor) med en volym på ca 2 L. Dessa fylldes med 500 ml vätska. VS-förhållandet mellan ymp och substrat valdes till 60:40 för 23

38 samtliga försök förutom blanken som endast innehöll ymp och det valdes att varje flaska skulle innehålla totalt 7,5 gram VS. För att erhålla korrekt VS-halt i flaskorna användes kranvatten som spädningsmedium. I händelse att substratet som användes var för utspätt så tillsattes inget vatten och totalhalten VS kunde understiga 7,5 g/flaska. VS förhållandet mellan ymp och substrat sattes dock fortfarande till 60:40. Substrat, ymp och vatten vägdes in enligt Appendix I. Efter invägning gasades flaskorna med 100 % N2 i två minuter för att få bort så mycket av syret som fanns i flaskan innan de förseglades och placerades i värmeskåp Metanmätningar Metanmätningar utfördes med GC. Först injicerades ett referensprov med 0,2 ml ren metangas. Detta gav mängden metan i form av ett kromatogram där arean, Am, angav utslaget för ren metan. Efter detta injicerades 0,2 ml av varje prov och arean, Ap, erhölls, vilken visade på hur mycket metan provet innehöll. Kontrollgasen med 100 % metan och samtliga flaskor mättes i triplikat för att öka noggrannheten. När en flaska hade producerat tillräckligt mycket gas tömdes flaskan med en sprutnål. Första tömningen skedde då Ap översteg areaenheter (a.e.) och efter det tömdes flaskan om arean översteg det föregående värdet efter tömning multiplicerat med en faktor 1,4. Tömningen gjordes eftersom trycket i flaskan inte skulle bli för högt. Prov på metangasen i varje flaska mättes alltid före tömning och efter tömning vid samma provtagningstillfälle. För att beräkna volymen metan i varje flaska relaterades Ap med Am. Beräkningarna utfördes enligt Ekvation 4.3, 4.4 och 4.5. Genom att göra detta både före och efter tömning kunde mängden utsläppt gas beräknas och genom att addera mängden utsläppt metan med mängden metan kvar i flaskan kunde den ackumulerade metanproduktionen bestämmas. Beteckningarna som användes kan ses i Tabell 4.3. V p V m (4.3) V V A A m p p p, m (4.4) Vp Am Am V f, m V f Vp, m (4.5) Volymen bildad metan normaliserades till 0 o C och 1 atm. För att fastställa hur mycket metan som hade bildats från substratet i varje flaska drogs bidraget från ympen bort genom subtrahera mängden metan i respektive försök med mängden bildad metan från blanken. Hänsyn togs också till att mängden ymp var större i blankflaskorna än i provflaskorna. För varje rötat substrat beräknades även den teoretiska metanpotentialen baserat på hur mycket fett, protein och kolhydrat som substratet innehöll. Tabellvärden hittades i Angelidaki & Sanders (2004) och genom att använda Ekvation 4.6 erhölls den teoretiska metanpotentialen. Antaganden gjordes att allt VS bestod av fett, protein och kolhydrat. I Tabell 4.3 syns beteckningarna för de parametrar som används i Ekvation 4.6. T MP 1,014 x f 0,496 x 0, 415 x (4.6) p k 24

39 Tabell 4.3 Förklaringar och enheter till de använda beteckningarna för ekvation Beteckning Förklaring Enhet Am Avläst area 100 % metan a.e. Ap Avläst area prov a.e. Vp,m Volym metan i injicerat prov ml metan/ml injicerat prov Vf,m Volym metan i flaska ml Vf Volym gas i flaska ml Vp Volym injicerat prov ml Vm Volym injicerad 100 % metan ml TMP Teoretisk metanpotential Nl/gVS xf Andelen VS från fett g/g VS xp Andelen VS från protein g/g VS xk Andelen VS från kolhydrat g/g VS BMP-försök 1 BMP-försök 1 gjordes för att utvärdera biogaspotential, utrötningsgrad och hur fort gasbildningen gick till vid termofil rötning av Öresundsverket slam, med termofil respektive mesofil ymp. Vidare gjordes också mesofil rötning av Öresundsverkets slam med mesofil ymp samt mesofil rötning av industriavloppsvatten från Kågeröd. Försöksuppställningen redovisas i Tabell 4.4. Tabell 4.4 Försöksuppställning för inledande rötförsök. Serie Ymp MM Mesofil från Öresundsverket Temperatur Substrat ( o C) 37 Slam från Öresundsverket Industriavloppsvatten från Kågeröd MT Mesofil från Öresundsverket 55 Slam från Öresundsverket TT Termofil från Kävlinge 55 Slam från Öresundsverket Ymparna inhämtades på förmiddagen torsdagen 13/2-14 och avgasades i sex dagar i värmeskåp som höll temperaturerna 37 o C respektive 55 o C. Värmeskåpens temperatur varierade med ca 1 o C. Substraten inhämtades på eftermiddagen tisdagen 18/2-14 och sattes i kylrum med temperaturen 4 o C. Substraten som hämtades var industriavloppsvatten från utjämningstanken på Kågeröd och 3 olika strömmar av slam från Öresundsverket. Ett Gantt-schema över de olika momenten för BMP 1 samt hur mycket tid de tog kan ses i Figur 4.1. Den första slamströmmen kom från bioslamslinjerna 1 och 2. Den andra strömmen kom från bioslamslinjerna 3 och 4 och den sista strömmen var primärslam. TS och VS mätningar gjordes på samtliga slamströmmar för att kunna räkna ut vilket blandningsförhållande som skulle användas för att erhålla ett slam som representerar det genomsnittliga blandslammet på Öresundsverket. Slammen blandades så att VS andelen från respektive ström motsvarar samma VS andel som den strömmen har i genomsnitt in till rötkammaren, under ett år på Öresundsverket. För beräkningar av hur detta gjordes se Appendix II. 25

40 Dag Inhämtning av ymp Avgasning av ymp Inhämtning av substrat BMP 1 Gasmätning BMP 1 Figur 4.1 Gantt-schema över de olika momenten som utfördes under BMP Innan BMP försöket påbörjades mättes TS och VS på blandslammet, industriavloppsvattnet och ymparna för att veta i vilket förhållande dessa skulle blandas i respektive flaska. Utöver detta mättes även ph för att se om det fanns risk att någon flaska kunde bli för sur och därmed inhiberad. Totalt startades 30 flaskor 19 februari till BMP-försök 1. Dessa avslutades sedan den 26 mars. När flaskorna avslutades mättes TS och VS på samtliga flaskor med ett singelprov. Dessa mätningar gjordes för att det skulle gå att beräkna hur stor utrötningsgraden blev. Utöver detta mättes ph på alla flaskor och från de flaskorna som hade ett ph under 7 togs ett prov för bestämning av VFA-halt. Detta gjordes för att se ifall provet i BMP flaskan eventuellt hade blivit inhiberad av VFA-koncentrationen BMP-försök 2 BMP-försök 2 gjordes för att utvärdera biogaspotentialen på industriavloppsvattnet från Kågeröd men även potentialen i Öresundsvekets slam. Den förtjockade fasen efter planavvattnaren var det som hämtades och rötades i BMP-försök 2. På grund av stora variationer i innehåll och sammansättning på industriavloppsvattnet hämtades prover med 3-6 dagars mellanrum vid sex olika tillfällen. Vid provhämtningen syntes det att den förtjockade fasen var väldigt klumpig och tjock vilket försvårade insamlingen. Provet hämtades genom att från bandet låta den tjocka fasen vältas ner i hålet på insamlingsdunken tills dunken var fylld eller genom att med en spade plocka upp bitarna och lägga dem i dunken. Insamlingsproceduren kan ses i Figur

41 Figur 4.2 Provtagning av förtjockat industriavloppsvatten från KICAB planavvattnare vid Kågeröd ARV. Proverna frystes för att kunna bevaras fram till starten av BMP-försöken och för att analysera hur frysningen påverkar biogaspotentialen gjordes ett referensprov med tjockfas som inte frystes. Detta prov hämtades dagen innan uppstart av BMP-försöket. Halva provet frystes in och den andra halvan förvarades i kyl till nästkommande dag för att minimera degradering. Försöksuppställningen redovisas i Tabell 4.5. Ett försök gjordes även med slam från Öresundsverket som substrat, då BMP-försök 1 gav osäkra resultat. Detta slam var likt BMPförsök 1 uppdelat i tre delströmmar. TS och VS mätningar gjordes och slamströmmarna blandades så att de skulle representera ett genomsnittligt blandslam som pumpas in i rötkammaren under ett år med avseende på VS innehållet. Tabell 4.5 Substrat till BMP2. Substrat Fryst Datum för inhämtning Tjockfas 1 Ja 17/ Tjockfas 2 Ja 21/ Tjockfas 3 Ja 27/ Tjockfas 4 Ja 31/ Tjockfas 5 Ja 4/ Tjockfas 6 Ja 7/ Tjockfas 7 Nej 7/ Slam från Öresundsverket Nej 7/ Tjockfasproverna som hämtades från Kågeröd hade en förmåga att separera och släppa ifrån sig vatten. Detta resulterade i att det insamlade provet var gummiaktiga klumpar omgivna av klar vätska vilka var väldigt svåra att ta ett representativt prov på. För att möjligöra represen- 27

42 tativ provtagning från samtliga insamlade tjockfaser separerades vätskan från den fasta fasen genom en sil med hålstorleken 1 mm. Tjockfasen delades således upp i en torrfas och en vätskefas. Separeringen av vätskan från klumparna kan ses i Figur 4.3. Figur 4.3 Separering av förtjockat industriavloppsvatten i vätskefas och torrfas. När tjockfasen senare skulle användas vägdes torrfas och vattenfas upp enligt samma förhållande som det ursprungliga provet hade. Detta förenklade uppvägningen av ett representativt prov avsevärt. Ymp till detta försök var en mesofil ymp från Öresundsverket som hämtades vid två tillfällen; 17/3 och 21/3. Dessa avgasades till och med 8/4 vilket är mycket längre än vad som vanligtvis rekommenderas. Den långa avgasningstiden motiverades med att uppehållstiden i Öresundsverkets rötkammare under de senaste månaderna legat på under 10 dagar, vilket ställde till problem i BMP-försök 1 då organiskt material i ympen stod för en stor del av den producerade gasen. TS och VS mättes i ymparna före och efter avgasning för att se hur mycket avgasningsperioden påverkade VS-innehållet. Ett Gantt-schema över de olika momenten för BMP 1 samt hur mycket tid de tog kan ses i Figur 4.4. Figur 4.4 Gantt-schema över de olika momenten för BMP 2. Likt BMP-försök 1 gjordes TS- och VS-mätningar på samtliga substrat och ympar innan uppstart för att veta i vilket förhållande substraten och ymparna skulle blandas med varnadra. Totalt startades 30 flaskor 8 april till BMP-försök 2. Dessa avslutades sedan den 13 maj. När flaskorna avlutades mättes TS och VS på samtliga flaskor med ett singelprov. Dessa mätningar gjordes för att det skulle gå att beräkna hur stor utrötningsgraden blev. Utöver detta mättes ph på alla flaskor och i händelse att en flaska fick ett ph som var lägre än 7 mättes VFA. 28

43 4.4 Öresundsverkets biogasproduktion Öresundsverkets nuvarande process sammanställdes genom att undersöka medelvärden och standardavvikelser för olika driftparametrar under Sammanställningen kompletterades med en statistisk analys som undersökte hur variationer i olika driftparametrar påverkar den anaeroba nedbrytningen Sammanfattning av nuvarande produktion För att sammanställa och utvärdera nuvarande produktionen av biogas på Öresundsverket erhölls data från Jan-Erik Petersson på NSVA. Data från Öresundsverket hämtades ur Uniview, det system som NSVA använder för att logga data. Data från stickprovskontroller erhölls även och en del medeltal för flöden hämtades ur NSVA:s miljörapporter. Data som erhölls var uppmät för varje dag mellan Det valdes att endast data rörande året 2013 skulle användas för att summera den nuvarande produktionen. Data rörande parametrar som användes för vidare beräkningar kan ses i Tabell 4.6. Tabell 4.6 Erhållen data på olika strömmar som mättes varje dag. Parameter Ström Enhet Flöden TS Temp Primärslam till RK m 3 /dag Bioslam linje 1,2 till RK m 3 /dag Bioslam linje 3,4 till RK m 3 /dag Varmvatten till VVX 1 m 3 /dag Varmvatten till VVX 2 m 3 /dag Varmvatten till VVX 2 m 3 /dag Varmvatten Från VVX 2 m 3 /dag Producerad gas efter fackling m 3 /dag Primärslam till RK % av våtvikten Bioslam linje 1,2 till RK % av våtvikten Bioslam linje 3,4 till RK % av våtvikten Rötslam ut ur RK % av våtvikten Slam till Centrifug % av våtvikten Slam efter Centrifugering % av våtvikten Värmande vatten till VVX 1 C Värmande vatten från VVX 1 C Värmande vatten till VVX 2 C Värmande vatten från VVX 2 C Temperatur i RK 1 C Temperatur i RK 2 C Förutom dessa erhölls även totalmängden producerad gas för hela 2013 och totalmängden producerad metan av Jan-Erik Petersson på NSVA. Totalmängden använd fjärrvärme erhölls från Håkan Lindqvist på NSVA. Vidare erhölls även data från NSVA, (2012c). Informationen som hämtades där var uppmätta värden för hela året. Dessa data användes också i sammanställningen för 2013 eftersom det inte fanns mer aktuella värden. Följande värden användes Totalmängden rötat och slutavvattnat slam 29

44 Mängden polymer som användes i förtjockarna Totalmängder av metaller och näringsämnen i färdigrötat och slutavvattnat slam Data given av Jan-Erik Petersson på NSVA behandlades genom att summera samtlig information för varje dag och därefter räkna ut ett genomsnittligt värde över året för varje parameter. Följande beräkningar gjordes: För att beräkna TS på ingående slam antogs det att det var lika stora flöden på de två olika bioslamslinjerna. För beräkningar användes Ekvation 4.7 och samtliga beteckningar förklaras i Tabell 4.7. TS s TSB 1,2 TSB3,4 ab ( ) a 2 P TS P (4.7) Slamflödet ut ur RK Beräknades genom att relatera den kända TS halten i rötkammaren med den totala mängden rötat och avvattnat slam vars TS var känd. Beräkningar gjordes enligt Ekvation 4.8 och samtliga beteckningar förklaras i Tabell 4.7. F F TS AS AS RS (4.8) TSRS Genomsnittlig HRT Beräknades genom att dividera RK volymerna med Det genomsnittliga flödet per dag för hela Ekvation 4.9 användes för beräkningarna och samtliga beteckningar förklaras i Tabell 4.7. V F RK HRT (4.9) s Genomsnittlig utrötningsgrad VS beräknades med uppmätta VS/TS-ration. För ingående slam togs VS/TS-ratio som bestämdes från BMP (0,79) försöken. VS/TS-ration för rötslammet hämtades från Davidsson & Hagman, (2014) och var 0,65. Värdena återfins i Appendix III. Anledning till att detta värde användes på rötslammet var att när vi hämtade rötslamet var en rötkammare ur drift och rötslammet som hämtades då var mycket sämre rötat än under Utrötningsgraden beräknades enligt Ekvation 4.10 och samtliga beteckningar förklaras i Tabell 4.7. UR F VS F F VS S S RS RS (4.10) S S VS Energiåtgången per kubikmeter tillfört slam till rötkamrarna beräknades genom att dela den bortgivna energin från värmeväxlarna och dividera med flödet tillfört slam. Energiåtgången beräknades enligt Ekvation 4.11 och samtliga beteckningar förklaras i Tabell 4.7. F T T C F T T in1 in1 ut1 p in in ut C H O p 2 H 2O E (4.11) F s En allternativ beräkning på energiåtgången gjordes med hjälp av de givna data för fjärvärmeförbrukningen som gick till rötkammaren. Totala energiförbrukningen beräknades genom att dividera totala mängden tillförd energi till rötkammaren med totala mängden tillfört slam under Till detta användes ekvation 4.12 och samtliga beteckningar förklaras i Tabell

45 Q fv 3600 E (4.12) V s För att utvärdera huruvida resultaten som fås av ekvation 4.11 samt 4.12 är rimliga gjordes en jämförelse där vatten värms från luftens årsmedeltemperatur till samma temperatur som i rötkammaren. För beräkning av energiåtgång att värma vatten till en given temperatur användes Ekvation Där togs luftens årsmedeltemperatur från (Persson et. al., 2011) där värdet var 7,2 C. Slammet kan dock antas ha en högre medeltemperatur, då det aldrig fryser. Beräkningarna för uppvärmningskostnader gav därför ett något överskattat värde. Samtliga beteckningar förklaras i Tabell 4.7. E m c ( T T ) (4.13) H2O p RK Luft H2O Tabell 4.7 Förklaringar och enheter till de använda beteckningarna för ekvation Beteckning Förklaring Enhet ab Andelen bioslam - ap Andelen primärslam - TSs Torrhalt blandat ingående slam till RK g/l TSB1,2 Torrhalt bioslamslinje 1,2 g/l TSB3,4 Torrhalt bioslamslinje 3,4 g/l TSP Torrhalten på primärslam g/l FS Flöde blandat ingående slam till RK m 3 /dygn FRS Flöde rötslam m 3 /dygn FAS Flöde avvattnat slam m 3 /dygn TSRS Torrhalt rötslam g/l TSAS Torrhalt avvattnat slam g/l HRT Hydraulisk retentionstid dygn VRK Volym rötkammare m 3 UR Utrötningsgrad - E Energi kj Fin1 Varmvattensflöde till VVX1 m 3 /dygn Fut1 Varmvattensflöde från VVX1 m 3 /dygn Fin2 Varmvattensflöde till VVX2 m 3 /dygn Fut2 Varmvattensflöde från VVX2 m 3 /dygn CpH2O Värmekapacitet för vatten kj/(kg K) mh2o Massa vatten kg TRK Temperatur i rötkammaren C TLuft Årsmedeltemperatur i luften C Qfv Total tillförd fjärvärme till RK 2013 kwh Vs Totalt tillfört slam till RK 2013 m Statistisk analys Data inhämtades för varje dag under då en större mängd datapunkter krävdes för att få en tillförlitlig analys. Data från tidigare perioder användes inte då rötprocessens aktuella funktion var den som analyserades. En inledande analys gjordes av Öresundsverkets drift under 2013 där medelvärden och standardavvikelser beräknades. Programmet som användes var MATLAB R 2013b. För att undersöka samband mellan olika driftparametrar och biogasproduktion, avvattningsegenskaper, svavelväteproduktion samt utrötningsgrad gjordes en statistisk analys av data insamlat under 31

46 2011, 2012 och Efter att ha undersökt rådata och behandlat denna gjordes en första analys med hjälp av Principal Component Analysis (PCA) för att se vilka faktorer som korrelerade. Då PCA endast ger en grafisk bild av hur variationer i driftparametrarna påverkar processen gjordes även ett försök till att modellera processen med hjälp av Multiple Linear Regression (MLR), Principal Component Regression (PCR), Partial Least Square Regression (PLS). PLS bedömdes efter inledande försök vara den bäst lämpade metoden varför denna utvecklades vidare. Modellen innebar ett basbyte för att reducera antalet oberoende variabler samt en linjär regression i de nya baserna. Basbytet genomfördes genom att maximera kovariansen i beroende och oberoende variabler och på så vis beskriva de starkaste sambanden med så få parametrar som möjligt. Metoden utvecklades för att besvara följande frågeställningar. Hur varierar gasproduktionen med olika driftparametrar? Hur varierar avvattningsmöjligheterna med olika driftparametrar? Hur varierar svavelväteproduktionen med olika driftparametrar? Hur varierar utrötningsgraden med olika driftparametrar? Går det att modellera gasproduktion, utrötningsgrad, svavelväteproduktion och avvattningsmöjligheter utifrån uppmätta parametrar? Val av parametrar En första analys gjordes för att avgöra vilka parametrar som var aktuella att ta hänsyn till i en eventuell modell. Detta genomfördes genom att se hur de olika variablerna korrelerade med varandra. Störst hänsyn togs till hur olika variabler påverkade gasproduktionen, svavelväteproduktionen och utrötningsgraden. Behandling av rådata Data som användes var uppmätta dygnsmedelvärden och stickprov från 2011, 2012 och Där data fattades användes medelvärdet av samtliga mätpunkter. De behandlade parametrarna och andelen saknade värden i analysen redovisas i Tabell 5.11 och Tabell All data standardiserades och centraliserades för att kunna jämföras. Vid några tillfällen var den loggade gasproduktionen 0 och även här ersattes detta värde med ett medelvärde eftersom gasen då antogs ha facklats. En observation skilde sig från de andra då TS-halten in i centrifugen låg på 0,4 % medan TS-halten i rötkammaren var 2,4 %. Den registrerade TS-halten in i centrifugen antogs vara felaktig och detta värde ersattes därför med ett medelvärde. Stickprov görs på NSVA med en frekvens på ca 1 prov/vecka. För att kunna genomföra analysen krävdes att data fanns för samtliga variabler vid samtliga mätpunkter och datamaterialet begränsades därför av antalet stickprover. Utrötningsgraden för detta delmoment beräknades med avseende på TS och Ekvation 4.14 användes. Osäkerheten i denna parameter bedömdes vara mycket hög då halten TS i rötkammaren beror av halten och flödet ingående substrat under en längre period innan mätningen. Dessutom var flödet ut ur rötkamrarna okänt och antogs vara detsamma som inflödet, vilket är felaktigt då vattenånga och gas avgår från slammet under rötprocessen. TS in till rötkammaren beräknades utifrån flödesförhållandena av primärslam och bioslam samt TS halterna i förtjockarna för varje dag. 32

47 Fin TS U F F F in ut in in F TS ut in TS ut (4.14) Metodbeskrivning av PCA Denna metod gjordes enligt beskrivningar som återfinns i Håkansson (2012) och Brereton (2003). PCA används för att beskriva ett stort datamaterial med färre komponenter än de ursprungliga. Detta görs genom ett basbyte där de nya baserna väljs för att beskriva den riktning där variationerna är som störst. Istället för att uttrycka data i form av olika variabler uttrycks de istället i det nya koordinatsystemet med hjälp av de nya baserna, principalkomponenterna (PC). De nya baserna är då ortonormerade. En datamatris X kan beskrivas enligt Ekvation 4.15 där T kallas scores, vilket beskriver observationerna och P kallas loadings, vilket motsvarar variablerna. E kallas felmatrisen. Då E=0 fås en ideal modell och detta antagande används för beräkning av PC. X T. P' E (4.15) Antalet PC som kan beräknas är detsamma som antalet variabler. Dock illustreras PCA grafiskt och max 3 PC kan då visas i samma figur. De två första PC väljs för att beskriva de variabler där variansen är som störst och därmed har störst inverkan på modellen. Genom att öka antalet PC som används i modellen beskrivs även de variabler som har lägre varians. Med ökat antal PC ökar även risken för att modellen överanpassas. För att veta hur stor andel av variationerna som visas i varje PC används Ekvation 4.16 där a visar antalet PC, t scores och p loadings. V a I i 1 J t 2 ia I i 1 i 1 x 2 ij (4.16) Detta visas grafiskt i en SCREE-plot som visar förklaringsgraden för varje PC. Den totala förklaringsgraden vid användande av ett visst antal PC kan summeras och betecknas då R 2. Med hjälp av detta avgörs hur många PC som är lämpligt att använda för att beskriva datamaterialet. Resultatet från PCA-analysen visas i en loadingplot och en scoreplot. De olika variablerna visas som punkter i ett koordinatsystem. Genom att jämföra vektorerna som kan skapas genom att förbinda punkterna med origo kan korrelationerna mellan de olika variablerna uppskattas. Vinkeln bör vara nära 0 grader för en positiv korrelation, 90 grader om inget samband finns och nära 180 grader om en negativ korrelation existerar. Längden på vektorn visar hur starkt sambandet är och 100 % beskrivning placerar variabeln på enhetscirkeln. Om variabeln hamnar nära origo tyder detta på en dålig beskrivning av de PC som används och beskrivningen av denna variabel kan då hittas genom att använda ytterligar PC. Metodbeskrivning av PLS Metodbeskrivningen för Partial Least Squares (PLS) är hämtad ur material framtaget av Håkansson (2012) sam Brereton (2003). Modellen maximerar kovariansen i C och T och tar hänsyn till mätfel i både beroende och oberoende variabler. T-matrisen uttrycker sambandet mellan de beroende och oberoende variablerna. Ett basbyte genomförs där de starkaste korrelat- 33

48 ionerna placeras i de första principalkomponenterna. Metoden förutsätter att ett linjärt samband kan hittas och om detta inte är fallet kan data behöva transformeras eller en olinjär metod istället användas. PLS kräver även en viss regelbundenhet i data. Oregelbundenheter kan leda till att modellen inte kan ta fram några signifikanta samband. Modellen kan hantera korrelerade variabler och ett stort antal beroende variabler. Modellen visas i Ekvation X betecknad de oberoende variablerna, C de beroende variablerna, T kallas för scores och P samt Q för loadings. E och F betecknar felmatriser. X TP C TQ T T E F (4.17) För att kunna använda modellen används W som är en viktningsmatris som beskrivs av Ekvation W X X T T C C (4.18) Scoresmatrisen, T bestäms genom Ekvation T XW (4.19) Loadingmatriserna P och Q kan nu bestämmas genom att lösa ut dessa ur ekvation a och göra en linjär regression. För varje variabel beräknas en modelleringskoefficient, bpls, som beskriver hur variabeln påverkar de beroende variablerna. bpls Beräknas enligt Ekvation b T 1 P * W Q W (4.20) PLS * Genom att implementera modelleringskoefficienten i Ekvation 4.21 kan de beroende variablerna predikteras. C XB E (4.21) En grafisk bild av korrelationerna ges av en så kallad W*Q-plot som kan tolkas på samma sätt som loadingplotten vid PCA. Skillnaden är dock att i denna figur skalas data och storleken på vektorerna kan därför inte visa hur stor del av korrelationeran som beskrivs av figuren. Huruvida modellen kan prediktera data korrekt eller inte utvärderas genom att jämföra predikterad data med observerad data. Då dessa plottas mot varandra bör datapunkterna följa en rät linje med lutningen 1 och skärning med origo. Modelleringskoefficienten bpls utvärderas även då detta är ett medelvärde framtaget genom samtliga datapunkter för en variabel. För att resultatet ska vara signifikant bör Ekvation 4.22 resultera i enbart positiva eller enbart negativa värden. Konfidensintervallet I bör alltså ej innefatta både positiva och negativa värden. Intervallet beräknas utifrån medelvärdet och standardavvikelsen med hjälp av en t-fördelning med 95 % konfidensintervall. 34

49 I b t PLS 1 I 2 * se b PLS (4.22) 2 Vid framtagandet av en modell med hjälp av PLS måste antalet PC bestämmas. Detta kan göras genom att undersöka Root Mean Square (RMS)-felet, som beskriver hur mycket skattad data avviker från observerad data. Detta bör vara så lågt som möjligt och sjunker med användandet av fler PC. Vid överanpassning av modellen kan dock felet öka med ökat antal PC. Ekvationerna som används för framtagande av RMS-felet i de beroende variablerna återfinns i Ekvation 4.23 och Ekvation 4.24 visar motsvarande fel för de oberoende variablerna. 2 I J 1 c c i j 1 ij ij C E a (4.23) I a 1 E X a I J i 1 J 1 x ij IJ a x ij 2 (4.24) 4.5 Industriavloppsvatten från Kågeröd ARV På Kågeröds avloppsreningsverk hämtades prover på industriavloppsvatten. Hur insamlingsproceduren gick till kan ses i Figur 4.5. Proverna hämtades från en utjämningstank. Figur 4.5 Insamlingsproceduren av industriavloppsvatten från utjämningstank. 35

50 Från Kågeröd hämtades förutom det förtjockade vattnet även prover av klarfas och oförtjockat industriavloppsvatten. Industriavloppsvattenproverna hämtades från utjämningstanken innan förtjockaren och tjockfasen och klarfasen hämtades på två separata utlopp på förtjockaren. Detta gjordes samma datum som tjockfasen till BMP-försök 2 hämtades och dessa prover frystes också in innan analys. De analyser som testades på samtliga faser var TS, vilket gjordes i syfte att hitta hur stora volymer av klarfas och tjockfast som erhölls efter förtjockning av industriavloppsvattnet. När TS mättes på klarfasen användes extra stora aluminium formar eftersom provet var väldigt utspätt. Den enda parametern som var känd från början var flödet av industriavloppsvatten och efter TS mätningarna var även torrhalten i samtliga faser känd. I Figur 4.6 ses en schematisk bild över hur industriavloppsvattnet passerar förtjockaren. Beteckningarna återfins i Tabell 4.8. FKF FIV TSIV TSKF FTF TSTF Figur 4.6 Skiss över flöden in och ut ur planavvattnaren. För att beräkna flödena av tjockfas och klarfas sattes en massbalans, Ekvation 4.25, och en torrhaltsbalans upp över förtjockaren, Ekvation Beteckningarna återfins i Tabell 4.8. F IV F KF F TF (4.25) F IV TS F TS F TS (4.26) IV KF KF TF TF Tabell 4.8 Förklaringar och enheter som användes till massbalansen och torrhaltsbalansen över förtjockaren. Beteckning Förklaring Enhet FIV Flöde industriavloppsvatten m 3 /h FKF Flöde klarfas m 3 /h FTF Flöde tjockfas m 3 /h TSIV Torrhalt industriavloppsvatten % av våtvikt TSKF Torrhalt klarfas % av våtvikt TSTF Torrhalt tjockfas % av våtvikt Förutom TS-mätningar gjordes även VS-beräkningar på samtliga strömmar för att se hur fördelningen av organiskt material blir mellan faserna. Vidare mättes halterna av COD och fosfor i industriavloppsvattnet och klarfasen. Eftersom tjockfasen var för klumpig och heterogen beräknades istället halterna av COD och fosfor i denna ström med hjälp av de tidigare beräknade flödesvärdena och de uppmätta halterna. Även detta gjordes för att se hur fosfor och COD fördelades mellan de olika faserna och därmed kunna se vilka mängder som kan förväntas att tjockfasen innehåller om det väljs att transportera den till Öresundsverket för rötning. Externa analyser gjordes av Alcontrol där förekomsten och halten av tungmetallerna Bly, Kadmium, Koppar, Krom, Kvicksilver, Nickel och Zink undersöktes på tjockfasen. 36

51 För att utvärdera lönsamheten i att transportera industriavloppsvattnet till Öresundsverket gjordes beräkningar där det antogs att endast tjockfasen kommer transporteras. Tjockfasens biogaspotential jämfördes med energiåtgången för att transportera tjockfasen till Öresundsverket samt energiåtgången för att värma upp och hålla slammet varmt under tiden det tar att röta det. För att beräkna energikostnaderna för transport av tjockfasen gjordes följande antaganden: Avståndet mellan Kågeröd och Öresundsverket är 29 km och en lastbil kommer behöva köra denna sträcka 2 gånger för varje last. Följande nyckeltal användes rörande energiåtgången för att frakta slammet. Energiåtgången = 0,039 lbränsle/(ton*km), enligt Rodrigue and Comtois, (2013), vilket motsvarar 1400 kj/(ton*km) om det antas att diesel används som energikälla. 1Nm 3 uppgraderad biogas innehåller kj (Biogasportalen, 2014) Energipotentialen i tjockfasen räknades ut med Ekvation 4.27 där energinpotentialen räknades ut per kubikmeter tjockfas. Beteckningen x används för andelen utnyttjad bigaspotential vid Öresundsverket och k står för energiinnehållet i 1 Nm 3 uppgraderad biogas. DE använda beteckningarna kan ses i Tabell 4.9. E VSTF BMP x k (4.27) Tabell 4.9 Förklaringar och enheter till de använda beteckningarna för beräkning av energipotentialen. Beteckning Förklaring Enhet E Energipotential i substrat kj/(m 3 Tjockfas) VSTF Glödförlust i tjockfas ton/m 3 BMP Biokemisk metanpotential Nm 3 CH4/(gVS) x andelen utnyttjad bigaspotential (Nml 3 CH4/(gVS);Öresundsverket)/ (Nm 3 CH4/(gVS);BMP försök) 37

52 38

53 5 Resultat och diskussion Nedan redovisas och diskuteras resultaten från BMP-försöken, innehållsanalyser av slam och industriavloppsvatten samt analys av uppmätt data om Öresundsverkets biogasproduktion. Resultatet från innehållsanalyserna och BMP-försöken redovisas separat. Detta följs av en utvärdering av Öresundsverkets nuvarande biogasproduktion samt en diskussion kring lönsamhet och möjlighet att röta det förtjockade industriavloppsvattnet vid Öresundsverket. 5.1 Innehållsanalys Avloppsslam från Öresundsverket samt rötslam Avloppsslam från Öresundsverket inhämtades och analyserades vid två tillfällen. Slam 1 användes vid BMP1 och Slam 2 vid BMP2. Sammanfattningsvis var skillnaden mellan de två proverna mycket liten. TS- och VS-halten var något högre för Slam 2 men sammansättningen av protein, fett och kolhydrater var ungefär densamma. Då primärslam och bioslam hämtades separat och blandades enligt det genomsnittliga VS-förhållandet i ingående avloppsslam till rötkamrarna vid Öresundsverket kan det blandade slammet skilja något från det som faktiskt går in i rötkamrarna. Rötslammet som inhämtades från rötkamrarna vid Öresundsverket (Mesofil ymp 1 och Mesofil ymp 2) och samt Kävlinge ARV (Termofil ymp), analyserades med avseende på TS, VS samt ph efter avgasning. Koncentration av TS, VS, COD, kväve och fosfor i avloppsslam och rötslam I Tabell 5.1 redovisas resultaten från mätningar av TS, VS, COD, fosfor och kväve. Slam 1 hade en något högre koncentration av TS och VS än Slam 2. Den mesofila ympen som användes i BMP2 samt den termofila ympen som användes i BMP1 hade ungefär hälften så hög koncentration VS och TS jämfört med den mesofila ympen som användes i BMP1, vilket tyder på att den mesofila ympen som användes vid BMP1 hade kunnat avgasas ytterligare för att bryta ner mer substrat innan försöken sattes igång. Tabell 5.1 Innehållsanalys av slam som användes vid BMP-försöken. Substrat TS(%) VS(%) COD(g/l) P(g/l) N(g/l) Slam 1 3,57 2,84 36,9 0,93 1,53 Slam 2 4,22 3, Mesofil ymp 1 3,77 2, Mesofil ymp 2 1,90 1, Termofil ymp 2,00 1, ph i avloppsslam och rötslam ph i ingående slam till rötkammaren uppmättes till 5,52. Rötslam som användes som ymp vid BMP1 hade efter sju dagars avgasning ph 7,08 och den ymp som användes vid BMP2 hade efter 23 dagars avgasning ph 7,48. Den termofila ympen som användes i BMP1 hade ph 8,14. Fördelning av protein, fett och kolhydrater i avloppsslam Figur 5.1 visar fördelningen av fett, protein och kolhydrater för Slam 1 och Slam 2. Resultatet visade att slammet hade ungefär samma fördelning av dessa komponenter trots att de hade 39

54 % av VS olika TS och VS. Fördelningen i slam från Öresundsverket var ca 40 % kolhydrater, 20 % fett och 40 % protein. 120,0 100,0 80,0 60,0 40,0 20,0 0,0 Slam1 Slam2 Kolhydrater 45,6 38,6 Råfett 17,2 20,7 Råprotein 37,3 39,8 Figur 5.1 Fördelning av fett, protein och kolhydrater i avloppsslam från Öresundsverket som användes vid BMP1 (Slam1) och BMP2 (Slam2) Industriavloppsvatten från Kågeröd En innehållsanalys gjordes av det förtjockade industriavloppsvattnet på prover hämtade vid sex olika tillfällen. Resultatet visade som förväntat på stora variationer i innehåll mellan de olika provtagningstillfällena. Koncentration av TS/VS, COD, kväve och fosfor i industriavloppsvatten Samtliga strömmar in och ut från planaavvattnaren vid Kågeröd ARV karakteriserades med avseende på flöde, TS, VS, COD och fosfor. Resultaten kan ses i Tabell 5.2. Där redovisas TS och VS som % av våtvikten som de utgör. Strömmarna som analyserades var ingående industriavloppsvatten till planavvattnaren (IV), klarfas ut från planavvattnaren (KF) samt förtjockat industriavloppsvatten ut från planavvattnaren (TF). 40

55 Tabell 5.2 Resultat över de uppmätta och beräknade parametrarna för industriavloppsvatten från Kågeröd. Substrat Flöde (m 3 /dag) TS (%) VS (%) VS (%av total VS)* COD (g/l) P (g/l) P (% av total P)* IV ,35 0, ,70 0, IV ,49 0, ,69 0, IV ,39 0, ,04 0, IV ,39 0, ,87 0, IV ,37 0, ,21 0, IV ,32 0, ,60 0, KF ,12 0, ,90 0, ,2 KF ,15 0, ,40 0, ,7 KF ,12 0, ,05 0, ,5 KF ,11 0, ,72 0, ,7 KF ,13 0, ,83 0, ,8 KF ,13 0, ,84 0, ,4 TF1 4,19 7,1 5, ,9 3,72 58,8 TF2 4,83 8,5 6, ,89 57,3 TF3 4,62 7,0 5, ,84 57,5 TF4 4,03 8,4 7, ,00 59,3 TF5 4,13 7,1 6, ,51 56,2 TF6 4,91 4,8 3, ,3 3,43 60,6 <TF> 4,44 7,1 6,0 90, ,23 58,3 *Fördelning över faserna. Resultaten från Tabell 5.2 visar att den nuvarande avvattningen av industriavloppsvattnet fungerar bra. Fördelningen av VS mellan tjockfasen och klarfasen visar att ungefär 90 % av den totala VS-halten hamnar i tjockfasen. VS-halten bestämdes i samtliga strömmar experimentellt och det uppmätta värdet skiljde sig i vissa fall från det beräknade på grund av osäkerhet i mätningarna. Vidare uppmättes att av den totala fosforn hamnar 58 % i tjockfasen efter planavvattnaren, vilket visar på att det kan finnas utrymme för att öka andelen fosfor i tjockfasen. ph i förtjockat industriavloppsvatten ph mättes på samtliga tjockfaser samma dag som BMP-försöken startades. Samtliga substrat hade ett ph runt 5. Resultatet redovisas i Tabell 5.3. Tabell 5.3 ph i förtjockat industriavloppsvatten vid BMP-försökens början. TF1-6 är tjockfasprover inhämtade de olika datumen. Substrat ph TF1 4,99 TF2 4,93 TF3 4,90 TF4 4,91 TF5 5,01 TF6 5,15 TF6o 5,08 41

56 % av VS Fördelning av protein, fett och kolhydrater i förtjockat industriavloppsvatten Resultatet från analysen av protein-, fett- och kolhydratinnehåll redovisas i Figur 5.2. Det förtjockade industriavloppsvattnet varierade kraftigt i sammansättning mellan provtagningstillfällena. Generellt var andelen fett avsevärt högre än i avloppsslammet, andelen protein ungefär densamma och andelen kolhydrat avsevärt mindre. Undantaget var TF1 som hade ungefär samma sammansättning som slammet TF1 TF2 TF3 TF4 TF5 TF6 <TF> Kolhydrater 48,5 17,5 17,0 15,2 20,5 7,7 21,1 Råfett 11,2 44,8 28,0 38,5 47,7 48,1 36,4 Råprotein 39,9 36,3 53,7 45,3 31,7 43,1 41,7 Figur 5.2 Resultat angående andelarna av fett, protein och kolhydrater i respektive prov. Koncentration av prioriterade metaller i förtjockat industriavloppsvatten Resultatet från analysen av tungmetaller kan ses i Tabell 5.4. Halten av samtliga metaller varierade relativt lite mellan TF1-TF5 medan TF6 hade ett avsevärt högre innehåll av krom, nickel och zink. TF3 visade på ett högre innehåll av kvicksilver än övrig prover. Halten bly, kadmium och kvicksilver var i många av fallen under mätintervallet och lägsta detekterbara värde antogs därför. Tabell 5.4 Externa analyssvar över sju prioriterade tungmetaller. Substrat Pb (mg/kg TS) Cd (mg/kg TS) Cu (mg/kg TS) Cr (mg/kg TS) Hg (mg/kg TS) Ni (mg/kg TS) TF1 <2,0 0, ,6 <0,025 4,5 62 TF2 <2,0 <0, ,5 <0,025 4,9 61 TF3 <2,0 0, ,0 0,047 3,5 48 TF4 <2,1 <0, ,4 <0,025 4,4 52 TF5 <2,1 <0, ,3 <0,025 4,2 83 TF6 <1,9 0, <0, <TF> <2,0 0, <0,029 5,8 69 Zn (mg/kg TS) 42

57 Metanproduktion (NmL CH4 / g VS) 5.2 BMP BMP-försöken utfördes i två omgångar. BMP1, som syftade till att utreda avloppsslammets biogaspotential vid mesofil och termofil rötning, resulterade i otillförlitliga resultat vid användning av ymp från Öresundsverket. Detta antogs bero på ett högt substratinnehåll i förhållande till antalet mikroorganismer till följd av den korta uppehållstiden som för närvarande hålls i rötkamrarna. På grund av detta förlängdes avgasningstiden för ympen till BMP2 som beskrivet i metodavsnittet. BMP2 syftade till att utvärdera biogaspotentialen i förtjockat industriavloppsvatten från Kågeröd ARV. I figurerna anges standardavvikelsen inom varje triplikat med felstaplar. I de fall då standardavvikelsen var mycket låg syntes inte felstaplarna utanför kurvan BMP-försök 1 BMP1 pågick i 34 dagar och avslutades då de flesta flaskorna visade ingen eller mycket låg gasproduktion. Undantaget var referensen som rötades mesofilt och som under större delen av försöksperioden producerade mycket lite gas. Dessa flaskor avslutades trots att gas fortfarande producerades då försöket inte ansågs ge tillförlitliga resultat till följd av hög gasproduktion från ympen. Mesofil rötning av avloppsslam från Öresundsverket och industriavloppsvatten från Kågeröd Resultaten från mesofil rötning av slam och industriavloppsvatten med Öresundsverkets ymp redovisas i form den ackumulerade gasproduktionen över tid och kan ses i Figur Slam Cellulosa-Referens Industrivatten Tid (Dagar) Figur 5.3. Försöksserie MM. Mesofil rötning av slam och industriavloppsvatten med ymp från Öresundsverket. I försöket uppgick den totala metanproduktionen till 269 Nml/g VS för avloppsslam, 12 Nml/g VS för referenssubstratet och 104 Nml/g VS för industriavloppsvattnet. Det dröjde 5 dagar innan metanproduktionen i försöken med slam översteg den från blanken och efter 16 dagar avtog metanproduktiviteten markant även om en viss mängd metan fortsatte att produceras fram till försökets slut. Vid rötning av slam var ympens bidrag hela 51 % av den totalt producerade gasen och utrötningsgraden på slammet blev 51 % av VS. Under försöket regi- 43

58 strerades även ett läckage från en av referensflaskorna som då plockades bort ur beräkningarna. Samtliga prover hade en lag-fas, vilket betyder metanproduktionen från dessa initialt inte översteg den från blanken. Detta troddes bero på att ympen som användes innehöll en stor mängd icke nedbrutet material, vilket vid tillsats av ytterligare substrat ledde till en överbelastning av ympen. Ympen som hämtades från Öresundsverket kom från en process där uppehållstiden i mer än en månad hade hållits under 10 dagar. Den korta uppehållstiden resulterar i en hög belastning, vilket kan leda till att intermediära föreningar (VFA) ackumuleras vilket i sin tur resulterar i en låg alkalinitet och en ökad risk för störningar i ph. Med en kort uppehållstid finns också en risk för att metanogener tvättas ut ur processen. Eftersom gasproduktionen initialt uppmättes vara negativ för cellulosan och industriavloppsvattnet antyder detta att ympen hade svårt att hantera substrat som den inte var anpassad för. Eftersom försöket avbröts efter knappt 34 dagar hade dessa flaskor inte hunnit rötas fullt ut vilket även syns på den uppåtgående trenden i Figur 5.3. Vidare syns även att eftersom lagfasen var ungefär 7 dagar för slammet tog det lång tid för ympen att komma igång med nedbrytningen då den lätt blev överbelastad. Genom att avgasa ympen en längre tid än 7 dagar hade en större andel näringsämnen kunnat brytas ner innan försökets början och mikroorganismerna hade också kunnat få tid att tillväxa. Detta hade troligtvis lett till att ympen inte hade varit lika känslig för tillförsel av lättnedbrytbara material och även till att en större andel av den totalt bildade metanen hade producerats från substratet som rötades istället för från ympen. Termofil rötning av avloppsslam från Öresundsverket Vid termofil rötning gick processen snabbare än vid de mesofila försöken, vilket var förväntat. Både försöket med ymp från Öresundsverket (serie MT) och ymp som redan från början var anpassad till den aktuella temperaturen (serie TT) resulterade i en högre metanpotential samt snabbare nedbrytning än de mesofila försöken. Figur 5.4 visas den ackumulerade metanproduktionen för serie MT. 44

59 Metanproduktion (NmL CH4 / g VS) Metanproduktion (NmL CH4 / g VS) Cellulosa-Referens Tid (Dagar) Slam Tid (Dagar) Figur 5.4. Försöksserie MT. Termofil rötning av slam med mesofil ymp från Öresundsverket. Då Öresundsverkets mesofila ymp användes erhölls en metanpotential på 312 Nml/g VS för slam och 337 Nml/g VS för referenssubstratet. Vidare tog det ungefär 16 dagar innan den ackumulerade metanproduktionen hade nått en stabil nivå för både slammet och referensen. Lagfasen var nästan obefintlig då gasproduktionen kom igång redan efter någon dag. Detta var anmärkningsvärt då en lagfas var förväntad till följd av att ympen skulle behöva tid för att anpassa sig till temperaturökningen. Ympens gasproduktion utgjorde ca 44 % av den totalt bildade gasen och utrötningsgraden på slammet var på 58 % av VS. Resultaten för serie TT då den termofila ympen användes kan ses i Figur

60 Metanproduktion (NmL CH4 / g VS) Metanproduktion (NmL CH4 / g VS) Cellulosa-Referens Tid (Dagar) Slam Tid (Dagar) Figur 5.5. Försöksserie TT. Termofil rötning av slam med termofil ymp från Kävlinge. Då en termofil ymp användes startade rötningsprocessen omedelbart, gasproduktionen avtog efter 11 dagar och kom totalt upp till 334 Nml/g VS för slammet. Motsvarande värde för referensen var 402 Nml/g VS. En stabil nivå på den ackumulerade gasproduktionen nåddes efter ca 11 dagar för både slam och cellulosa. Ympen producerade 11 % av den totala volymen bildad gas och utrötningsgraden blev 68 % av VS. Resultaten från det termofila utrötningsförsöket visade att den termofila ympen gav högst biogaspotential jämfört med den mesofila ympen samt att nedbryningen av substratet gick snabbare. Detta resultat var rimligt eftersom det i en mesofil ymp finns lite termofila organismer. Av den mesofila ympen hade således endast en liten del av mikrofloran i serie MT överlevt temperaturskiftet från mesofila till termofila förhållanden. Till följd av detta förväntades de termofila organismerna behöva en viss tid för att tillväxa innan produktion av biogas skulle kunna ske i större utsträckning, vilken förvånande nog inte var fallet då serie MT började producera biogas nästan omedelbart. Detta tyder på att mikroorganismerna vid 46

61 Öresundsverket skulle kunna hantera en temperaturförändring bra men kontinuerliga försök rekommenderas för att undersöka detta ytterligare. I både serie MT och TT var nedbrytningen av kontrollsubstratet god, vilket kan ses i den höga uppmätta biogaspotentialen för referenssubstraten. Värt att kommentera är att cellulosan i serie TT uppnådde en biogaspotential som var mycket nära det teoretiska värdet på 415 Nml/g VS. Vid utrötningsförsök brukar den teoretiska metanpotentialen inte uppnås eftersom en liten del av energin går åt till att bilda biomassa. Utrötningsgraden uppmättes i dessa flaskor till 75 % vilket gör att den metanpotentialen teoretiskt sett borde ligga runt 311 Nml/gVS. Mätningar av utrötningsgraden var dock osäkra. Anledningen till den höga uppmätta metanpotentialen tros bero på en högre nedbrytningsgrad än uppmätt eller på feldosering av cellulosa vid försökets början. Summering av BMP 1 En summering av resultaten för BMP-försök 1 gällande rötning av slam kan ses i Tabell 5.5. Tabell 5.5 Sammanställning av resultat vid rötning av slam. Försöksserie Tid innan stabil nivå (dygn) Producerad metan (Nml/g VS) 47 Ympens metanbidrag (%) Utrötningsgrad (% av VS) MM 16* ,2 MT ** 7,5 TT ** 7,7 *Metanproduktionen avtog kraftigt men fortsatte till försökets slut. ** En av flaskorna i serien hade en orealistiskt hög utrötningsgrad och uteslöts därför. Resultaten från BMP1 kan endast ge indikationer på skillnader i BMP mellan de olika serierna. Osäkerheten då den mesofila ympen användes var mycket hög, eftersom dessa försök resulterade i en hög metanproduktion från ympen. Resultaten tyder på att termofil rötning kan vara ett alternativ för att få högre metanproduktion från slammet. I det satsvisa utrötningsförsöket erhölls en högre metanpotential och även högre utrötningsgrad. Förklaringen till detta kan vara att en högre temperatur bidrar till att hydrolysen går snabbare och att mer svårnedbrytbara material bryts ner lättare. Försöket visade även att Öresundsverkets mesofila ymp gick att använda under termofila förhållanden. Dock inte med lika bra resultat som den termofila ympen från Kävlinge eftersom denna snabbare nådde en stabil nivå samt gav högre gasproduktion. Vidare ses det att vid nästa rötförsök bör en längre avgasningstid för Öresundsverkets ymp användas eftersom ympen stod för en stor andel av den bildade metanen. Efter försökets slut syntes det att termofil rötning resulterade i ett högre ph än mesofil rötning. Dock hade serie MT lägre värden än den serie TT vilket återigen troddes bero på att Öresundsverkets rötkamrar under en längre tid utsatts för en hög belastning, vilket gjort att mikrofloran blivit mer känslig för störningar ibland annat ph BMP-försök 2 BMP2 gav ett tydligare resultat än BMP1 vilket relaterades till att ympen avgasades under en längre tid och på så vis hann bryta ner det substrat som redan fanns i ympen vid provtagningstillfället. Detta ledde till att ympen inte överbelastades på samma sätt som i BMP1 och gasproduktionen från ympen var lägre. Ympens bidrag till den producerade metanen varierade i BMP2 mellan 18 % - 27 %, och hade alltså halverats jämfört med BMP1. TS samt VS mättes före och efter avgasning av ympen och resultatet visade en VS-reduktion på 54 %. Resultatet redovisas i Tabell 5.6. ph

62 Metanproduktion (NmL CH4 / g VS) Metanproduktion (NmL CH4 / g VS) Tabell 5.6 Förändring i VS vid avgasning av ymp från Öresundsverket. VS före avgasning VS efter avgasning VS-reduktion (% av våtvikt) (% av våtvikt) (%) 2,269 1, Försöket avslutades efter 35 dygn och vid den sista mätningen av metanhalten i flaskorna syntes en minskning. Minskningen troddes bero på att förändringen i metanproduktionen var mindre än det mätfel som kunde förväntas från mätningarna kombinerat med en större ökning av metan i blanken jämfört med övriga flaskor. Resultatet sammanställdes utifrån den högst uppmätta metanhalten, vilken var efter 26,5 dygn. Detta beslut grundade sig i att tekniska problem vid den sista mätningen gjorde att tillförlitligeten i detta resultat bedömdes vara lägre än den föregående mätningen. En av flaskorna i triplikatserien TF6 uteslöts från samtliga mätningar då det upptäcktes att denna läckt ut all bildad gas under försökets första två dagar. Mesofil rötning av avloppsslam från Öresundsverket Figur 5.6 visar metanproduktionen vid rötning av slam från Öresundsverket samt rötning med cellulosa som referensmaterial. Referensen producerade förhållandevis lite gas; 289 Nml CH4/g VS. Den teoretiska metanpotentialen för cellulosa är som tidigare nämnts 415 Nml CH4/g VS. Den låga uppmätta metanpotentialen för referensen antyder att ympen inte var anpassad till att röta denna typ av material. Vid mätning av ph vid försökets slut uppmättes ett lägre ph i referensflaskorna än i övriga flaskor. Detta ph låg runt 7,0 medan övriga flaskor hade ett ph runt 7,2-7,3 vid försökets slut. Öresundsverkets avloppsslam uppnådde en metanpotential på 333 Nml CH4/g VS. Detta resultat bedömdes vara mer tillförlitligt än motsvarande från BMP1. Referens Slam Tid (Dagar) Tid (Dagar) Figur 5.6 BMP vid mesofil rötning av slam och cellulosa med ymp från Öresundsverket. Mesofil rötning av förtjockat industriavloppsvatten från Kågeröd ARV Figur 5.7 visar BMP-resultatet vid rötning av det förtjockade industriavloppsvattnet. Metanpotentialen för det förtjockade industriavloppsvattnet varierade mellan Nml CH4/g 48

63 Metanproduktion (NmL CH4 / g VS) Metanproduktion (NmL CH4 / g VS) Metanproduktion (NmL CH4 / g VS) Metanproduktion (NmL CH4 / g VS) Metanproduktion (NmL CH4 / g VS) Metanproduktion (NmL CH4 / g VS) VS, vilket var betydligt högre än slammets metanpotential. TF1, TF3, TF4 och TF5 gav mycket lika resultat och låg något högre än TF2 och TF Tjockfas Tjockfas Tid (Dagar) Tid (Dagar) Tjockfas Tjockfas Tid (Dagar) Tid (Dagar) Tjockfas Tjockfas Tid (Dagar) Tid (Dagar) Figur 5.7 BMP vid mesofil rötning av förtjockat industriavloppsvatten med ymp från Öresundsverket. Förbehandling av förtjockat industriavloppsvatten Hur frysningen av det förtjockade industriavloppsvattnet påverkade biogaspotentialen utvärderades genom att göra ett referensprov till TF6 där substratet inte frystes. Figur 5.8 visar en jämförelse mellan metanproduktionen från det frysta respektive inte frysta TF6. Resultatet 49

64 Metanpotential (Nml CH4/gVS) Metanproduktion (NmL CH4 / g VS) tyder på att frysningen ökade biogaspotentialen med 13 %. Vid beräkning av lönsamheten i att röta tjockfasen vid Öresundsverket räknades därför biogaspotentialen om för att motsvara potentialen i ett obehandlat substrat. Tjockfas6 Fryst Tjockfas6 Obehandlad Tid (Dagar) Figur 5.8 BMP för fryst respektive obehandlad tjockfas från Kågeröd. Metanpotentialen hos respektive tjockfas redovisas i Figur 5.9 där potentialen även räknats om för att kompensera effekten av frysningen. De vänstra staplarna för varje prov visar den experimentellt uppmätta metanpotentialen medan de vänstra staplarna visar den förväntade metanpotentialen då tjockfasen ej förbehandlas genom frysning TF1 TF2 TF3 TF4 TF5 TF6 Uppmätt metanpotential Metanpotential obehandlat substrat Figur 5.9 Uppmätt metanpotential för tjockfas från Kågeröd samt beräknad metanpotential efter kompensation för effekten av frysningen. Summering av BMP2 En summering av resultaten från BMP2 gällande rötning av slam kan ses i Tabell 5.7 där medelvärdet för metanpotentialen i den frysta tjockfasen var 439 Nml/g VS. Även efter att metanpotentialen för det förtjockade industriavloppsvattnet räknats om för att kompensera förbe- 50

65 handlingseffekten som uppkom till följd av frysning tyder resultatet på att metanpotentialen är högre i tjockfasen än i Öresundsverkets slam. ph uppmättes vara relativt lågt i samtliga referensflaskor, i medel 6,99, vilket kan förklara den oväntat låga uppmätta metanpotentialen för referenssubstratet. I övriga flaskor uppmättes ett ph runt 7,2-7,3, vilket tyder på att biogasproduktionen i dessa försök inte hämmats av lågt ph. Utrötningsgraden beräknades till 89 % för referensen, trots att metanproduktionen varit förhållandevis låg. Detta tyder på att VS brutits ner till andra komponenter än metan. För slammet var utrötningsgraden 58 %, vilket stämmer väl överens med motsvarande försök i BMP1. Utrötningsgraden för tjockfaserna gick inte att beräkna då innehållet i flaskorna var mycket inhomogent och ett representativt prov därför inte kunde tas. Detta berodde på att tjockfasen innehöll mycket polymer som inte bröts ner under försöket. Det var också svårt att göra en bedömning av hur stor del av det fasta materialet efter försöket som bestod av polymer och hur stor del som bestod av nedbrytbart material. Tabell 5.7 Sammanställning av resultat från BMP2 där TF 1-6 utgör tjockfasproverna hämtade vid olika provtagningsdatum. Försöksserie Metanpotential (Nml/g VS) Metanpotential obehandlat substrat (Nml/g VS) Ympens bidrag (%) Utrötningsgrad (% av VS) Referens ,99 Slam ,17 TF ,19 TF ,16 TF ,25 TF ,26 TF ,28 TF ,22 TF6o ,22 <TF> ,23 ph Figur 5.10 visar en sammanställning av BMP2. Som ses i figuren gav TF2-TF5 liknande resultat medan TF2 och TF6 hade en något lägre biogaspotential. Samtliga TF hade en högre biogaspotential än avloppsslam från Öresundsverket. 51

66 Metanproduktion (NmL CH4 / g VS) Dagar Slam Cellulosa- Referens Tjockfas1 Tjockfas2 Tjockfas3 Tjockfas4 Tjockfas5 Tjockfas6 Tjockfas6 Obehandlad Figur 5.10 Biokemisk metanpotential för samtliga substrat i BMP-försök Sammanfattning och utvärdering av Öresundsverkets nuvarande biogasproduktion Uppmätt data angående Öresundsverkets biogasproduktion 2013 finns sammanställd nedan. Den statistiska analysen gjordes på data uppmätt under för att utvärdera huruvida variationer i olika driftparametrar har en signifikant betydelse för biogasproduktionen vid nuvarande drift Sammanställning av Öresundsverkets biogasproduktion En sammanställning av data från Öresundsverkets interna driftskontroll där erhållna data räknades om till genomsnittliga dagsvärden finns i Appendix IV. Översikt En sammanställning av de viktigaste parametrarna som mäts rörande Öresundsverket biogasproduktionen kan ses i Tabell 5.8. Tabell 5.8 Sammanställning av driftparametrar rörande Öresundsverkets biogasproduktion. Parameter Värde Enhet Gasproduktion 4746 Nm 3 /dygn Metanproduktion 2611 Nm 3 /dygn TS primärslam 5,6 % TS bioslam 1,2 3,1 % TS bioslam 3,4 3,3 % Andel ingående primärslam 28 % Andel ingånde bioslam 78 % Ingående slam TOT 339 m 3 /dygn Genomsnittlig temp i RK 34,3 C TS utgående slam RK 2,7 % TS utgående slam slamsilo 2,6 % Öresundsverket producerade under 2013 i snitt 4746 Nm 3 /dygn biogas och 2611 Nm 3 /dygn 52

67 uppgraderad metangas. I genomsnitt var halten metan i den bildade biogasen 55 %. Den faktiska mängden bildad gas var omöjlig att fastställa då den stundtals facklas på väg till uppgraderingsanläggningen. Bägge rötkamrar har tillsammans en volym på 6200 m 3. Ingående slam till rötkamrarna var 339 m 3 /dygn varav 27,3 m 3 /dygn var externslam. Av detta stod primärslammet för 94,62 m 3 /dygn och bioslammet för 244,80 m 3 /dygn. Förhållandet mellan primärslam och bioslam beräknades till 28:72. TS-halten i Öresundsverkets tre förtjockare mäts kontinuerligt. TS i förtjockare 1 var under ,68 %. Förtjockare 2 som behandlar bioslam från linje 1,2 och förtjockare 3 som behandlar bioslam från linje 3,4 hade i genomsnitt en TS-halt på 3,08 respektive 3,32 %. Metallhalterna i Öresundsverkets färdigrötade och avvattnade slam sammanställs i Tabell 5.9. Dessa värden är sammanställda för år 2012 eftersom mer aktuell data inte kunde erhållas. Tabell 5.9 Metallhalter i Öresundsverkets rötade slam Metall Bly Kadmium Koppar Krom Kvicksilver Nickel Zink Halt (mg/kg TS) 21 0, , Med hjälp av värden från Tabell 5.8 gjordes vidare beräkningar av ytterligare driftparametrar som sammanfattas i Tabell Tabell 5.10 Driftparametrar beräknade från uppmätt data vid Öresundsverket. Parameter Värde Enhet TS ingående slam till RK 3.9 % Slam ut ur RK 276 m 3 /dygn Medeluppehållstid 18,3 dygn VS ingående slam 3,01 % VS utgående slam 1,75 % Utrötningsgrad 0,53 Bildad metan/tillförd VS 256 Nml/g Energiåtgång/tillfört slam kj/m 3 TS-halten i ingående slam till RK beräknades till 3,9 % enligt ekvation 4.9. Volymen slam ut från rötkamrarna beräknades till 252 m 3 /dygn enligt ekvation 4.10 vilket ger att 87 m 3 /dygn av slamvolymsflödet försvinner ifrån processen i form av biogas och vattenånga. Beräkningarna för flödet ut ur rötkamrarna är mycket ungefärliga. Möjliga förklaringar till den stora skillnaden mellan inflöde och utflöde till rötkamrarna kan vara att det faktiska flödet ut från RK inte mäts och således är högre än det beräknade. Flödesmätningarna in till RK kan också visa felaktiga värden till följd av beläggningar i rören. Mätaren är kalibrerad efter en viss rördiameter och eftersom flödet i röret bestäms av flödeshastigheten samt diameter på röret överskattas volymsflöde om diametern minskar till följd av beläggningar. Vidare erhölls också att TS-halten från slamsilon till avvattningscentrifugen var 2,6 % vilket betyder att TS-halten sjunker med 0,1 procentenheter i slamsilon. Det faktum att TS-halten sjunker under tiden slammet är i slamsilon kan bero på att ytterligare nedbrytning sker vilket 53

68 bildar gas som avgår från processen eller på att det tillförs vatten till denna del av processen i form av regn. Medeluppehållstiden beräknades med ekvation 4.11 till 18,3 dygn för VS-innehållet i slammen beräknades till 3,01 % för totalt ingående slam till RK och 1.75% för det utgående slammet från RK. Med hjälp av ekvation 4.12 beräknades utrötningsgraden under 2013 i genomsnitt till 0,53. Vidare erhölls att mängden bildad metan per tillförd VS var 256 Nml/g. Då resultaten från BMP2 gällande mesofil rötning av avloppsslam jämfördes med nuvarande metanproduktion på Öresundsverket syntes det att under 2013 utnyttjades 77 % av den teoretiska metanpotentialen i slammet. Vidare är det viktigt att understryka att en kontinuerlig process är väldigt svår att jämföra med ett satsvist rötförsök då uppehållstiden vanligen är kortare i den kontinuerliga processen. Substratkoncentrationen hålls också på en jämn nivå då nytt substrat hela tiden tillförs, medan den sjunker med tiden i ett satsvist utrötningsförsök. Detta gör det svårt att jämföra nedbrytningshastigheten, då denna är beroende av substratkoncentrationen. Energiåtgången per kubikmeter slam beräknades för Öresundsverket till kj/m 3. Detta gjordes genom att undersöka hur mycket energi det värmande vattnet till värmeväxlarna gav ifrån sig, vilket gjordes enligt Ekvation Således anger denna siffra både energikostnaden för uppvärmning av slammet till rötkammarens temperatur samt energiförluster. De största energiförlusterna antogs utgöras av gas som lämnar rötkammaren samt värmeförluster genom rötkammarväggarna. Energiåtgången beräknades även med given data från fjärrvärme stationen och Ekvation Resultatet som erhölls blev i det fallet kj/m 3. Den teoretiska energiåtgången för att värma 1000 kg vatten från 7,2 till 34 o C beräknades till kj enligt Ekvation Då detta värde jämfördes med den beräknade energiåtgången för rötkammarprocessen vid Öresundsverket bedömdes den beräknade energin vara orimligt låg då den endast utgjorde 33 % av den teoretisk möjliga. Möjliga förklaringar till detta kan vara att flödesmätaren in till RK är dåligt kalibrerad och att inflödet därmed överkattas. Detta leder till att större volymer antas komma in i rötkammaren och därmed blir den beräknade energiåtgången mindre per kubikmeter slam. Flödesmätarna och temperaturmätarna på värmeväxlarna kan ge felaktiga värden vilket leder att temperaturskillnaden och flödet underskattas. Detta medför i sin tur att varmvattnets avgivna energi underskattas Statistisk analys Val av parametrar Appendix V visar en grafisk analys av korrelationen mellan samtliga undersökta parametrar. Sambanden mellan samtliga parametrar undersöktes var för sig. Resultatet tyder på att avvattningsegenskaperna inte påverkas av några av de uppmätta driftparametrarna och heller inte har något samband med gasproduktionen. Data för avvattning togs därför bort ur vidare analyser. Koncentrationen VFA verkade inte ha stor inverkan på de andra parametrarna men togs med i vidare analys för att undersöka eventuella samband närmare. Dock bör här påpekas att analysen endast gäller för de intervall inom vilka driftparametrarna har varierat under den aktuella perioden och resultaten säger därför ingenting om hur processen skulle påverkas av variationer utanför detta intervall. Efter en första analys reducerades antalet undersökta parametrar till 15 st och dessa listas i Tabell 5.11 och Tabell I tabellen listas även inom vilka 54

69 intervall de olika parametrarna varierade, om mätningarna är kontinuerliga eller stickprov samt hur stor andel av datamaterialet som saknas och därför ersatts med ett medelvärde. Tabell 5.11 Uppmätta och beräknade värden för beroende variabler. Beroende variabler Intervall Mätmetod Andel saknade värden (%) Gasproduktion Nm 3 /h Kontinuerlig 2 Svavelvätehalt i gas 4, ppm Kontinuerlig 2 Utrötningsgrad 0-59 % av TS Kontinuerlig/Stickprov* 18 Tabell 5.12 Uppmätta och beräknade värden för oberoende variabler. Index Oberoende variabler Intervall Mätmetod Andel saknade värden (%) 1 Flöde järnklorid till förtjockare 0 46 l/h Kontinuerlig 0 2 Medeltemperatur RK1 och RK o C Kontinuerlig 0 3 Uppehållstid 7,6 26 dygn Kontinuerlig* 0 4 Totalflöde till rötkammare m 3 /dygn Kontinuerlig* 0 5 Andel primärslam i inflöde % våtvikt Kontinuerlig* 0 6 TS-halt i RK 1,6 3,9 % Stickprov 10 7 Omrörningsmoment i RK % Kontinuerlig 0 8 ph i RK 6,7 7,5 Stickprov 5 9 PO4 i RK mg/l Stickprov 8 10 VFA i RK mg/l Stickprov 8 11 Total alkalinitet i RK mg/l Stickprov 8 12 Bikarbonat i RK mg/l Stickprov 8 *Beräknad från uppmätt data. Analys av rådata Data kunde delas upp i kontinuerliga mätningar och stickprover. Mätosäkerheten hos stickproverna bedömdes vara lägre än de kontinuerliga mätningarna då mätutrustningens kvalitet var lättare att kontrollera. Uppmätta flöden bedömdes ha relativt hög mätosäkerhet då mätutrustningen inte tar hänsyn till eventuella beläggningar. Vissa dagar uppmättes flödet primärslam ut från förtjockarna vara högre än det totala slamflödet in i rötkamrarna. Detta tyder på att mätutrustningen kan vara dåligt kalibrerad. Hur detta påverkade analysen var svårt att avgöra. Om mätfelen är oberoende av tiden och det uppmätta värdets storlek har detta ingen inverkan på resultatet av denna analys då det är variationer som studeras. Skulle mätfelet variera med tiden eller det uppmätta värdets storlek kan detta påverka resultatet då det kan ge en missvisande bild av hur slamflödet påverkar övriga variabler. Den statistiska analysen var bristfällig på grund av en avsaknad av tillförlitlig data. Problematiskt för analysen var att mängden producerad gas bara innefattar den gas som går in till uppgraderingsanläggningen, men inte den gas som facklas bort innan dess. Hur mycket gas som facklas är okänt och den faktiska gasproduktionen går därför inte att beräkna. Utrötningsgraden som beräknades antogs ligga något lägre än i verkligheten eftersom flödet ut ur rötkamrarna i beräkningarna antogs vara detsamma som inflödet. Att värdet var högre än i verkligheten påverkar i sig inte analysen då det är variationerna som studeras. Dock förutsätter detta att förhållandet mellan mängden ingående och utgående slam är konstant. Detta antagande 55

70 kan dock inte göras då slamflödet ut beror av såväl uppehållstid som temperatur i rötkammaren. Den beräknade utrötningsgraden bedömdes därför innehålla en hög grad av osäkerhet, som förstärktes av det höga bortfallet av data. Genom att studera hur de olika variablerna förändrats över tiden kunde vissa samband urskiljas. En ökning av gasproduktionen skedde gradvis från 2011 till 2013, vilket vid en första analys av data, som kan ses i Appendix VI, kan relateras till en ökad uppehållstid och alkalinitet samt en minskad TS i rötkamrarna genom att graferna följer samma eller motsatt trend. Förändringen över tiden i dessa parametrar kan alla relateras till det faktum att en av rötkamrarna var ur drift under ett års tid från maj 2011 till maj Då endast en rötkammare användes, ledde detta till en dubbelt så hög belastning på processen, vilket kan förklara variationer i TS och alkalinitet. Analys av data PCA Förklaringsgraden, som illustreras i Figur 5.11, var med två PC 46 % och med tre PC 56 % vilket betyder att Figur 5.12 visar knappt hälften av sambanden där endast två PC används för att skapa figuren. Övriga samband låg placerade i andra PC. 100 Andel beskrivna samband per PC (%) Förklaringsgrad, R Antal principalkomponenter Figur 5.11 Förklaringsgraden för PCA-analysen. 56

71 Ur Figur 5.12 kan korrelationer mellan variablerna utläsas genom att studera vinkeln mellan de vektorer som bildas då punkterna förbinds med origo samt avståndet till origo. 1 Loadingplot - Driftparametrar och output TS RK 0.4 PC Svavel Omrörning Uppehållstid PO4 Järnklorid Medeltemp Andel primärslam Bikarbonat Alkalinitet Gasflöde VFA ph -0.4 Utrötningsgrad Flöde in RK PC1 Figur 5.12 Loadingplot för PCA-analysen. Resultatet visade inga tydliga korrelationer vare sig mellan driftparametrar eller beroende variabler då avståndet till origo var kort. En stor del av korrelationerna beskrivs därmed av övriga PC. För en mer djupgående analys kan loadingplottar med andra PC studeras. Resultatet tyder på att gasproduktionen var positivt korrelerad med hög alkalinitet, hög halt Bikarbonat, hög andel primärslam, hög medeltemperatur, högt ph och lång uppehållstid då vinkeln mellan dessa variabler var liten(ca 0-60 grader). Den högsta uppmätta temperaturen var 38 o C och medeltemperaturen låg på ca 34 o C vilket gör att en positiv inverkan av högre temperaturer inte är förvånande då den ideala temperaturen för mesofil rötning ligger runt 37 o C. Att en längre uppehållstid skulle ge ett högre gasflöde är något oväntat då gasproduktiviteten förväntas vara som högst vid höga halter substrat. En lång uppehållstid leder till högre nedbrytningsgrad, lägre genomsnittlig substrathalt i rötkammaren och därmed ett högre utbyte. Gasflödet mäts dock per tidsenhet och förväntades vara högst vid höga halter substrat. Beteendet kan även förklaras med att en av rötkamrarna var avställd under en period och att uppehållstiden då blev mycket kort, som lägst 7,6 dygn, vilket kan ha lett till att mikroorganismerna i viss grad tvättats ur processen vilket i sin tur hed lett till väldigt låg gasproduktivitet. En hög halt VFA visade sig minska gasproduktionen, vilket var väntat. Utrötningsgraden korrelerade positivt med ett högt slamflöde in till rötkamrarna och högt ph, men inte alls med uppehållstiden, vid användande av PC1 och PC2. Detta resultat var något oväntat då en längre uppehållstid normalt leder till en högre utrötningsgrad eftersom mikroorganismerna får längre tid på sig att bryta ner substratet. Resultatet tydde även på att utröt- 57

72 ningsgraden påverkas negativt av en kraftigare omrörning, hög svavelväteproduktion och hög dos tillsatt järnklorid. Den beräknade utrötningsgraden bedömdes dock vara högst osäker och resultatet bedömdes därför inte vara särskilt tillförlitligt. Svavelväteproduktionen korrelerade något oväntat positivt med mängden tillsatt järnklorid vilket kan förklaras med att järnkloriden tillsätts i primärslammet och att flödet primärslam in till rötkamrarna varierar från dag till dag. Mängden tillsatt järnklorid i primärslammet behöver därför inte korrelera med koncentrationen järnklorid i rötkamrarna. Järnkloriden doseras automatiskt och anpassas till flödet primärslam in till förtjockarna. Koncentrationen järnklorid kan därför antas bero linjärt med flödet primärslam. En högre omrörningshastighet och TShalt verkar enligt analysen öka svavelväteproduktionen medan en hög utrötningsgrad och högt ph verkar påverka svavelväteproduktionen negativt. Modellering av rötprocessen PLS2 För att avgöra hur många PC som skulle användas i modelleringen beräknades RMS-felet som en funktion av antalet komponenter. RMS-felet är ett mått på hur mycket modellens skattade värden skiljer sig från de faktiskt uppmätta. Resultatet redovisas i Figur Figur 5.13 RMS-felet vid modellering med PLS. Felet visade sig minska ganska kontinuerligt med ökande antal PC för de oberoende variablerna och det var därför svårt att utifrån detta resultat avgöra hur många PC som lämpade sig för modelleringen. För de beroende variablerna skedde en markant minskning i RMS-felet fram tills 4 PC där minskningen avtog. Felet var som lägst vid användande av 6-8 PC. En jämförelse gjordes därför mellan modeller med 4, 5 och 6 PC med avseende på prediktionsfel och signifikans. Flest signifikanta resultat gavs vid användandet av 5 PC. Nedan redovisas resultatet av modelleringen vid användande av 5 PC. 58

73 Figur 5.14 visar hur skattad data förhåller sig till uppmätt data. Vid en bra modellering bör skattad data ligga så nära uppmätt data som möjligt och alla punkter bör därför ligga på en linje som går genom origo och har lutningen 1. Denna linje finns markerad i figuren och det är tydligt att prediktionen av samtliga beroende variabler avviker kraftigt från faktiska data. Anmärkningsvärt var att resultatet för svavelväteproduktionen antyder ett logaritmiskt samband. 4 Gasproduktion 4 Svavelväteproduktion 4 Utrötningsgrad Skattad data 1 0 Skattad data 1 0 Skattad data Observerad data Observerad data Observerad data Figur 5.14 Skattad data mot observerad data enligt modellering med PLS. Figur 5.12 visar hur samtliga variabler, beroende som oberoende, korrelerar med varandra. Figuren begränsas av att den endast visar två av de fem PC som har används i modellen men ger en fingervisning på hur de olika variablerna beror av varandra. Sambanden kan tolkas på samma sätt som i Figur 5.12 där en vinkel nära 0 grader tyder på positiv korrelation och en vinkel nära 180 grader tyder på en negativ korrelation. I Figur 5.15 kan ses att gasproduktionen och utrötningsgraden korrelerar positivt med varandra men negativt med svavelväteproduktionen. Modellen visar också på samma samband som PCA-analysen, vilket är positivt då detta tyder på att den i viss mån kan förutsäga de beroende variablerna utifrån de oberoende. 59

74 1 TS i RK Omrörning Svavelväte Järnklorid PO4 Temp Uppehållstid Gasproduktion Bikarbonat Alkalinitet W*q 0 VFA Andel primärslam ph -0.2 Flöde in RK Utrötningsgrad W*q Figur 5.15 W*Q vid modellering med PLS. I Figur 5.16 illustreras de beroende variablernas påverkan av de olika driftparametrarna, vilka är numrerade enligt Tabell bpls illustreras med en cirkel och standardavvikelsen från denna utgör ändpunkterna på staplarna. De exakta värdena för konfidensintervallet och bpls redovisas i Tabell 5.13, Tabell 5.14 och Tabell De variabler vars staplar är enbart positiva eller enbart negativa betraktas ha en signifikant påverkan som modellen kan återge. Storleken på b-värdet visar hur stark korrelationen är och kan jämföras med storleken på vektorn från origo i PCA och W*Q. 0.8 Gasproduktion 0.8 Svavelväteproduktion 0.8 Utrötningsgrad b-värde b-värde b-värde Variabel nr Variabel nr Variabel nr Figur 5.16 Konfidensintervall för PLS vid användande av 5 PC. Hur de olika parametrarna påverkar biogasproduktionen redovisas i Tabell 5.13 nedan. Resultatet tyder på att gasproduktionen ökar vid lång uppehållstid, högt flöde in i RK, hög halt PO4, 60

75 hög alkalinitet och hög andel primärslam. Att uppehållstiden hade en signifikant påverkan var mycket väntat då en stor del av data hämtades från en period då endast en rötkammare var i drift och uppehållstiden var under denna period ofta under 10 dagar, vilket kan ha lett till att metanogena mikroorganismer tvättats ur processen. Något motsägelsefullt är att uppehållstiden och flödet in till rötkamrarna båda verkar korrelera positivt med gasproduktionen. Dock förklaras detta med att uppehållstiden halverades då en av rötkamrarna var ur drift. Att halten PO4 verkar påverka gasproduktionen signifikant kan tyda på att denna halt borde höjas men sambandet kan också bero på samvariation. Vid en hög gasproduktion koncentreras övriga komponenter i slammet eftersom en större mängd organiskt material omvandlas till gas. Med denna följer även en hel del fukt vilket medför att volymen minskar, vilket kan vara orsaken till att halten PO4 korrelerar positivt med gasproduktionen. Tabell 5.13 Gasproduktionens påverkan av driftparametrar. bpls Konfidensintervall Signifikans Flöde järnklorid 0,154-0,066 0,375 Nej Temperatur RK 0,117-0,005 0,239 Nej Uppehållstid 0,162 0,022 0,301 Ja Flöde till RK 0,325 0,017 0,633 Ja Andel primärslam 0,318 0,153 0,484 Ja TS-halt i RK -0,122-0,299 0,054 Nej Omrörning 0,045-0,138 0,228 Nej ph 0,002-0,144 0,148 Nej PO4 0,313 0,057 0,568 Ja VFA 0,236-0,113 0,585 Nej Total alkalinitet 0,163 0,005 0,322 Ja Bikarbonat 0,148-0,071 0,367 Nej Hur de olika parametrarna påverkar svavelväteproduktionen redovisas i Tabell 5.14 nedan. Svavelväteproduktionen påverkades negativt av en lång uppehållstid och en hög temperatur, medan den ökade med ökat ph och ökad TS-halt i RK. Detta tyder på att en hög belastning på processen leder till att mer svavelväte produceras. Anmärkningsvärt är att variationer i ph påverkar signifikant trots att dessa variationer under perioden var mycket små samt att variationer i tillsatsen av järnklorid inte verkar ha någon signifikant inverkan på svavelväteproduktionen. Detta antas bero på att tillsatsen av svavelväte till förtjockarna inte följer ett linjärt samband med koncentrationen järnklorid i rötkamrarna. 61

76 Tabell 5.14 Svavelväteproduktionens påverkan av driftparametrar. bpls Konfidensintervall Signifikans Flöde järnklorid -0,043-0,231 0,146 Nej Temperatur RK -0,247-0,444-0,050 Ja Uppehållstid -0,192-0,344-0,040 Ja Flöde till RK -0,094-0,278 0,090 Nej Andel primärslam 0,041-0,253 0,335 Nej TS-halt i RK 0,450 0,151 0,749 Ja Omrörning -0,156-0,464 0,152 Nej ph 0,148 0,035 0,261 Ja PO4 0,211-0,025 0,446 Nej VFA -0,087-0,307 0,133 Nej Total alkalinitet -0,037-0,191 0,116 Nej Bikarbonat 0,160-0,177 0,497 Nej Hur de olika parametrarna påverkar utrötningsgraden redovisas i Tabell 5.15 nedan. Utrötningsgraden visade sig påverkas signifikant negativt av en hög temperatur och högt ph. Detta resultat bedöms inte vara särskilt tillförlitligt på grund av det höga bortfallet av data för utrötningsgraden, samt att denna beräknades mycket ungefärligt, vilket beskrevs i metodavsnittet. Tabell 5.15 Utrötningsgradens påverkan av driftparametrar. bpls Konfidensintervall Signifikans Flöde järnklorid -0,004-0,237 0,228 Nej Temperatur i RK -0,205-0,374-0,036 Ja Uppehållstid -0,101-0,217 0,015 Nej Flöde till RK 0,066-0,113 0,245 Nej Andel primärslam 0,256-0,007 0,518 Nej TS-halt i RK -0,143-0,323 0,037 Nej Omrörning -0,028-0,260 0,204 Nej ph -0,388-0,633-0,143 Ja PO4-0,135-0,412 0,142 Nej VFA -0,062-0,340 0,215 Nej Total alkalinitet 0,046-0,109 0,201 Nej Bikarbonat 0,100-0,099 0,298 Nej 62

77 Sammanfattning av resultat och diskussion av den statistiska analysen Analysen som gjordes gäller endast för variationer inom det intervall som uppmätt data varierar inom vilket finns angivet i Tabell 5.11 och Tabell Vad som händer om intervallet skulle förflyttas eller utökas utreds inte. Sambanden som diskuteras nedan är tolkade frånfigur 5.15, Figur 5.16 samt Tabell 5.13, Tabell 5.14 och Tabell Avvattningen av rötresten kunde inte utvärderas med denna metod då inga samband kunde hittas med undersökta parametrar. Detta tros bero på att mängden tillsatt polymer är det som har klart störst betydelse för hur mycket slammet kan avvattnas. Dosering av polymer sker automatiskt och görs med avseende på inkommande slamflöde till centrifugen. Gasproduktionen visade sig påverkas mest av flödet in till rötkamrarna, andelen primärslam samt halten PO4 medan uppehållstiden och alkaliniteten hade ungefär hälften så stor inverkan. Samtliga signifikanta samband var positiva. Att både flödet in till rötkammare och uppehållstiden korrelerar positivt med gasproduktionen är något motsägelsefullt. Dock visade PCAanalysen i Figur 5.12 samt PLS i Figur 5.15 att flödet in till rötkammaren inte hade något samband med uppehållstiden. Detta till följd av att en av rötkamrarna varit avställd under en längre tid. Att temperaturen inte påverkade signifikant var högst oväntat då den varierar kraftigt och avviker markant från optimal temperatur för en mesofil process. Detta tyder dock på att övriga signifikant påverkande driftparametrar har större inverkan på gasproduktionen. Övriga parametrar antogs ha liten betydelse då variationerna i dessa bedömdes variera inom ett så litet intervall att det inte påverkar gasproduktionen. Svavelväteproduktionen påverkas enligt både PCA-analysen och PLS-analysen mest av variationer i TS-halten i RK och ökar med ökad TS. Ett högt ph verkar öka produktionen något. Hög temperatur och lång uppehållstid korrelerar negativt med svavelväteproduktionen. Variationer i temperaturen i rötkamrarna verkar ha en något större inverkan än uppehållstiden när det gäller svavelväteproduktionen. Inga samband hittades mellan tillsatsen av järnklorid och svavelväteproduktionen, vilket var oväntat då järnklorid tillsätts för att minska mängden producerad svavelväte. En orsak till detta kan vara att mängden järnklorid som tillsätts är så pass hög att variationer i tillsatsen inte har någon betydelse. Svårigheten att se ett signifikant samband kan också bero på att mängden tillsatt järnklorid i förtjockaren inte följer ett linjärt samband med koncentrationen järnklorid i rötkamrarna. Utrötningsgraden visade sig korrelera negativt med ph och temperaturen i RK där ph har dubbelt så stor inverkan som temperaturen. Anmärkningsvärt är att inget signifikant samband med uppehållstiden gick att utläsa trots att denna parameter varierade kraftigt och antogs ha stor betydelse. Vid analys av rådata upptäcktes att medeltemperaturen i rötkamrarna samvarierat med uppehållstiden och en tydlig trend kan ses där temperaturen följt samma utveckling över tiden som uppehållstiden (Appendix VI). Denna samvariation kunde också utläsas ur Figur 5.12 och Figur 5.15 där uppehållstiden och medeltemperaturen korrelerar kraftigt. Detta tros bero på att belastningen under den tid då en rötkammare varit nedstängd varit så pass hög att uppvärmningssystemet inte fungerat optimalt. Analysens tillförlitlighet De uppmätta data som användes i analysen var i många fall något otillförlitlig framförallt med avseende på gasproduktion, slamflöden och utrötningsgrad. Detta ledde till att analysen innehöll en hög grad av osäkerhet och resultatet anger därför endast indikationer på samband. För att säkerställa sambanden krävs att data är mer tillförlitlig, vilket kan lösas genom kalibrering 63

78 eller byte av mätutrustning. Mätning av den faktiska gasproduktionen rekommenderas starkt då mängden facklad gas idag är okänd, vilket gör det svårt att relatera gasproduktionen till de olika driftparametrarna. Andra parameterar som skulle vara av intresse är flödet ut ur rötkammaren, då detta skulle ge en bättre uppskattning av utrötningsgraden, samt gassammansättningen på den bildade biogasen då metanhalten kan variera i den. Att 30 % av insamlad data kommer från en period då en av rötkamrarna varit nedstängd bedöms ha stor betydelse för resultatet. Uppehållstiden var under denna period mycket kortare än vad processen var anpassad för, vilket bland annat påverkade temperaturen i rötkamrarna under denna period. För vidare analys rekommenderas att dessa data utesluts för att få en bättre bild av hur processen fungerar under normala förhållanden. Förbättring av analysen Genom att jämföra predikterad data med uppmätt data kunde slutsatsen dras att modellen inte kunde prediktera data utan fel. En utveckling av modellen kan göras genom att testa att transformera data eller införa en olinjär modell. Innan dess bör dock tillförlitligheten i data ökas, framförallt vad gäller gasproduktion och utrötningsgrad. Då analysen inte bygger på data från ett planerat försök utan snarare slumpmässiga variationer finns också utrymme att göra en bättre analys genom att variera olika parametrar medvetet, exempelvis genom ett reducerat faktorförsök. Det hade också varit av intresse att mäta ytterligare parametrar. Intressanta parametrar att mäta skulle vara: producerad gas innan fackling, metanhalt i gasen, flöde ut ur rötkammaren samt koncentrationen järnklorid i rötkamrarna. I analysen ersattes saknad data med ett medelvärde av existerande mätvärden. Medelvärdet beräknades från hela tidsperioden. Då flertalet variabler följde en trend, ökning eller minskning, över intervallet kan ett bättre alternativ vara att beräkna medelvärden för kortare perioder. Genom att ersätta saknade värden med ett medelvärde av värden tagna från samma tidsperiod hade uppskattningen antagligen blivit mer korrekt. Huruvida detta skulle påverka resultatet i stort är svårt att säga och beror på utvecklingen i respektive variabel över den aktuella tidsperioden samt hur stor andel saknade värden som data består av. Analysen gav ingen bild av hur mindre variationer i uppehållstiden påverkar de beroende variablerna eftersom en stor del av datamaterialet hämtades från en period då endast en rötkammare var i drift, vilket halverade uppehållstiden. Indikationen på att en längre uppehållstid ger mer gas var därför inte oväntad då den kortare uppehållstiden kan ha lett till att metanogenerna tvättades ur processen. Det hade varit intressant att undersöka huruvida mindre variationer i uppehållstiden påverkar de beroende variablerna men en stor del av aktuell data skulle då behöva tas bort ur analysen. Då analysens tillförlitlighet bygger på att en stor mängd data används gjordes inte detta. 64

79 Nml CH4/gVS 5.4 Utvärdering av möjlighet att röta förtjockat industriavloppsvatten vid Öresundsverket Biogaspotential och sammansättning Resultaten från BMP2, som kan ses i Figur 5.10, visade att tjockfasen från Kågeröd i samtliga fall hade en högre metanpotential än det nuvarande slammet som rötas vid Öresundsverket. I Figur 5.17 visar förhållandet mellan teoretiskt beräknad metanpotential utifrån Ekvation 4.8 för respektive substrat och den uppmätta metanpotentialen i BMP2. Inga direkta samband mellan sammansättningen och biogaspotentialen kunde ses. Variationerna var stora mellan de olika tjockfaserna och den teoretiska metanpotentialen för alla tjockfaser förutom TF1 var högre än i slammet som nu rötas på Öresundsverket Kontroll Slam TF1 TF2 TF3 TF4 TF5 TF6 Teoretisk MP Uppmätt MP Figur 5.17 Teoretisk och uppmätt metanpotential. TF2, TF4 och TF5 hade mycket liknande sammansättning, dock var biogaspotentialen för TF2 lägre. Här bör det påpekas att standardavvikelsen inom triplikatserien TF2 och TF5 var mycket hög, vilket kan ses i Figur 5.7. TF6 skiljde sig från övriga prover då andelen kolhydrat var avsevärt mindre i detta prov samt att endast 46 % av den teoretiska metanpotentialen uppnåddes. Halterna av krom, nickel och zink i TF6 var också betydligt högre än i övriga prover. Indelningen i enbart fett, protein och kolhydrater verkar inte vara tillräckligt för att få en indikation på biogaspotentialen. När det kommer till andelen VS och andelen fosfor som hamnar i tjockfasen kan det ses i Tabell 5.2 att 90 % av VS och 58 % av fosforn i genomsnitt hamnar i tjockfasen när industriavloppsvattnet går igenom planavvattnaren. I nuläget avvattnas industriavloppsvattnet så att tjockfasen uppnår en VS-halt mellan 3,7 % och 7,4 %. Om tjockfasen skulle avvattnas ytterligare finns ingen data på hur stor andel av totala VS som hade hamnat i tjockfasen och vidare går det inte heller att säga om andelen fosfor som hamnar i tjockfasen hade minskat. Troligtvis hade både andelen VS och fosfor som hamnar i tjockfasen minskat om avvattningen hade ökats. Detta eftersom den vätska som finns i tjockfasen antas innehålla en del VS och fosfor. Denna skulle gå förlorad om vätskan istället hamnade i klarfasen efter avvattning. Från Tabell 5.4 och Tabell 5.2 beräknades kvoten kadmium och fosfor till 4,64 mg Cd/kg P. Motsvarande värde i Öresundsverkets avvattnade slam 2012 var 28,3 mg Cd/kg P. Detta visar 65

80 på att genom att röta tjockfasen vid Öresundsverket skulle halten fosfor i förhållande till kadmiumhalten kunna ökas så att den eftersträvade kvoten 17 mg Cd/kg P närmas. Koncentrationen av tungmetaller i TF var lägre än i rötresten vid Öresundsverket. Dock kan en del av ingående fosfor avgå med rejektvattnet vid avvattning efter rötning, vilket gör att kvoten kan förväntas minska något efter detta processteg. De flesta av proverna hade en koncentration av Pb, Cd och Hg som var under detektionsgränsen och den lägsta detekterbara koncentrationen antogs därför. Värdena för dessa komponenter var därför överskattade. Det bör också beaktas att koncentrationen blir högre efter rötning då TS-halten minskar i processen. Under rötningen vid Öresundsverket bryts ungefär 33 % av TS ner, vilket innebär att koncentrationen av tungmetaller ökas med 50 % jämfört med före den anaeroba processen. Med tanke på detta kan det antas att ett införande av substratet till biogasproduktionsprocessen vid Öresundsverket inte skulle leda till ökade koncentrationer av tungmetaller i rötresten Energiberäkningar Resultat angående energiåtgång för frakt och uppvärmning står redovisat i Tabell 5.16 Dessa värden kunde antas vara konstanta och oberoende av halten VS. Tabell 5.16 Energiåtgång för hantering av tjockfasen Energi för frakt Energi för uppvärmning (kj/m 3 TF) (kj/m 3 TF) Energiåtgången som krävs för uppvärmning är beräknad enligt Ekvation 4.15 som anger det teoretiska värdet utan energiförluster. Energiförlusterna kunde ej tas med i beräkningarna då beräkningarna av energiåtgången för uppvärmning av rötkamrarna gav orimliga resultat utifrån uppmätt data vid Öresundsverket. I Figur 5.18 redovisas energipotentialen i tjockfasen vid tre olika VS-halter. De tre fallen utgörs av den lägsta, högsta och medelvärdet av VS-halten i tjockfasen. Energimängden i biogasen beräknades med ekvation I dessa beräkningar antogs Öresundsverket kunna utnyttja 77 % av biogaspotentialen, vilket grundades på BMP-försök med slam från Öresundsverket samt den beräknade biogaspotentialen för Öresundsverket. Energipotentialen i tjockfasen varierade mellan 385 MJ/m 3 tjockfas och 767 MJ/m 3 tjockfas beroende på VS-halten. Energipotentialen ökade linjärt med VS-halten. 66

81 Energivinst (kj/m3tf) Metanvinst (Nm3/m3TF) Energi ( kj/m3tf) Energipotential i TF VS = 3,7 % VS = 6,0 % VS = 7,4 % Figur 5.18 Energipotentialen i tjockfaser med olika VS. I Figur 5.19 syns energivinsten som kan uppnås vid rötning av det förtjockade industriavloppsvattnet vid Öresundsverket. I detta fall är energikostnaden för transport och uppvärmning borträknad från energipotentialen och staplarna visar därmed hur stor energivinsten hade blivit. Tre olika fall med olika VS-halt redovisas. I figuren syns även hur mycket metangas energivinsten motsvarar Energivinst Metanvinst ,7 3, ,4 7,4 0 Figur 5.19 Förväntad energivinst och metanvinst beroende av VS-halt i tjockfasen. Från Figur 5.19 syns det att i samtliga fall att det skulle vara lönsamt att röta tjockfasen från Kågeröd vid Öresundsverket. Energivinsten var lägst vid den lägst uppmätta VS-halten och var då 192 MJ/m 3 tjockfas. I medel beräknades vinsten till 424 MJ/m 3 tjockfas. Eftersom det i beräkningarna antagits att energiåtgången för frakt och uppvärmning är konstant per kubikmeter lämpar det sig att ha en så hög halt VS i tjockfasen som möjligt för att maximera vinsten. Koncentrationen fosfor i tjockfasen var av intresse då NSVA uttryckt ett önskemål om att 67

82 öka fosforinnehållet i slammet. Hur en förbättrad avvattning skulle påverka fosforinnehållet i tjockfasen är outrett. Från Figur 5.19 kunde även ses att då VS-halten dubblas från 3,7 till 7,4 ökar energivinsten med nästan det tredubbla. Dock är det viktigt att ta hänsyn till begränsningarna i antaganden som har använts för beräkningen av dessa siffror. Energin för uppvärmning har bara beräknats för att nå själva röttemperaturen men energiförlusterna under tiden det tar att röta substratet är inte medräknade. Energikostnaden som detta extra substrat kommer kräva i form av omrörning och pumpning på Öresundsverket är inte heller medräknat. Antaganden gjordes att andelen utnyttjad biogaspotential i detta substrat skulle vara densamma som andelen utnyttjad biogaspotential vid Öresundsverket vid normal drift. Ingen hänsyn har tagits till att införande av tjockfasen i processen skulle påverka uppehållstiden då flödet tjockfas utgör ca 1 % av det totala slamflödet vid Öresundsverket. Ingen hänsyn har heller tagits till att den tid som passerar mellan avvattning och rötning kan leda till att en del av VS bryts ner innan substratet når rötkammaren. Energi för att pumpa in substratet i rötkamrarna har inte tagits med i beräkningarna. Det låga volymsflödet tyder på att producerad tjockfas behöver insamlas under flera dagar innan transport. Utöver energivinsten kan även kostnaden för slamhantering vid Kågeröd minskas om tjockfasen rötas vid Öresundsverket istället för att omhändertas externt mot betalning. 68

83 6 Slutsats I dagsläget utnyttjas 77 % av slammets biogaspotential vid Öresundsverket då båda rötkamrarna är i bruk. Denna siffra kan vara något lägre än verkligheten, då det uppmätta flödet in till rötkamrarna uppskattas vara högre än det faktiska flödet samt att den gas som facklas bort inte tagits med i beräkningarna. För att förbättra processen bör uppvärmningssystemet utvärderas då temperaturen i rötkamrarna i medel ligger ca 3 o C under de rekommenderade 37 o C för en mesofil process. Den statistiska analysen visar även att temperaturen påverkas kraftigt av uppehållstiden, vilket antogs bero på att uppvärmningssystemet inte är anpassat till det höga genomflödet som uppstår då endast en rötkammare är i drift. Den statistiska analysen indikerade att de befintliga variationerna i analyserade driftparametrar visade sig inte ha någon större betydelse för biogasproduktionen med undantag för uppehållstid, slamflöde in till rötkamrarna, andel primärslam i inflödet samt alkalinitet och koncentration fosfat i rötkamrarna som samtliga korrelerar positivt. Huruvida sambandet mellan fosfat och biogasproduktionen beror av en faktisk påverkan eller samvariation är dock osäkert. Resultatet från analysen var mycket osäkert och planerade försök med mer tillförlitlig data rekommenderas för att kunna dra säkra slutsatser. Vid termofil rötning av Öresundsverkets slam var biogaspotentialen högre än vid mesofil rötning. Resultaten var inte helt tillförlitliga och detta bör därför utvärderas vidare. Huruvida termofil rötning lämpar sig för Öresundsverket är också mer komplext än så då termofila processer bland annat blir känsligare för variationer i driftparametrar samt att rötrestens avvattningsegenskaper kan komma att påverkas. Då den utnyttjade biogaspotentialen vid Öresundsverket i dagsläget är mycket hög anses ett införande av termofil rötning inte vara aktuellt. Termofil rötning skulle dock innebära att kapaciteten för rötkamrarna ökar då uppehållstiden kan kortas ner. Dock är inte rötningen det begränsande steget i processen i dagsläget och denna fördel är därför av liten betydelse såvida inte mängden externslam ökar betydligt. Rötning av förtjockat industriavloppsvatten från Kågeröd är lönsamt även vid den lägst uppmätta VS-halten. Halten bör dock hållas så hög som möjligt för att minska transport- och energikostnader. Halten av tungmetaller uppmättes vara så pass låg att ett införande av det förtjockade industriavloppsvattnet på Öresundsverket inte skulle ha en negativ effekt på halterna i rötresten. Sammansättningen på tjockfasen varierade kraftigt mellan de olika provtagningstillfällena men inget tydligt samband mellan sammansättningen och biogaspotentialen kunde urskiljas. 69

84 70

85 7 Förslag på förbättringar och vidare forskning För att kunna göra en bättre utvärdering av Öresundsverkets biogasproduktion är det av intresse att mäta flera parametrar än vad som idag görs. Den faktiska gasproduktionen och gasssammansättningen innan fackling behöver mätas. Eftersom olika processparametrar påverkar hur lätt nedbrytningen av slam går samt hur mycket slam som bryts ner är det viktigt att kunna relatera detta till gasproduktionen. Vidare kan även olika driftparametrar leda till att samma mängd metan produceras men att metanhalten i biogasen från rötkammaren sjunker eftersom mängden producerad koldioxid blir större. Genom att mäta den faktiska gasproduktionen kommer det även att vara möjligt att räkna ut hur mycket gas som facklas bort. Med denna information kommer det att vara möjligt att ta ställning till om facklingen av gasen i dagsläget är för stor och leder till en väsentlig förlust av producerad metangas. Det faktiska flödet in till RK är i dagsläget högt jämfört med det utgående flödet och därmed borde flödesmätaren på totalt ingående slam ses över. Det finns risk för att det har uppstått avlagringar vilket har gjort den faktiska diametern i rören där flödet mäts har blivit mindre. Detta leder i sin tur leder till att hastigheten genom röret har blivit högre. Om detta är fallet är det nuvarande flödet in till RK överskattat. I dagsläget beräknades utgående flöde från RK via en massbalans från det slutavvattnade slammet eftersom slamsilon är öppen och uppmätt TS-halt före och efterslamsilon skiljer sig är det antas det utgående flödet inte vara exakt mätt. Det faktiska flödet ut från rötkammaren borde därmed mätas för att på ett mer exakt sätt kunna beräkna utrötningsgraden i processen. Vidare kan det även vara av intresse att undersöka varför TS halten på slammet i slamsilon sjunker med 0.1 procentenheter. Om detta beror på efterrötning skulle det vara möjligt att även ta tillvara på den gasen som bildas där. På Kågeröd bör det införas en flödesmätning av tjockfasen som bildas i planavvattnaren eller motsvarande utrustning som i framtiden ska användas i syfte att förtjocka industriavloppsvattnet. Detta kommer leda till bättre uppskattningar av vilka volymer som behöver fraktas samt vilken mängd VS detta motsvarar. Med dessa data skulle man kunna beräkna flödet klarfas mer exakt och räkna ut hur stor andel av fosfor och VS som hamnar i tjockfasen. I dagsläget finns det flera praktiska problem som kvarstår att lösa med tjockfasen från Kågeröd. Det bör undersökas hur transporten av tjockfasen ska gå till eftersom det inte är känt hur bra det går att pumpa substratet. Vidare är det även nödvändigt att göra mer detaljerade beräkningar på hur stor fraktvolym som bör användas för att få låga transportkostnader per frakt. Viktigt att tänka på är att flödet tjockfas per dag är ca 4 m 3 och att det finns risk för att substratet bryts ner och biogaspotentialen därmed minskar om det står på lager länge innan det fraktas till Öresundsverket. Det bör även utvärderas vilka investeringar som hade krävts från NSVA:s sida för att på ett bra sätt kunna tillföra tjockfasen till rötkammaren. Möjligheter till att köra den nuvarande processen termofilt har endast gjorts med avseende på satsvisa rötförsök. För att erhålla en faktisk bild av hur termofil rötning hade påverkat biogasproduktionen och utrötningsgraden bör kontinuerliga rötförsök göras i pilotskala där samma uppehållstid används som i den nuvarande processen. Med kontinuerliga rötförsök hade det även varit möjligt att undersöka hur avvattningsegenskaperna på det rötade slammet hade förändrats då procesen körs termofilt. Utöver detta bör även uppvärmningssystemet ses över i händelse att termofil drift blir aktuellt och möjligheten att värmeväxla utgående rötslam mot ingående bör också utvärderas i syfte att spara energi. 71

86 72

87 8 Källförteckning Angelidaki, I. and Sanders, W., Assessment of the anaerobic biodegradability of macropollutants. Reviews in Environmental Science and Bio/Technology, [online] 3(2), pp Available at: < Arbetsmiljöverket, Hygieniska gränsvärden-arbetsmiljöverkets föreskrifter och allmänna råd om hygieniska gränsvärden. Stockholm: Anna Middelman. Biogasportalen, Användning. [online] Available at: < [Accessed 19 May 2014]. Biogasportalen, Reningsverk - Biogasportalen.se. [online] Available at: < [Accessed 2 May 2014]. Biogasportalen, Energiinnehåll. [online] Available at: < [Accessed 20 May 2014]. Bousková, A., Dohányos, M., Schmidt, J.E. and Angelidaki, I., Strategies for changing temperature from mesophilic to thermophilic conditions in anaerobic CSTR reactors treating sewage sludge. Water research, [online] 39(8), pp Available at: < [Accessed 19 May 2014]. Brereton, R.G., Chemometrics: Data Analysis for the Laboratory and Chemical Plant. John Wiley & Sons, Ltd. Carlsson, M. and Uldal, M., Substrathandbok för biogasproduktion. [online] Available at: < Christensson, Kj., Björnsson, L., Dahlgren, S., Eriksson, P., Lantz, M., Lindström, J., Mickelåker, M. and Andersson, H., Gårdsbiogashandbok. [online] Available at: < [Accessed 2 May 2014]. Davidsson, Å., INCREASE OF BIOGAS PRODUCTION AT WASTEWATER TREATMENT PLANTS Addition of urban organic waste and pre-treatment of sludge. Lund University. Davidsson, Å. and Hagman, M., Sammanställning av slamhantering och biogasproduktion inom NSVA. Lund. Drosg, B., Process monitoring in biogas plants. [online] Available at: < Brochures/Technical Brochure process_montoring.pdf>. 73

88 Ferrer, I., Ponsá, S., Vázquez, F. and Font, X., Increasing biogas production by thermal (70 C) sludge pre-treatment prior to thermophilic anaerobic digestion. Biochemical Engineering Journal, [online] 42(2), pp Available at: < [Accessed 3 Feb. 2014]. Gavala, H.N., Yenal, U., Skiadas, I. V, Westermann, P. and Ahring, B.K., Mesophilic and thermophilic anaerobic digestion of primary and secondary sludge. Effect of pretreatment at elevated temperature. Water research, [online] 37(19), pp Available at: < [Accessed 2 May 2014]. Hansen, T.L., Schmidt, J.E., Angelidaki, I., Marca, E., Jansen, J.L.C., Mosbaek, H. and Christensen, T.H., Method for determination of methane potentials of solid organic waste. Waste management (New York, N.Y.), [online] 24(4), pp Available at: < [Accessed 30 May 2014]. Håkansson, A., Kemometrikomplement: Pattern recognition. Lund. Jarvis, Å. and Schnürer, A., Mikrobiologisk handbok för biogasan nläggningar. [online] Available at: < 8>. Jonstrup, M., Murto, M., Björnsson, L., Andersson, E., Berg-Schuur, J., Christensson, M., Guieysse, B., Håkansson, K., Håkansson, T., Liu, J., Mattiasson, B., Möller, A., Nilsson, I., Pott, B.-M. and Welander, U., Environmental Biotechnology. Lund: Department of Biotechnology. Kemira Kemwater, about Water treatment. Helsingborg: Kemira. Luostarinen, S., Luste, S. and Sillanpää, M., Increased biogas production at wastewater treatment plants through co-digestion of sewage sludge with grease trap sludge from a meat processing plant. Bioresource technology, [online] 100(1), pp Available at: < [Accessed 2 May 2014]. Mikkelsen, L.H. and Keiding, K., Physico-chemical characteristics of full scale sewage sludges with implications to dewatering. Water research, [online] 36(10), pp Available at: < Müller, J. a, Prospects and problems of sludge pre-treatment processes. Water science and technology : a journal of the International Association on Water Pollution Research, [online] 44(10), pp Available at: < Nges, I.A. and Liu, J., Effects of solid retention time on anaerobic digestion of dewatered-sewage sludge in mesophilic and thermophilic conditions. Renewable Energy, [online] 35(10), pp Available at: < [Accessed 2 May 2014]. NSVA, 2012a. Nyvångsverket Åstorp Miljörapport Helsingborg, pp

89 NSVA, 2012b. Öresundsverket - NSVAs största reningsverk. Available at: < NSVA, 2012c. Öresundsverket Helsingborg Miljörapport Helsingborg. NSVA, Kågeröds avloppsreningsverk. [online] Available at: < NSVA/Reningsverk/Kagerods-avloppsreningsverk/> [Accessed 19 May 2014]. Parkin, B.G.F. and Owen, W.F., Fundamentals of Anaerobic Digestion of Wastewater Sludges. 112(5), pp Pavlostathis, S.G. and Giraldo-Gomez, E., Kinetics of anaerobic treatment. Water Science and Technology, 24(8), pp Persson, G., Sjökvist, E., Åström, S., Eklund, D., Andréasson, J. and Johnell, A., Klimatanalys för Skåne län. Petersson, J.-E., Muntlig korrespondens. Rodrigue, J.-P. and Comtois, C., Transportation and Energy. [online] Available at: < [Accessed 20 May 2014]. Standardiseringsgrupp, S., Svensk Standard SS Statens Energimyndighet, Produktion och användning av biogas år Eskilstuna. Svenskt Vatten, Vad är Revaq? [online] Available at: < [Accessed 19 May 2014]. Svärd, Å. and Jansen, J. la C., Svenska biogasanläggningar VA-Forsk. Vavilin, V.. A., Rytov, S. V. and Lokshina, L.Y., A DESCRIPTION OF HYDROLYSIS KINETICS IN ANAEROBIC DEGRADATION OF PARTICULATE ORGANICMATTER. Bioresource Technology, 56, pp

90 201,4 317,0 205,4 0,0 9 Appendix 76 Appendix I Tabell 9.1 Blandningsmall för BMP-försök1 serie MM. Bottle nr Nam e Content Volume with cap (ml) 2142,2 Theoretical amount inoculum (g) added inoculum (g) Average Average VS inoculum Theoretical amount substrate (g) added substrate (g) Average Average VS substrate Theoretical amount water (g) Medel , , Blank 2146,5 298,00 299,1 299,2 7, ,0 0,0 202,00 200, ,7 298, , ,1 179,9 3,54 316, Reference 2147,6 179,00 179,5 179,3 4,6 3,52 3,54 3,5 3, ,4 178,6 3,54 317, , ,3 206, Slam , ,1 4,7 116,00 118,7 118,2 3, , ,8 182,4 118,7 204, ,2 50,5 450,5 0 Industrivatten ,7 50,40 50,4 50,5 1,3 449,60 449,5 449,8 0, ,6 50,5 449,4 0 added wate r (g)

91 Medel 201,7 318,3 205,4 Tabell 9.2 Blandningsmall för BMP-försök1 serie MT. 77 Name Content Volume with cap (ml) 2148,2 Theoretical amount inoculum (g) added inoculum (g) Average Average VS inoculum Theoretical amount substrate (g) added substrate (g) Average Average VS substrate Theoretical amount water (g) , ,2 78 Blank 2144,1 298,00 300,9 300,8 7, ,0 0,0 202,00 201, ,9 297, , ,1 178,6 3,56 318,4 80 Reference 2143,9 179,00 178,6 178,5 4,6 3,52 3,52 3,5 3, , ,6 178,3 3,55 317, ,8 182,4 120,3 205,9 83 Slam 2133,2 179,00 180,7 181,7 4,6 116,00 117,3 118,2 3, , ,5 181,9 117,1 205,1 added water (g)

92 Medel 0,0 191,0 79,2 Tabell 9.3 Blandningsmall för BMP-försök1 serie TT. 78 Name Content Volume with cap (ml) Theoretical amount inoculum (g) added inoculum (g) Average Average VS inoculum Theoretical amount substrate (g) added substrate (g) Average Average VS substrate Theoretical amount water (g) ,6 501, Blank 2140,1 500,00 500,8 501,1 6, ,0 0,0 0, ,5 501, ,7 306,1 3,55 190,6 101 Reference 2137,9 305, ,3 4,0 3,52 3,53 3,5 3, , ,3 307,8 3,56 191, ,9 305, ,4 98 Slam 2143,7 305,00 305,3 305,4 4,0 116,00 116,2 115,9 3,3 78,8 78, ,3 305,7 115,6 79 added water (g)

93 0,0 160, 0 75,0 79 Tabell 9.4 Blandningsmall för BMP-försök2. Bottle nr Nam e Content Blank Medel Reference Slam Volume with cap (ml) 2148, , , , , , , , , , Theoretical amount inoculum (g) 563,60 338,20 338,20 added inoculum (g) 500,4 Average Average VS inoculum Theoretical amount substrate (g) added substrate (g) torr added substrate (g) våt 0 0 Average Average VS substrate Theoretical amount water (g) 502,2 501,3 6, ,0 0,0 0, , ,9 3, added water (g) 344,3 340,2 4,2 3,16 3, ,2 3,0 158,7 160,9 338,5 3, ,2 338,1 87, ,0 4,2 87,40 87, ,2 3,0 74,42 74, ,95 337,8 88, , Tjockfas 338,1 17,22 35, ,20 338,1 4,2 51,99 52,5 3,0 109, , 337,8 17,02 34, ,3 110, 2

94 118, 9 112, 6 122, 0 111, 3 81, , 7 338,5 17,54 34,7 108, , 1 337,9 15,46 28, Tjockfas 2147, ,20 337,2 337,7 4,1 43,20 15,4 28,09 43,5 3,0 118,62 119, , 4 337,9 15,41 28,07 118,6 2140, ,63 32, Tjockfas ,20 338,2 337,9 4,1 50,66 18,41 32,43 51,1 3,0 111,15 113, , ,6 18,3 32,46 111, , 6 337,5 13, , Tjockfas 2140, ,20 339,4 338,4 4,2 40,43 13,53 27,22 40,4 3,0 121, , 5 338,4 13,32 27,05 122, , 9 338,51 17,50 32,5 110, Tjockfas 2143, ,20 339,38 338,5 4,2 50,03 17,53 32,7 50,0 3,0 111,79 113, , 3 337,52 17,5 32,52 110, , Tjockfas 337,62 25,77 54,83 81, ,20 339,0 4,2 80,70 80,6 3,0 81, , 338,25 25,74 55,16 81,78

95 82, Tjockfas , , , , 6 338,20 341,16 25,68 54,82 81,37 337,93 36,36 44,35 81,9 337,65 338,4 4,2 80,70 36,27 44,26 80,7 3,0 81,12 82,97 339,73 36,45 44,45 81,22 81

96 Appendix II För att göra ett genomsnittligt blandslam givet de tre olika slamlinjerna från Öresundsverket (bioslamslinje 1,2, bioslamslinje 3,4 samt primärslamlinje) valdes det att bioslammen skulle blandas i ett förhållande 1:1. Bioslammet skulle sedan blandas med primärslammet så att lika stor andel VS kom från respektive slam som det i genomsnitt gjorde under TS och flödesandelar för respektive slam kunde lätt beräknas från given data till projektet. VS/TS-ration bestämdes experimentellt vartefter medelvärdet för VS i slammen kunde beräknas. I Tabell 9.5 kan en summering av värdena ses. Tabell 9.5 Erhållna och beräknade värden gällande TS och VS av primärslam och bioslam på Öresundsverket. Serie Primärslam Bioslam Medel TS % ,73 3,21 Flödesandel till RK 0,279 0,721 Experimentellt framtaget VS/TS 0,828 0,761 Medel VS % ,74 2,44 I beräkningarna utgicks det från VS-halten på det genomsnittliga slammet och för att erhålla 1 liter blandslam användes 4,74 0,279 13,27gVS från primärslam och 2,44 0,721 17,59gVS från bioslam. Total VS blev då 30,83g. 13,27 Andelen VS som skall komma från primärslam blev då 0,43%. 30,83 17,59 Andelen VS som skall komma från bioslam blev då 0,57%. 30,83 Givet de uppmätta halterna av VS som ficks när blandslam gjordes, blandades slamlinjerna så att ovanstående andelar uppnåddes. 82

97 Appendix III VS/TS-förhållandet för det blandade slammet samt nödvändig data för TS och VS kan ses i nedanstående Tabell 9.6. Tabell 9.6 VS/TS förhållanden för blandslammet. Prov Nr Vikt (tom) Blandat 1 1,887 slam 3 2 1, ,898 7 Vikt Netto fylld 40, , , , , ,917 7 Vikt vikt ,2455 2,1649 3,3124 2,1648 3,4888 2,2300 VS/TS-ration för det rötade slammet ses i nedanstående Tabell 9.7. Medel TS% Medel VS % 3,5693 2,8366 VS/ TS 0,79 47 Tabell 9.7 VS/TS förhållanden för rötslammet. Rötslam ÖV TS VS VS/TS Genomsnittlig VS/TS mar-13 2,69 1,55 0,57 sep-13 2,68 1,67 0,62 okt-13 2,50 1,70 0,68 0,65 nov-13 2,42 1,59 0,66 jan-14 2,75 1,90 0,69 83

98 Appendix IV Sammanställning av Ö-verket 2013/2012 Översikt Parameter Medelvärde STD Enhet Kommentar Dim. belastning m 3 /dag Miljörapport 2012 Ingående vatten m 3 /dag Miljörapport 2012 Energikonsumtion kwh/dag Miljörapport 2012 Gasproduktion 4746 Nm 3 /dag Miljörapport 2012 Fackling Externslam 27,3 m 3 /dag Miljörapport 2012 Slamflöden Parameter Medelvärde STD Enhet Kommentar Ingående slam 339 m 3 /dag NSVA 2013 RK Utgående slam 252(6789) m 3 /dag (kg Beräknat från TS och flöden, antaget RK TS/dag) samma TS tot in som ut ur centrifug Avvattnat slam 31,4(6789) m 3 /dag (kg Förstudie ÅSA & Marinette 2013 efter RK TS/dag) Primärslam 94,6 m 3 /dag NSVA 2013 Bioslam 245 m 3 /dag Beräknat (totaltslam-primärslam) Förtjockare Parameter Medelvärde/dygn STD Enhet Kommentar TS primär 6,54 0,68 % NSVA 2013 TS bio1,2 3,23 0,71 % NSVA 2013 TS bio3,4 3,41 0,31 % NSVA 2013 Polymeråtgång 86,2 kg/dag Miljörapport 2012 Uppskattat polymerpris 22 kr/kg Rötkammare Parameter Medelvärde STD Enhet Kommentar TS in RK 3,89 % Beräknat från TS och flöde TS i RK 2,69 0,225 % Data NSVA 2013 TS RS innan avvattning 2,56 0,639 % Data NSVA 2013 TS RS efter avvattning 23,7 1,27 % Data NSVA 2013 VS efter avvatt- 70,4 2,15 % av TS Data NSVA

99 ning Temperatur RK1 34,2 2,38 o C Data NSVA 2013 Temperatur RK2 34,4 2,02 o C Data NSVA 2013 HRT RK 18,3 - dygn Beräknat från data från NSVA 2013 Belastning 20,0 m 3 /(m 3 RK *år) Beräknat från data från NSVA 2013 Fosfor ,0 mg/l Data NSVA 2013 ph 6,92 0,121 - Data NSVA 2013 Total alkalinitet mg/l Data NSVA 2013 Bikarbonat mg/l Data NSVA 2013 VFA 59,0 118 mg/l Data NSVA 2013 Volym RK m3 Förstudie ÅSA & Marinette Sammanställning Kågeröd Utjämningstank Parameter Medelvärde Enhet Kommentar Diameter 14,7 m Jan-Erik 6 mars 2014 Höjd 3 m Jan-Erik 6 mars 2014 Volym 509 m 3 Jan-Erik 6 mars 2014 HRT 6 dygn Beräknat (om tank är full) Kommentar: Vattennivån låg ca 1 m från taknivå när prov hämtades. Uppehållstiden bör därför korrigeras grundat på vattenvolym i utjämningstanken snarare än tankens totala volym Innan flotation Parameter Medelvärde STD Enhet Kommentar Flöde till flotation 79,4 37,1 m3/dag NSVA 2013 Susp mg/l NSVA 2013 BOD mg/l NSVA 2013 COD mg/l NSVA 2013 N-tot 233,1 221,8 mg/l NSVA 2013 P-tot 149,8 33,04 mg/l NSVA 2013 TOC ,5 mg/l NSVA 2013 Tillsatt svavelsyra 9,6 kg/dygn Miljörapport 2012 OBS! Flotation Tillsatt polymer 0,82 kg/dygn Miljörapport 2012 OBS! Flotation Kommentar: Värdena för flotationsanläggningen gäller ej för planavvattnaren och mer aktuell data har ej sammanställts 85

100 Efter flotation Parameter Medelvärde STD Enhet Kommentar Flöde efter flotation - - m 3 /dag NSVA 2013 Susp mg/l NSVA 2013 BOD mg/l NSVA 2013 COD mg/l NSVA 2013 N-tot 79,9 62,56 mg/l NSVA 2013 P-tot 102,1 48,49 mg/l NSVA 2013 TOC ,3 mg/l NSVA 2013 Kommentar: Proverna är tagna en gång i veckan på tisdagar samt värdena för flotationsanläggningen gäller ej för planavvattnaren och mer aktuell data har ej sammanställts. 86

101 Appendix V Figuren visar hur varje variabel beror av de andra. Två variabler åt gången jämfördes. Då en ökning eller minskning i x-och y-led ej kunde utläsas antogs variablerna vara oberoende av varandra. Längst ner kan ses att de variabler som rör avvattningen inte verkar påverkas av någon av de övriga variablerna Flöde inkommande gas till uppgradering Svavelvätekoncentration i inkommande gas Tryck inkommande gas Flöde järnklorid till förtjockare Temperatur RK1 Temperatur RK2 Medeltemperatur RK1 och RK2 Uppehållstid Slamflöde in till RK Primärslamflöde ut från förtjockare Bioslamflöde ut från förtjockare Andel primärslam i slam in till RK TS-mätare RK1 Moment omrörare 1 i RK ph i RK TS i RK PO 4-P i RK VFA i RK Total alkalinitet i RK Bikarbonat i RK TS i slam in till avvattning TS i slam efter avvattning VS i slam efter avvattning Avvattningseffekt

102 Utrötningsgrad Appendix VI Figuren visar hur variablerna som använts i den statistiska analysen av Öresundsverket varierat över tiden mellan 2011 och Variablerna är numrerade enligt Tabell På x-axeln visas numret på mätpunkten. Mätpunkterna listades i datumordning med det tidigaste datumet först Gasproduktion 3000 Svavelväteproduktion

103 Evaluation of industrial wastewater as a potential substrate for biogas production Anna Saarvanto and Boris Trivic Department of Chemical Engineering, Lund University, Sweden Abstract The biogas production process is dependent on a nutritious substrate feed. In order to enhance the biogas production at the waste water treatment plant Öresundsverket a new substrate was considered to be introduced. The substrate was a dewatered slurry from an industrial waste water stream. In order to determine the profitability of an introduction of this substrate to the biogas production process measurements of biochemical methane potential (BMP), composition and concentration of volatile solids (VS) were performed. BMP was higher in the slurry than in the sludge that is presently fed to the process. The composition of the slurry varied a lot between the samples. No clear connection between the composition and BMP was found. The concentration of heavy metals was low enough to assume that an introduction of dewatered sludge at Öresundsverket would not affect the sludge certification. Keywords: Biogas production, anaerobic digestion, Biochemical Methane Potential Introduction Biogas is produced at waste water treatment plants (WWTP:s) by anaerobic digestion of sludge. Addition of other substrates to the anaerobic process could enhance the biogas production. To determine how a new substrate would affect the process the BMP is measured [1]. The composition of the substrate can also be analyzed to determine the content of nutrients and inhibitory substances. A theoretical biochemical methane potential (BMP) can be calculated from the composition of fat, carbohydrates and proteins that have a known BMP of 1014 Nml/gVS, 415 Nml/gVS and 496 Nml/gVS respectively [2]. The BMP is measured experimentally in a batch process. The anaerobic digestion is divided into four degradation steps; hydrolysis, acetogenesis, acidogenesis and methanogenesis. In each step different types of microorganisms are involved and they live in a synthrophic relation. The hydrolysis is performed by extracellular enzymes that degrade complex molecules into amino acids, sugar and fatty acids. The degradation is continued by acetogenic and acidogenic microorganisms that produce hydrogen, carbon dioxide and acetic acid that can be used by methanogens in order to produce methane [3][4]. In order to dewater sludge and waste water polymer is added. The polymer binds to solids and forms complexes which make it possible to filter off water [5]. How much water that is filtered away is of great importance as it will 1

104 affect the cost for transportation and heating of the substrate. REVAQ is a certification system for assuring the quality of sludge that is spread on fields. In order to be certified the WWTP has to fulfill certain requirements regarding the content in the digested sludge. The content of 60 metals in the sludge is evaluated [6]. In this study the 7 most important were tested; Pb, Cd, Cu, Cr, Ni, Zn and Hg. The concentration of the trace elements limits how much digested sludge that can be used to fertilize the soil [7]. Limitations and the concentration of prioritized trace elements in digested sludge are listed in Table 1. Table 1 Limitations for spread of prioritized trace elements on soil and actual concentration in digested sludge at Öresundsverket. Heavy metal Concentration in sludge (mg/kg TS) Limit REVAQ (g/ha) Pb Cd Cu Cr Hg Ni Zn The aim of this study was to evaluate the profitability of introducing the slurry to the anaerobic degradation process at Öresundsverket. The composition of the substrate was also tested in order to get an indication of how the substrate would affect the process regarding nutrient content and content of trace elements. NSVA wished to have a substrate that would increase the concentration of phosphorus in the anaerobic digestion process at Öresundsverket without affecting the concentrations of prioritized trace elements. Materials and method The substrate used was collected from an industrial wastewater stream at the municipal wastewater treatment plant in Kågeröd. The water is a rest product from a chocolate powder producing factory named Barry Callebaut. The stream is dewatered by a dewatering system from KICAB with addition of polymer. The dewatering process is illustrated in Figure 1 were stream A is the ingoing industrial wastewater, stream B is the removed water phase and stream C is the dewatered phase. A TS A B TS B C TS C Figure 1 Process scheme of the ingoing and outgoing streams to the dewatering system at Kågeröd. The substrate evaluated was the dewatered stream (C). Experiments were performed to determine the BMP, composition and heavy metal content. Six samples of the wastewater from all streams were collected during a period three weeks with 3-6 days intervals and each sample was frozen in order to avoid degradation. From the process only the flow of stream A was known and in order to calculate the flow of streams B and C measurements of TS were performed. From the mass balance and component balance seen in Equation (1) and (2) streams B and C could be determined. The parameter names are explained in 2

105 Table 4. The calculated flows were used in order to calculate COD and phosphorus in the slurry as described below. F A A F F (1) B A C F TS F TS F TS (2) Composition B B The composition was evaluated by concentration of VS, COD, total phosphorous, fat, protein and carbohydrates content. The content of heavy metals was also measured. The Hack Lange method was used for measuring phosphorous and COD. The tests used were LCK 114 and LCK 348. The slurry was too inhomogeneous to use for these tests. Therefore COD and phosphorus was determined in streams A and B and the corresponding values for the slurry were calculated according to Equation (3). F C F C F C (3) A A B B C The method for measuring TS and VS was performed as described by [8]. TS and VS were measured by drying the substrate in an oven at 105 o C overnight followed by 550 o C for 2 h. The TS content was calculated according to Equation (4) and the VS by Equation (5). The parameter names are explained in Table 1. mcs 1 mc TS (4) m m cs m VS m cs c m c C C cs2 c (5) m Samples were sent to Eurofins for external analysis in order to determine the content of fat, protein and carbohydrates. The tests were performed according to the standard methods; S EN 12880, S EN 12879, EN 13342, STANDARD METHODS mod, C 3 NMKL 131 and SLVFS 193:21. Samples were also sent to Alcontrol in order to determine the concentration of heavy metals and the analyses performed were SS-EN :2000, SS-EN ISO :2009, SS-ISO :2004 and SS-EN Biochemical methane potential Initial experiments showed that since the biogas production process at Öresundsverket had a much shorter retention time than recommended longer degasing time than usual was needed for the inoculum. Therefore degasing was performed during 18 days. In order to evaluate the effect of the freezing a reference sample was tested where the substrate was not pretreated in any way. The same slurry as sample 6 was used for reference. The BMP experiment lasted for 34 days and the methane concentration was measured seven times during this period. The experiment was performed in triplicates for each substrate. Each flask had a volume of 2 L and they were filled with 500 ml mix of inoculum and substrate. The relation between inoculum and substrate was set to be 60:40 and the total VS content in each flask was 7,5 g. Cellulose was used as a reference substrate and a series of inoculum without any substrate was also tested to determine the biogas production from the inoculum. In order to remove oxygen from the mixture a flow of N 2 gas was applied for two minutes before the flasks were sealed. The flasks were stored at 37 o C. The procedure for BMP was performed in the same manner as described in [9]. Profitability In order to calculate the net energy that would be gained if the slurry was to be introduced to the process the energy required for transportation and heating was calculated. Calculations for heating were based solely on the requirements for heating the substrate from the average air temperature to the temperature of the digester at Öresundsverket since no reliable data regarding current heating requirements were obtained. The heating requirements were calculated per ton of substrate with Equation 6. The parameter names are explained in

106 Table 4. Assumptions were made that the specific heat capacity of stream C was the same as water since it had a low dry content. E c ( T T ) (6) p H2O D The energy requirements for transportation were calculated per ton of substrate. The distance was assumed to be 58 km. Fuel consumption vas estimated to 0,039 l fuel per ton and kilometer according to [10] which corresponds to 1400 kj/(ton*km) if diesel is assumed to be the fuel of choice. The energy potential per ton of substrate was calculated with Equation 7 were biogas was assumed to contain kj/ Nm 3 according to [11]. Parameter k was used to define this value. When calculating the energy potential in the substrate the methane potential was corrected to correspond to an unfrozen substrate and it was multiplied with a factor x that corresponds to the expected achievable methane potential at Öresundsverket. Air E VSC BMP x k (7) As the VS content varied a lot between the samples the profitability for the highest, lowest and mean value of VS was evaluated. Results From the mass balance and the component balance the average flows of the streams A, B and C were determined. Stream A had a flow rate of 120 m 3 /day and Stream B had a flow rate of 116 m 3 /day which means that stream C had a flow rate of 4.40 m 3 /day. Composition The variations in composition between the different samples of the substrate were high, especially regarding the content of carbohydrates. Mean values and standard deviations are seen in Table 2. Table 2 Composition analysis for stream C. *is the percentual amount present in stream C of the total amount coming in to the dewatered through stream A. Substance Mean concentration STD (%) Fat 36,4(% of VS) 39,8 Carbohydrates 21,1 (% of VS) 67,1 Protein 41,7 (% of VS) 18,4 COD 103 (g/l) 23,7 Phosphorus 3,23 (g/l) 11,4 *Phosphorus 58 (%) 2,7 TS 7,13 (% of wet 18,9 weight) VS 5,96 (% of wet 21,4 weight) *VS 90 (%) 5,6 Regarding phosphorus and VS content it can be seen in Table 2 that 90 % of the VS was concentrated in stream C. The corresponding amount for phosphorus was only 58 %. Since it is desirable to increase the phosphorus amount transported to Öresundsverket efforts should be invested to flocculate more phosphorus from stream C in order for it to be dewatered and end up in stream A. As for the VS content there is only slight room for improvement since already 90 % of the VS is transferred to stream C. The composition analysis showed that substrate contained a higher content of fat and less carbohydrates than the municipal sludge. The protein content was almost the same for both substrates. A comparison between the substrate and municipal sludge is shown in Figure 2. The composition varied between the different samples and the variations were calculated as standard deviation of the mean concentration. The standard deviations were 18 % for protein, 40 % for fat and 67 % for carbohydrates. 4

107 Concentration (% of VS) Protein Fat Carbohydrates 38,6 20,7 39,8 41,7 Municipal sludge 21,1 36,4 Dewatered slurry Figure 2 A comparison between protein, fat and carbohydrate concentration between municipal sludge and substrate C. The concentration of heavy metals in the slurry is seen in Table 3. All concentrations were lower than in the digested sludge from the existing biogas production process. Most of the samples had a concentration of Pb, Cd and Hg that was below the detection limit and the lowest concentration detectable was therefore assumed when a mean value for the samples were calculated. The concentrations of these components given in Table 3 are therefore the upper limits of the possible concentration in the slurry. It should also be considered that the concentration will be higher after anaerobic digestion as TS is degraded. In the current process approximately 33% of the TS is degraded which means that the concentration of heavy metals is increased with 50 % compared to before the anaerobic process. Considering this it can be assumed that an introduction of the substrate to the biogas production process at Öresundsverket would not lead to higher concentrations of heavy metals in the digested sludge. Another important factor to consider is the cadmium to phosphorus ratio. At Öresundsverket work is done to decrease the Cd/P ratio in the digested sludge to 17 mg Cd/kg P thus the amount of phosphorus needs to be as high as possible compared to cadmiun in the substrate in order to not increase the ratio. From ths study it was concluded that the ratio in stream C was 4.64 mg Cd/kg P which is well below the goal. Thereby the slurry can be assumed to have a positive influence if it is introduced as a substrate to the anaerobic digestion process at Öresundsverket. Table 3 Concentration of prioritized trace elements in dewatered slurry. Heavy metal Mean value (mg/kg TS) STD (% of mean value) Pb <2.0 - Cd < Cu Cr Hg < Ni Zn Biochemical methane potential The BMP for each sample of the substrate is shown in Figure 3. No lag-phase was observed, which indicates that the inoculum was well adapted to handle the substrate. The BMP varied between 382 and 469 Nml CH 4 /g VS for the pretreated substrates. A comparison of the untreated and pretreated substrate 6 showed an increase of 13 % in BMP after pre-treatment. The mean BMP for the substrate without pretreatment was calculated to 388 Nml CH 4 /g VS, which was higher than the corresponding value of 333 Nml CH 4 /g VS for the municipal sludge that is presently fed to the process. The current gas production at Öresundsverket results in 256 Nml CH 4 /g VS. This means that 78 % of the total possible gas is currently produced given the current operating parameters. 5

108 Figure 3 Methane potential curves showing the standard deviations of all measuring points as well as the methane potential for all the samples of substrate C. Standard deviations between triplicates for each sample at each measuring point are indicated by error bars. 6

109 Net energy (kj/m3) Cost analysis The cost for transporting the substrate to Öresundsverket was estimated to kj/m 3 provided by diesel and the heating costs were estimated to kj/m 3 from district heating. The energy potential in the slurry was estimated from the BMP analysis and by subtracting the energy costs the expected energy potential at Öresundsverket was calculated. In Figure 4 the expected energy potential results can be seen VS = 3,7 % VS = 6,0 % VS = 7,4 % Figure 4 The expected energy potential for different VS content in stream C when energy costs for transportation and heating have been subtracted. Since the VS content varied a lot between different days the energy potential was calculated for the lowest, average and highest VS content. As it is seen in Figure 4 all of the cases showed that they would contribute to net energy production if stream C would be used as a substrate at Öresundsverket but since the costs are stationary it is preferred that the VS content is as high as possible in order to get the highest possible net energy gain from the digestion. An important factor to remember is that the heating costs in this case were only calculated in terms of heating up the substrate to the digester temperature but energy costs for keeping the substrate at digester temperature for the duration of the digestion was not included. Therefore the actual net gain in energy will be lower. Conclusion The biogas potential in the dewatered slurry is 17 % higher than in municipal sludge and the microorganisms at Öresundsverket are well adapted to handle the substrate. The composition of the substrate varies, especially regarding the concentration of carbohydrates. No clear correlation between composition and BMP was found. The net energy gained if introducing the new substrate would be MJ/m 3 at the actual VS-concentrations, which means that even at the lowest VS-concentrations it is profitable to transport and digest the dewatered slurry at Öresundsverket. The content of prioritized trace elements was low enough to be assumed that an introduction of the slurry to the process would not increase the concentrations in the digested sludge at Öresundsverket. 7

110 Table 4 Explained names and units of all the parameters used in the equations. Substance Description Unit F a Flow A m 3 /day F b Flow B m 3 /day F c Flow C m 3 /day TS a Total solids A % TS b Total solids B % TS c Total solids C % C a Concentration A g/l C b Concentration A g/l C b Concentration A g/l m c Cup mass g m cs Cup+substrate g mass m cs1 Cup+substrate g mass after 105 C m cs2 Cup +substrate g mass after 505 C C ph20 Heat capacity for kj/ton water T D Digester temperature C T Air Average air C temperatre VS C VS in stream C % BMP Methane potential Nm 3 /kgvs x Correction factor Nm 3 / Nm 3 for expected BMP E Energy kj/ton References [1] I. Angelidaki, M. Alves, D. Bolzonella, L. Borzacconi, J. L. Campos, a J. Guwy, S. Kalyuzhnyi, P. Jenicek, and J. B. van Lier, Defining the biomethane potential (BMP) of solid organic wastes and energy crops: a proposed protocol for batch assays., Water Sci. Technol., vol. 59, no. 5, pp , Jan [2] I. Angelidaki and W. Sanders, Assessment of the anaerobic biodegradability of macropollutants, Rev. Environ. Sci. Bio/Technology, vol. 3, no. 2, pp , Jun [3] B. G. F. Parkin and W. F. Owen, Fundamentals of Anaerobic Digestion of Wastewater Sludges, vol. 112, no. 5, pp , [4] Å. Jarvis and A. Schnürer, Mikrobiologisk handbok för biogasanläggningar, (In Swedish) [5] L. H. Mikkelsen and K. Keiding, Physico-chemical characteristics of full scale sewage sludges with implications to dewatering., Water Res., vol. 36, no. 10, pp , May [6] Svenskt Vatten, Vad är Revaq?, [Online]. Available: ster/avlopp-och-miljo/revaq/. [Accessed: 19-May-2014]. (In Swedish) [7] Svenskt Vatten, Mall - Bedömning av prioriterade spårelement o metaller, [Online]. Available: s/kategorier/avlopp och milj%c3%b6/revaq/mall - Bed%c3%b6mning av prioriterade sp%c3%a5relement o metaller.xlsx. [Accessed: 23-May-2014]. (In Swedish) [8] SIS Standardiseringsgrupp, Svensk Standard SS [9] Hansen, T.L., Schmidt, J.E., Angelidaki, I., Marca, E., Jansen, J.L.C., Mosbaek, H. and Christensen, T.H., Method for determination of methane potentials of solid organic waste. Waste management (New York, N.Y.), [online] 24(4), pp Available at: < > [Accessed 30 May 2014] 8

111 [10] J.-P. Rodrigue and C. Comtois, Transportation and Energy, [Online]. Available: ch8en/conc8en/ch8c2en.html. [Accessed: 20-May-2014]. [11] Biogasportalen, Energiinnehåll. [Online]. Available: ratillanvandning/vadarbiogas/energi innehall. [Accessed: 20-May-2014]. (In Swedish) 9