Utvärdering av VFA-resurserna för en bio-p-process på Västra Strandens avloppsreningsverk i Halmstad

Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Utvärdering av VFA-resurserna för en bio-p-process på Västra Strandens avloppsreningsverk i Halmstad Examensarbete av Mariusz Daton & Anders Wallergård Lund, mars 2003

Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Lunds Tekniska Högskola Lunds Universitet Department of Water and Environmental Engineering Lund Institute of Technology University of Lund Sweden Utvärdering av VFA-resurserna för en bio-p-process på Västra Strandens avloppsreningsverk i Halmstad Evaluation of the VFA-resources for a BPR process at the Västra Stranden wastewater treatment plant in Halmstad Examensarbete / Master s Thesis number: 2003-01 by Mariusz Daton & Anders Wallergård Department of Water and Environmental Engineering March 2003 Handledare / Supervisor: Ph. D. Karin Jönsson Professor Jes la Cour Jansen Postal adress: P.O Box 118 SE_221 00 Lund Sweden Visiting address: John Ericssons väg 1 Telephone: +46 46-222 89 96 +46 46-222 00 00 Telefax: +46 46-222 42 24 Web address: www.vateknik.lth.se

Sammanfattning Examensarbetet är utfört vid Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik vid Lunds Tekniska Högskola i samarbete med Västra Strandens avloppsreningsverk i Halmstad. Eutrofieringen, d.v.s. övergödningen av sjöar och vattendrag, är ett problem som uppstått genom omfattande utsläpp av näringsämnen till naturen. Med dagens allt hårdare miljökrav krävs det att en speciell fosforavskiljande process införs till avloppsvattenreningen. I dagsläget avlägsnas fosfor med kemisk fällning på de flesta reningsverk men då allt fler vill bedriva sin verksamhet mer ekologiskt och effektivt ökar intresset för den biologiska fosforavskiljningsmetoden. Det finns en lång rad parametrar som påverkar en biologisk fosforavskiljningsprocess varav de fosforackumulerande mikroorganismernas tillgång till lättåtkomligt kol, s.k. VFA (Volatile Fatty Acids) är en av de viktigaste. Syftet med examensarbetet har varit att utvärdera i vilken grad VFA förekommer i Västra Strandens avloppsreningsverks inkommande avloppsvatten, samt att utvärdera möjligheterna att genom slamhydrolys framställa ytterligare VFA. Utvärderingen är indelad i tre moment och inleds med en bedömning av det inkommande avloppsvattnets karaktär, med avseende på fosfor- och VFA-innehåll. Det insamlade materialet ger en fingervisning om den inkommande VFA-mängden är tillräcklig för en biologisk fosforavskiljningsprocess eller om det kommer att finnas behov av ett VFAtillskott. Mätningarna på Västra Stranden följs av en laboratoriestudie där försök med VFAproduktion genom slamhydrolys genomförs. I de efterföljande fosforsläppsförsöken kontrolleras den framhydrolyserade kolkällans tillämpbarhet på ett befintligt bio-p-slam, i det här fallet från Öresundsverket i Helsingborg. Avslutningsvis genomförs ett dimensioneringsförslag av en tänkt hydrolysprocess, baserad på resultaten från tidigare försök. Resultaten från mätningarna på Västra Strandens inkommande avloppsvatten visar ganska entydigt på att den inkommande VFA-mängden inte är tillräcklig. Den efterföljande laboratoriestudiens resultat visar att betydande mängder VFA kan framställas med primärslamhydrolys medan hydrolys på överskottslam inte visade på någon VFA-produktion alls. Med tillsats av en viss enzymblandning visar försöken att hastigheten med vilken hydrolysförloppet sker ökar för primärslam och att hydrolys av överskottslam är möjlig. Fosforsläppen visar att den framhydrolyserade kolkällan kan användas av fosforackumulerande bakterier. Det avslutande dimensioneringsförslaget visar att en hydrolysprocess inte kräver allt för stora volymer. Dock innehåller dimensioneringsberäkningarna många antaganden varför den endast bör ses som en överslagsberäkning. Förutom utförande av försök, resultat och dimensioneringsförslag innehåller rapporten en litteraturstudie där teorier, centrala för fosforavskiljningsprocessen, behandlas. Vidare innehåller rapporten också en beskrivning av Västra Strandens avloppsreningsverk som berör den nuvarande driften samt verkets riktvärden och reningsresultat.

Evaluation of the VFA-resources for a BPR process at the Västra Stranden wastewater treatment plant in Halmstad Daton, M., Wallergård, A. Departement of Water and Enviromental Engineering, Lund Institute of Technology Abstract Västra Stranden wastewater treatment plant in Halmstad is about to expand the wastewater treatment, and plan to introduce a biological phosphorus removal process. Essential for the EBPR is that an adequate amount of VFA is present in the wastewater. Therefore, the VFA-resources at the wastewater treatment plant are evaluated in this study. Influent VFA and orthophosphate concentrations were measured at the plant. Furthermore, laboratory batch tests were made in order to examine if more VFA can be produced by sludge fermentation/hydrolysis. The fermentation/hydrolysis batch tests were done on two types of sludge, primary and biological excess sludge. The primary sludge was fermented/hydrolysed at three constant temperatures (10, 20 and 30 C) while the excess sludge only was fermented/hydrolysed at one temperature (20 C). Additional tests were also performed were significant amounts of enzymes were added to each sludge type. Phosphorus release tests were made in order to evaluate the applicability of the produced VFA for phosphorus removal. The results show that the influent amounts of VFA is to low at the plant. However, the laboratory tests show that sufficient VFA can be obtained from primary sludge fermentation/hydrolysis. No VFA-production could be seen during fermentation/hydrolysis test with biological excess sludge. The fermentation/hydrolysis tests with the addition of enzymes showed a significant increase of VFA-production rate for both primary and biological excess sludge. Keywords: Enhanced biological phosphorus removal (EBPR), Volatile fatty acids (VFA), hydrolysis, fermentation, wastewater treatment Introduction The study is accomplished in the frame of a master thesis at the Department of Water and Environmental Engineering, Lund Institute of Technology/Lund University, in collaboration with Västra Stranden wastewater treatment plant (WWTP) in Halmstad, Sweden. As the WWTP is about to expand the wastewater treatment, there are plans to include a biological phosphorus removal process (EBPR) to the water treatment. It is essential for the EBPR that an adequate amount of VFA is present in the wastewater. If more VFA is needed it may be produced by sludge fermentation/hydrolysis. Background Eutrophication is a condition in an aquatic ecosystem where high nutrient concentrations stimulate blooms of algae. Although eutrophication is a natural process, it can be accelerated by human activities in shape of extensive discharge of nutrients, such as phosphorus and nitrogen, to aquatic ecosystems. Since these nutrients normally are of short supply in nature all addition will cause an increasing growth of algae. When these algae die and decompose, dissolved oxygen is consumed in the water, which in the long run will cause anaerobic conditions inhibiting the flora and fauna in the water. Thus, phosphorus removal at wastewater treatment plants is a key factor in preventing eutrophication of aquatic ecosystems. At Swedish water treatment plants there are two methods used to remove phosphorus from the wastewater; chemical precipitation and enhanced biological phosphorus removal (EBPR or bio-p). The former is the most common method since it is reliable and simple to perform. However, chemical precipitation method means that large volumes of chemicals need to be used and more sludge is produced. In order to perform the wastewater treatment more ecological and efficient EBPR is becoming more common.

Biological phosphorus removal is achieved by microorganisms capable of storing phosphorus as polyphosphate. The growth of phosphorus accumulating organisms is favoured by altering anaerobic and aerobic conditions. The bio-p process cannot take place without the presence of an easily degradable carbon source. Volatile fatty acids (VFA) are organic compounds needed for bio-p and are available either directly from the wastewater or from hydrolysis processes where organic substances from the wastewater or from the biomass are degraded. In order to operate the process well, the ratio between VFA and dissolved phosphorus in the bio-p process needs to be in the range of 10:1 and 20:1 mg VFA per mg removed P. The focus of this study are to investigate the amount of VFA in the influent wastewater at Västra Stranden WWTP and the potential of sludge fermentation as a method to produce additional VFA, if required. Methods Examinations at Västra Stranden WWTP In order to establish the current relationship between VFA- and orthophosphate concentrations in the influent wastewater these parameters were analysed every hour in periods of 10-12 hours at four different occasions in the summer of 2002. The analyses were performed during daytime only, between 7 am and 7 pm for safety reasons. The method used for analysing the VFA-concentration was a five-point titration method developed at the University of Cape Town (Moosbrugger et al., 1992). Orthophosphate was analysed by a photometric method. Fermentation/hydrolysis tests In the next phase of the study, laboratory batch tests on sludge from Västra Stranden were performed. The aim of these tests was to determine if sludge fermentation/hydrolysis could be a potential method for producing additional VFA. The fermentation/hydrolysis batch tests were performed on primary and biological excess sludge. Each type of sludge was to be fermented at three constant temperatures, 10, 20, and 30 C with the intention of evaluating the temperature dependency of the fermentation process. Furthermore, tests with a significant addition of degrading enzymes were made for each type of sludge to see if the fermentation rate could be enhanced. The fermentation/hydrolysis tests were carried out in 4 litres jars, which were placed in a temperature-bath. During the tests stirrers were used for a proper mixture of the sludge. Each test period lasted for a maximum of 17 days and during this time samples were taken out to analyse the parameters VFA, PO 4 -P, NH 4 -N and dissolved COD. It was assumed that PO 4 -P, NH 4 -N and dissolved COD would be produced during the fermentation/hydrolysis. The analyses of PO 4 -P were made in order to investigate the amounts of phosphorus that will be added to the EBPR. NH 4 -N and dissolved COD were mainly chosen to see if any correlation with VFA could be seen. The samples were separated from suspended solids by centrifugation before the analyses could be made.

Fermentation/hydrolysis tests with enzymes The fermentation/hydrolysis tests with the addition of enzymes were carried out in a shorter period of time, 4-8 hours. The analysed parameters were the same as above. Due to confidentially reasons no detailed description of the enzymes can be made. However, it can be mentioned that the enzymes have the ability to degrade lipids, proteins, carbon hydrates and cellulose. Two simultaneous tests were made for each sludge type: one with the addition of enzymes and one reference without. Phosphorus-release tests Apart from fermentation/hydrolysis tests, phosphorus-release tests were also performed in order to evaluate the potential of the produced VFA for phosphorus removal. Tests were implemented after maximum VFA-koncentration was reached in the fermentation/hydrolysis batch test. The principle of the test was to add the produced VFA to activated sludge and then expose it to anaerobic conditions. In this case, the origin of the activated sludge was the WWTP Öresundsverket in Helsingborg where bio-p is performed. During the test period of 3 hours released dissolved phosphorus was measured and the result was then compared with a simultaneously made reference test where a surplus of acetic acid (pure VFA) was used as carbon source. In the reference test it was assumed that a maximum release was reached. The tests were carried out in airtight jars of 1.8 litres and constant temperature of 20 C. The carbon was in both cases added in excess, 540 mg COD per jar (Tykesson, 2002). Results and discussion The results, from the tests made at Västra Stranden WWTP, clearly shows that the ratio between VFA and dissolved phosphorus in most cases were lower than 10:1 (figure 1). This indicates that the supply of VFA may be inadequate for a functioning bio-p process. The mean values of VFA and orthophosphate concentrations, during the test periods, were 39 mg/l and 6 mg/l respectively in the influent wastewater. 20 VFA/PO4-P 15 10 5 1. 02-07-16 2. 02-08-07 3. 02-08-08 4. 02-08-19 0 07:00 09:00 11:00 13:00 15:00 17:00 19:00 Time Figure 1 The VFA/PO 4 -P ratio during the 4 test periods at Västra Stranden WWTP. Figure 2 summarises the results from the lab-scale fermentation/hydrolysis tests as a VFAproduction versus detention time diagram. As can be seen the VFA production is considerable in the primary sludge fermentation/hydrolysis tests, ~150-200 mg HAc/mg VSS after 7 days. At the temperature 10 C, a lower VFA-production rate was obtained in comparison to the others. Furthermore, the test conducted with excess sludge showed no significant production of VFA, and no further tests were made using this type of sludge. One reason for why no VFA-production was obtained during the test using excess sludge could be that it contains a low amount of fermentable organic matter.

VFA (mg HAc/g VSS) 250 200 150 100 50 0 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 P10 P20 a P20 b P30 E20 Time (days) Figure 2 VFA as a function of detention time. P = primary sludge and E = excess sludge. 10, 20, 30 = the temperature in which the test was conducted ( C). The variation due to detention time of the other studied parameters showed a similar production pattern with a lower rate at 10 C compared to the warmer tests at 20 and 30 C. When observing the analysed parameters, NH 4 -N and dissolved COD, a significant correspondence to the VFA-production was discovered. Figure 3 and 4 show produced NH 4 - N and dissolved COD as a function of produced VFA. A linear correspondence is found in both cases, which means that these parameters can be used when monitoring the VFAproduction during fermentation/hydrolysis as an alternative to the VFA-analysis. mg NH4-N/g VSS 30 25 20 15 10 5 y = 0.1373x - 3.5944 R2 = 0.9668 P10 P20 a P20 b P30 0 0 50 100 150 200 VFA (mg HAc/g VSS) Figure 4 NH4-N as a function of VFA. P = primary sludge. 10, 20, 30 = the temperature in which the test was conducted ( C). The linear adaptation to the data set (figure 4,5) shows that the release of NH 4 -N and dissolved COD is 0.14 mg respective 2.2 mg for each gram of VFA

mg dissolved COD/g VSS 600 y = 2.1967x + 54.494 500 400 R2 = 0.9164 300 200 100 0 0 50 100 150 200 VFA (mg HAc/g VSS) P10 P20 a P20 b P30 Figure 5 Dissolved COD as a function of VFA. P = primary sludge. 10, 20, 30 = the temperature in which the test was conducted ( C). With the addition of enzymes the VFA-production rate was seven times higher when primary sludge was hydrolysed. Also in the other enzyme test using excess sludge, a considerable VFA-production was seen compared to the test without enzymes, where no fermentative activity could be seen. When the produced VFA from primary sludge was used as carbon source in the following phosphorus-release tests, a high release was obtained, 70-100 % of the release obtained with acetate. These results suggest that the produced VFA is applicable on a bio-p plant. However, it should be mentioned that the produced carbon source not only consists of VFA, but also other not so degraded fractions of organic matter. For every test different activated sludge was used, allowing the result to vary. Conclusions The examination at Västra Stranden WWTP shows that the incoming VFA-concentration is too low in order to perform a bio-p process well. VFA can be produced by fermentation/hydrolysis of primary sludge. Excess sludge on the other hand, showed no or little VFA-production. NH 4 -N and dissolved COD can be used to monitor a fermentation/hydrolysis process, due to the pronounced correlation with VFA-production. The phosphorus release tests shows that the produced VFA can be applied on a bio-p process with good results.

References Moosbrugger, R. E., Wentzel, M. C., Ekama, G. A. och Marais, Gv. R. (1992). Simple titration procedures to determine H 2 CO 3 -alkalinity and short-chain fatty acids in aqueous solutions containing known concentrations of ammonium, phosphate and sulphide weak acid/bases. Water research group, Department of civil engineering, university of Cape Town, South Africa. Tykesson, E. (2002). Combined biological- and chemical phosphorus removal in wastewater treatment Swedish experience and practical application of phosphorus release batch test. Licentiate thesis. Department of water and environmental engineering. Lund Institute of Technology/Lund University. ISSN: 1650-5050

Förord Förord Examensarbetet omfattar 20 poäng och är utfört vid Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik vid Lunds Tekniska Högskola i samarbete med Västra Strandens avloppsreningsverk i Halmstad. Arbetet påbörjades sommaren 2002 och presenteras och publiceras mars 2003. Vi vill härmed passa på att tacka våra handledare, Karin Jönsson, Eva Tykesson och Jes la Cour Jansen för deras fina handledning och intressanta diskussioner rörande ämnet. Ett tack också till personalen på VA-laboratoriet, Gerd Persson, Mona Wretling-Hamrin, Ylva Persson som bistått med råd och hjälp under våra laboratorieförsök. Vi vill också tacka Marie Gunnarsson, Christer Borglin, Catarina Berg och övriga på Västra Strandens avloppsreningsverk som hjälpt oss och visat intresse. Ett tack också till Lars-Erik Jönsson på Öresundsverket i Helsingborg. Lund den 7 mars 2003 Anders Wallergård Mariusz Daton

Innehåll Innehåll 1 INLEDNING... 1 1.1 BAKGRUND... 1 1.2 SYFTE... 2 1.3 AVGRÄNSNINGAR... 2 1.4 UTFÖRANDE... 3 1.5 LÄSANVISNINGAR... 3 2 METODER FÖR FOSFORAVSKILJNING... 5 2.1 INLEDNING... 5 2.2 KEMISK FOSFORAVSKILJNING... 6 2.2.1 Fällningsprocessen... 6 2.2.2 När tillsätts kemikalierna?... 6 2.2.3 Aluminiumsalter... 7 2.2.4 Järnsalter... 7 2.2.5 Kalk... 8 2.3 BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING... 9 2.3.1 Principiell beskrivning... 9 2.3.2 VFA... 11 2.3.3 Faktorer som påverkar den biologiska fosforavskiljningen... 11 2.3.4 För- och nackdelar med biologisk fosforavskiljning... 13 2.4 UTFORMNING AV PROCESSER FÖR BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING... 14 2.4.1 Bardenphoprocessen (Phoredox)... 15 2.4.2 A/O-processen... 16 2.4.3 UCT-processen... 17 2.4.4 Phostripprocessen... 17 3 ANAEROB NEDBRYTNING AV ORGANISKT MATERIAL... 19 3.1 INLEDNING... 19 3.2 DEN ANAEROBA NEDBRYTNINGSPROCESSEN AV ORGANISKT MATERIAL... 19 3.2.1 Principiell beskrivning... 19 3.2.2 Näringsämnen... 21 3.3 FAKTORER SOM PÅVERKAR HYDROLYS AV SLAM... 22 3.4 HYDROLYS AV PRIMÄRSLAM I RENINGSPROCESSEN... 24 4. VÄSTRA STRANDENS AVLOPPSRENINGSVERK... 25 4.1 INLEDNING... 25 4.2 AVLOPPSRENINGSPROCESSEN... 25 4.3 RIKTVÄRDEN OCH RESULTAT AV UTSLÄPP... 26 5 METODIK FÖR MÄTNINGAR PÅ VÄSTRA STRANDEN OCH FÖR LABORATORIEFÖRSÖK.. 29 5.1 INLEDNING... 29 5.2 MÄTNINGAR PÅ VÄSTRA STRANDENS AVLOPPSRENINGSVERK... 29 5.2.1 Material... 30 5.2.2 Utförande... 30 5.3 HYDROLYSFÖRSÖK... 31 5.3.1 Material... 31 5.3.2 Utförande av hydrolysförsök... 33 5.3.3 Utförande av hydrolysförsök med enzymtillsats... 34 5.4 FOSFORSLÄPPSFÖRSÖK... 34 5.4.1 Material... 34 5.4.2 Utförande av fosforsläppsförsök... 35 5.5 ANALYSMETODER... 38 6 RESULTAT FRÅN MÄTNINGAR PÅ VÄSTRA STRANDEN... 39 6.1 INLEDNING... 39 6.2 VÄSTRA STRANDENS AVLOPPSRENINGSVERK... 39 6.3 INDUSTRIAVLOPPSVATTEN... 43 6.4 DISKUSSION OCH SAMMANFATTNING... 43

Innehåll 7 RESULTAT FRÅN LABORATORIEFÖRSÖK... 45 7.1 INLEDNING... 45 7.2 RESULTAT FRÅN HYDROLYSFÖRSÖK... 46 7.2.1 VFA... 46 7.2.2 Ortofosfat... 49 7.2.3 Ammoniumkväve... 50 7.2.4 Löst COD... 51 7.3 RESULTAT FRÅN HYDROLYSFÖRSÖK MED ENZYM... 53 7.4 DISKUSSION OCH SAMMANFATTNING, HYDROLYSFÖRSÖK... 54 7.5 RESULTAT FRÅN FOSFORSLÄPPSFÖRSÖK... 56 7.6 DISKUSSION OCH SAMMANFATTNING, FOSFORSLÄPPSFÖRSÖK... 59 8 DIMENSIONERING AV HYDROLYSPROCESS... 61 8.1 INLEDNING... 61 8.2 BERÄKNING... 61 8.3 DISKUSSION OCH SAMMANFATTNING, DIMENSIONERING... 66 9 DISKUSSION... 67 10 SLUTSATSER... 69 11 FÖRSLAG PÅ FORTSATTA STUDIER... 71 12 REFERENSLISTA... 73 APPENDIX 1: METOD FÖR BESTÄMNING AV VFA MED FEMPUNKTSTITRERING... III INLEDNING... III APPARATUR OCH KEMIKALIER... III UTFÖRANDE...IV PROTOKOLL FÖR VFA-BESTÄMNING... V APPENDIX 2: APPARATUR... VII APPENDIX 3: MÄTRESULTAT FRÅN VÄSTRA STRANDEN...IX APPENDIX 4: MÄTRESULTAT FRÅN HYDROLYSFÖRSÖK...XIII APPENDIX 5: MÄTRESULTAT FRÅN FOSFORSLÄPPSFÖRSÖK... XVII

Ordlista förkortningar Ordlista - förkortningar Bio-P BOD BPR COD GAO HAc N 2 NH 4 -N O 2 P PAO Pe PHA PO 4 -P SS Tot-N Tot-P VFA VSS Biologisk fosforavskiljning Biological Oxygen Demand Biological Phosphorus Removal Chemical Oxygen Demand Glycogen Accumulating Organisms Acetat/ättiksyra Kvävgas Ammoniumkväve Syrgas Fosfor Phosphorus Accumulating Organisms Personekvivalent Polyhydroxyalkanoat Ortofosfat / Fosfatfosfor Suspenderad Substans Totalkväve Totalfosfor Volatile Fatty Acids Volatile Suspended Solids = organisk andel av SS

1 Inledning 1 Inledning "Halterna av gödande ämnen i mark och vatten skall inte ha någon negativ inverkan på människors hälsa, förutsättningarna för biologisk mångfald eller möjligheterna till allsidig användning av mark och vatten." (Ur Naturvårdsverkets miljökvalitetsmål.) 1.1 Bakgrund Eutrofieringen, d.v.s. övergödningen av sjöar och vattendrag, är ett problem som uppstått genom omfattande utsläpp av näringsämnen till naturen, främst av kväve och fosfor. Kvävet har sitt ursprung i flera källor som i huvudsak består av reningsverk, urlakad skogsmark, biltrafik samt läckage från åkrar. Den sistnämnda anses som den största källan och beror på den stora användningen av kväveinnehållande gödsel inom jordbruket. Fosforföroreningarna har till största delen sitt ursprung i fosfathaltiga disk- och tvättmedel som under 1960-talet togs i bruk av allmänheten. Även reningsverk och industrier i olika form släpper ut fosfor. Anledningen till att åkerläckage av fosfor inte anses bidra till eutrofieringen i lika hög grad som kväve beror på att fosforn lättare binds till jordpartiklar och därför inte lakas ut i naturen av regnvatten och konstbevattning lika lätt. En annan orsak till den ökade eutrofieringen är människans påverkan på akvatiska miljöer. Normalt binds stora mängder näringsämnen i våtmarker och sjöar men i takt med att åkeroch våtmark dikats ut och att vattendrag rensats och rätats ut har deras naturliga näringsbindande förmåga minskats avsevärt. Följaktligen finns det inte så mycket som hindrar näringsämnena på deras väg mot sjöar och hav. Eftersom näringsämnen ofta är bristvaror i naturen så är de tillväxtreglerande vilket innebär att varje tillskott av ämnet medför ökad tillväxt. Generellt sett anses fosfor vara tillväxtreglerande i sötvatten och kustnära saltvatten och kväve tillväxtreglerande i övrigt saltvatten. Till en början behöver näringstillskottet inte ha negativa konsekvenser. Ett exempel på övergödningens händelseförlopp är om t.ex. fosfor tillförs en oligotrof (näringsfattig) sjö. Den ökade tillväxt som då uppstår kan innebära en ökad mångfald för växt- och djurlivet, men fortgår processen blir vattnet eutroft (näringsrikt), vilket ökar dess algproduktion och s.k. algblomning kan uppstå. När dessa alger dör och sedimenterar till botten börjar nedbrytningen av det organiska materialet bundet i de döda organismerna. I och med att syre åtgår under nedbrytningsprocessen, sjunker syrekoncentration i bottenvattnet, livet på botten slås ut och i avsaknaden av syre bildas i stället giftigt svavelväte. Resultatet blir att sjöns botten höjs av den tilltagande sedimenteringen av dött organsikt material, vilket i längden resulterar i att sjön växer igen. I Sverige är det här ett problem som främst drabbat de uppodlade slätt- och kustområdena i Götaland och Svealand (figur 1.1). 1

1 Inledning Figur 1.1 I de skuggade områdena har flertalet sjöar en totalfosforhalt som överstiger 25 µg/l (SNV, 2002). På liknande sätt som i exemplet ovan ligger övergödningen bakom flera miljöproblem bl.a. i form av algblomning och döda bottnar till havs där hela fiskbestånd slagits ut av syrebristen som uppstår. Med detta som bakgrund är det lätt att inse att behovet av fosfor- och kväveavskiljning vid avloppsreningsverk världen över är stort. 1.2 Syfte Västra Strandens avloppsreningsverk i Halmstad planerar i samband med en ombyggnation av verket att införa ett reningssteg med biologiskt fosforavskiljning. Det finns en lång rad parametrar som påverkar en biologisk fosforavskiljningsprocess varav de fosforackumulerande mikroorganismernas tillgång till lättåtkomligt kol, s.k. VFA (Volatile Fatty Acids) är en av de viktigaste. Verkets förutsättningar för denna ombyggnad undersöks för närvarande av ett konsultföretag och som ytterligare underlag har tillgången på VFA utvärderats i examensarbetet. 1.3 Avgränsningar För att begränsa examensarbetets storlek har vikten lagts vid att utvärdera i vilken grad VFA förekommer i det inkommande avloppsvattnet, samt att utvärdera avloppsreningsverkets möjligheter att internt framställa ytterligare VFA. Övriga driftsparametrar som berör bio-pprocessen har av resurs och tidsskäl bara beskrivits i den inledande litteraturstudien. 2

1 Inledning 1.4 Utförande För att den biologiska avskiljningsprocessen ska fungera tillfredsställande med avseende på mikroorganismernas kolbehov behöver det finnas en mängd VFA som är 10-20 gånger så stor som mängden löst fosfor i vattnet (Henze et al., 1995, Abu-Gharahrah och Randall, 1991). Med detta som utgångspunkt görs därför inledande mätningar på det inkommande avloppsvattnet för att undersöka hur stora mängder VFA och löst fosfor som i nuläget tillförs verket. Visar det sig att VFA-behovet inte är uppfyllt går arbetet vidare med hydrolysförsök på avloppsreningsverkets slam i laboratorieskala. Med hydrolysmomentet avses att bryta ned långa föreningar kol, som inte kan tas till vara av de fosforackumulerande mikroorganismerna, till mer lättillgängliga kolfragment, VFA. Dessa kan sedan tillföras till den biologiska fosforavskiljningsprocessen. Vidare kontrolleras den framhydrolyserade kolkällans kvalitet och tillgänglighet i ett s.k. fosforsläppsförsök. Slutligen sammanställs resultaten från de olika momenten och ett dimensioneringsförslag av en eventuell hydrolysprocess utarbetas. Parallellt med laboratoriearbetet görs även en litteraturstudie. 1.5 Läsanvisningar Rapporten inleds med en litteraturstudie där teorier, centrala för fosforavskiljningsprocessen, behandlas. Därefter följer ett kapitel med en beskrivning av Västra strandens avloppsreningsverk som berör den nuvarande driften samt verkets riktvärden och reningsresultat. I kapitlet därefter beskrivs de försök som utförts och den metodik som använts för att utvärdera förutsättningarna för biologisk fosforavskiljning. Därpå följer ett avsnitt med resultaten från försöken och diskussion kring dem. För den som inte är så väl bevandrad i teorierna kring den biologiska fosforavskiljningen kan det vara bra att börja med en genomgång av den inledande litteraturstudien som omfattar kapitel 2 och 3. 3

2 Metoder för fosforavskiljning 2 Metoder för fosforavskiljning 2.1 Inledning Generellt sett förekommer fosfor i avloppsvatten i löst form, ortofosfat (PO 4 -P) eller i suspenderad form, polyfosfat och organiskt bundet fosfor. Den totala mängden fosfor i avloppsvattnet benämns ofta som Tot-P. Polyfosfat består av långa kedjor ortofosfat som under inverkan av vatten kan hydrolyseras till löst form, ortofosfat (figur 2.1). Även organiskt bunden fosfor avger ortofosfat under inverkan av vatten och det medför att fosfor i avloppsvatten till största delen förekommer i löst form. Därför kan endast en liten mängd fosfor avlägsnas ur systemet med sedimentering. Ett konventionellt, amerikanskt reningsverk, utan någon process för fosforavskiljning, förmår endast att ta bort 20-40 % av den totala fosformängden i avloppsvattnet (Hammer, 1986). Avskiljandet sker då dels med mekanisk rening och dels genom mikroorganismers assimilation, där fosfor utgör en nödvändig beståndsdel. Polyfosfat Hydrolys H 2 O Ortofosfat Hydrolys H 2 O Organiskt material Figur 2.1 Schematisk beskrivning över fosforns övergång till löst form. Med dagens betydligt hårdare miljökrav krävs det att en speciell fosforavskiljande process införts till vattenreningen. I dagsläget använder kommunala reningsverk sig av två metoder, kemisk fällning och biologisk fosforavskiljning. Den förstnämnda medför stora kemikalievolymer och därmed också kostnader. I takt med att fler reningsverk vill bedriva sin verksamhet mer ekologiskt och effektivt har allt fler fått upp ögonen för den biologiska fosforavskiljningsmetoden. 5

2 Metoder för fosforavskiljning 2.2 Kemisk fosforavskiljning Den vanligaste metoden att avlägsna fosforföreningar från avloppsvatten på svenska reningsverk är genom tillsats av olika fällningskemikalier. Metoden att använda kemikalier för att fälla bort fosfor är enkel samt relativt okänslig för störningar vilket starkt bidrar till dess stora användande. De fällningskemikalier som är vanligast förekommande är olika järn- och aluminiumsalter, men också kalk i olika former används. Då metallsalterna tillsätts bildar de lösta järn- och aluminiumjonerna tillsammans med de lösta oorganiska fosforföreningarna (ortofosfater) svårlöst metallfosfat. Utöver detta bildas också metallhydroxider som underlättar fällningen. Metallfosfaterna och metallhydroxiderna kan sedan separeras från vattnet genom sedimentering eller någon annan separationsmetod. Eftersom fällningsprocessen är kraftigt beroende av ph i vattnet och olika fällningsmedel har bestämda intervall inom vilka de ger bäst resultat är just ph den parameter som främst används vid val och dosering av fällningsmedel. Vid fällning med järn ligger optimalt ph runt 5 och vid aluminiumfällning ligger optimalt fällningsförhållande runt ph 6 (Brett et al. 1997). I praktiken regleras dock inte ph eftersom detta skulle innebära för höga kostnader. Exempel på kommersiella fällningskemikalier för avloppsvatten är ARV, PIX, JKL, PAX samt släckt kalk (Kemira Kemwater, 1990). 2.2.1 Fällningsprocessen Fällningsprocessen kan sägas fungerar i tre steg, koagulering, flockulering samt sedimentering. Koaguleringsstadiet sker direkt när fällningsmedlet tillsätts vattnet, beroende på vilket medel som används sker en mängd olika reaktioner för att få de kolloidala partiklarna att aglomera till s.k. mikroflockar. Mikroflockarna i sin tur binds samman till ännu större flockar under flockuleringen. När flockarna har blivit tillräckligt stora kan de med hjälp av tyngdkraften sedimenteras bort. Det är ytterst viktigt att omrörningen är anpassad efter de olika stegen. Under koaguleringen behövs en god omrörning för att fällningsmedlet ska blandas ut väl, vilket gynnar bildandet av mikroflockar. Då mikroflockarna bildar större flockar i flockuleringssteget bör en viss omrörning finnas men den får inte vara för stor då detta kan medföra att flockar slås sönder. Då flockarna sedimenteras ska ingen omrörning ske. 2.2.2 När tillsätts kemikalierna? För att optimera fällningen efter olika omständigheter och avloppsvattnets varierande karaktär kan fällningsmedlet tillsättas vid ett antal olika skeden av reningsprocessen (Brett et al. 1997). Förfällning Simultanfällning Efterfällning Vid s.k. förfällning tillsätts fällningsmedlet före det biologiska steget. Fällningsmedlet bör tillsättas i en turbulent del av processen så att medlet blandas ut väl i avloppsvattnet. Flockarna avlägsnas därefter i försedimenteringsbassängen. En nackdel med förfällning är att 6

2 Metoder för fosforavskiljning det krävs stora mängder kemikalier för att nå resultat och att det i sin tur ger en hög slamproduktion. Fördelarna är att mer BOD avskiljs samtidigt som fällningen sker i försedimenteringen, vilket kan kompensera en underdimensionerad aktivslamanläggning. Eftersom mindre bioslam produceras, ökar slamåldern i aktivslambassängen. Simultanfällning fås då fällningsmedlet tillsätts innan eller i den luftade zonen i en aktivslamanläggning. Fördelen med simultanfällning är att ett billigare fällningsmedel, tvåvärt järn kan användes. Sedimentering sker i efterföljande sedimenteringsbassäng och tas ut med överskottslammet. Eftersom fällning och sedimentering sker i befintlig reningsprocess behövs inga extra volymer. Hela fällningsteget kan också förläggas efter den biologiska reningsprocessen. Efterfällning medför att en extra volym behövs där fällningsmedlet kan tillsättas och blandas ut, samt en därpå efterföljande sedimenteringsbassäng där flockarna kan avlägsnas. Efterfällning kan antingen användas som ett vanligt fällningssteg, eller som ett "poleringssteg" då reningsprocessen innan inte har fungerat eller då utsläppskraven inte uppfyllts. Då efterfällning används som "poleringsmetod" behövs oftast små mängder fällningsmedel användas samtidigt som en hög reningsgrad fås, då mindre fosfor behöver fällas ut. Behöver vattnet poleras ökar dock den totala mängden av tillsatta fällningskemikalier. 2.2.3 Aluminiumsalter Fällningsprocessen med aluminium är följande. Vid reaktionen bildas svårlösliga aluminiumfosfater och vätejoner enligt 2.1. 3+ 2- Al HPO 4 AlPO4 + + H + (2.1) Vid sidan om huvudprocessen sker ytterligare reaktioner. Aluminiumjonen reagerar med vätekarbonat och bildar aluminiumhydroxid som fungerar som flockuleringsmedel, vilket underlättar bildandet av flockar enligt 2.2. 3+ Al + 3 HCO3 Al(OH) 3 + CO 2 (2.2) 2.2.4 Järnsalter Vid fällning med järn kan antingen tvåvärt järn, Fe 2+ eller trevärt järn, Fe 3+ användas. Det finns vissa skillnader i hur fällningen går till med respektive jonslag. Fällning med trevärt järn ger liksom fällning med trevärt aluminium ett svårlösligt metallfosfat och metallhydroxid som resultat enligt 2.3 och 2.4. 3+ 3-3 Fe 2 PO 4 + 3 H 2O (FeOH) 3 (PO 4 ) 2 3+ + Fe + 3 H 2O (FeOH) 3 + 3 H + + 3 H + (2.3) (2.4) 7

2 Metoder för fosforavskiljning Fe 2+ -salter bildas som biprodukter vid vissa industriella processer och är därför relativt billiga att införskaffa. För att få effektiv fällningsprocess kan antingen det tvåvärda järnet oxideras till trevärt järn och/eller kan fällningen kombineras med tillsats av kalk. Oxidation från Fe 2+ till Fe 3+ kan uppnås om saltet tillsätts vid s.k. simultanfällning enligt 2.5. Syrekonsumtionen vid reaktionen, 0,14 g O 2 /g Fe 2+, är i jämförelse med den mängd syre som den biologiska reningen kräver försumbar (Henze et al., 1995). 2+ + 3+ Fe + 0,25 O 2 + H Fe + 0,5 H 2O (2.5) 2.2.5 Kalk Kalk är ett ämne som länge har använts vid vattenrening. Kalken i form av kalciumhydroxid, Ca(OH) (s) eller kalciumoxid, CaO (aq) kan antingen tillsättas i fast form eller som lösning och bildar vid reaktion med ortofosfat en mängd olika komplicerade föreningar. Mängden kalk som måste tillsättas bestäms främst av vattnets karbonathalt samt dess alkalinitet. Detta på grund av att karbonatet fälls ut som kalciumkarbonat vid ph över 9. Optimalt ph för fällning med kalk ligger mellan 10 och 11. Metoden att använda kalk är dock inte så vanlig eftersom kraftiga ph-justeringar måste göras efter fällningssteget. Nedan visas några av de reaktioner som sker vid tillsats av kalk, 2.6 och 2.7. 2+ - - 5 Ca + 7 OH + 3 H 2PO 4 Ca 5OH(PO 4 ) 3 + 6 H 2O 2+ 2- Ca + CO CaCO 3 3 (2.6) (2.7) 8

2 Metoder för fosforavskiljning 2.3 Biologisk fosforavskiljning 2.3.1 Principiell beskrivning Den biologiska reningsmetoden, bio-p-processen, använder sig av ett reningsteg där en polyfosfatackumulerande bakteriekultur utnyttjas. Dessa bakterier har den specifika förmågan att under anaeroba förhållanden utvinna energi från lagrad polyfosfat som används för kolupptag (Mino et al., 1998). I litteraturen används två benämningar på så beskaffade bakterier: PAO (Phosphorus Accumulating Organisms) eller bio-p-bakterier. Dock är kunskapen om vilken specifik bakteriekultur som ansvarar för fosforupptaget liten. Mycket pekar på att det är en grupp, bestående av flera olika mikroorganismer, som tillsammans står för fosforupptaget (Mino et al., 1998). Genom att växla mellan aeroba och anaeroba förhållanden uppstår ett läge som favoriserar bio-p-bakterierna (som kan utvinna energi anaerobt). Dessa bakterier har även den för bio-pprocessen gynnsamma egenskapen att den kan ta upp mer fosfor än vad som krävs för dess tillväxt, ett s.k. lyxupptag (Levin och Shapiro, 1965). I takt med att bakteriekulturen blir större, kan därför en betydande mängd bakteriebunden fosfor avlägsnas ur systemet som motsvarar kulturens tillväxt. Metoden används i nuläget bara vid ett fåtal av de svenska reningsverken eftersom processen är komplicerad och att viss kunskap kring de fosfatackumulerande bakterierna fortfarande saknas. För att uppnå en god biologisk fosforavskiljning krävs det att processen, här beskriven med Minos biokemiska modell (Mino et al., 1998), sker under varierande aeroba och anaeroba förhållanden (figur 2.2). Vidare krävs en god tillgång på lättillgängligt kol i form av flyktiga organiska syror, VFA (Volatile Fatty Acids), under processen. En grov uppskattning av kolbehovet är 10-20 mg VFA per mg avskild fosfor (Henze et al., 1995, Abu-Gharahrah och Randall, 1991). Under den anaeroba fasen sker ett kolupptag (VFA) från avloppsvattnet av bio-p-bakterierna. Kolet lagras i cellstrukturen i form av organiska polymerer t.ex. PHA (Polyhydroxyalkanoat) och används som energikälla vid tillväxt och fosforupptag under den aeroba fasen. Koltransporten genom cellväggen kräver energi som bio-p-bakterierna utvinner genom förbränna en lättillgänglig energireserv, glykogen (C 6 H 10 O 5 ) och genom att bryta ned polyfosfat lagrat i cellen. Vid nedbrytningen av polyfosfat erhålls löst ortofosfat som bakterien släpper till det omgivande vattnet, ett s.k. fosforsläpp, vilket syns som en koncentrationsökning av löst ortofosfat i det omgivande vattnet (figur 2.3). 9

2 Metoder för fosforavskiljning Anaeroba förhållanden PO 4 3- Aeroba förhållanden PO 4 3- Kolkälla Energi Poly-P PHA Energi Tillväxt Poly-P Energi PHA Energi Glykogen Glykogen CO 2 H 2 O O 2 Figur 2.2 Biokemisk modell av bio-p-bakterie under anaeroba respektive aeroba förhållanden (Mino et al., 1998). När bakterierna sedan inträder i den aeroba fasen och kommer i kontakt med syret, börjar bio-p-bakterierna växa till sig genom att metabolisera det tidigare upptagna kolet (PHA) och återbilda glykogen. Den utvunna energin går även till att ta upp ortofosfat ur det omgivande vattnet, där koncentrationen sjunker (figur 2.3) och omvandla den till polyfosfat. Bakterietillväxten medför att upptaget blir större än det tidigare släpp vilket resulterar i ett nettoupptag. Koncentration Fosforsläpp Fosforupptag Kolupptag Nettoupptag Anaeroba förhållanden Aeroba förhållanden Tid Figur 2.3 Diagram över koncentrationerna ortofosfat och tillgänglig kolkälla mot tiden i bio-p-processen (Christensson, 1997). I laboratorieförsök har det påvisats ytterligare en sorts organism som innehar egenskapen att ta upp kol under anaeroba förhållanden (Cech och Hartman, 1993). Den saknar dock bio-pbakteriernas egenskap att ackumulera fosfor och utvinner energi enbart från glykogen. Dessa s.k. GAO (Glycogen Accumulating Organisms) konkurrerar med bio-p-bakterierna om kolet och kan i värsta fall bli den dominerande kulturen och på så sätt slå ut fosforavskiljningsprocessen. 10

2 Metoder för fosforavskiljning 2.3.2 VFA Som tidigare beskrivits i kapitel 2.3.1 behöver bio-p-bakterierna en lättillgänglig kolkälla i form av VFA under den anaeroba fasen för att kunna släppa fosfor. VFA utgör en del av det totala kolinnehållet i avloppsvattnet och är samlingsnamnet för de mest lättupptagliga fettsyrorna. Exempel på VFA är smörsyra, ättiksyra och propionsyra. Ett visst innehåll av VFA finns redan i det inkommande avloppsvattnet men den mängden är oftast inte tillräcklig för att få ett tillfredsställande fosforsläpp. En extern kolkälla, t.ex. ättiksyra kan då tillsättas den anaeroba zonen för att tillgodose kolbehovet, eller så kan VFA framställas internt genom nedbrytning av organiskt material befintligt i slam, vilket beskrivs noggrannare i kapitel 3. Den framställda VFA-mängden kan sedan tillsättas den anaeroba fasen. Tabell 2.1. Exempel på externa och interna kolkällor (Jönsson, 1996). Kolkälla Acetat (ättiksyra) Restprodukter från industri Organiskt material i avloppsvattnet Hydrolyserat slam Klarfas av hydrolyserat slam Klarfas från slambehandling Typ Extern Extern Intern Intern Intern Intern 2.3.3 Faktorer som påverkar den biologiska fosforavskiljningen I stort avgörs fosforavskiljningens prestanda på ett reningsverk som använder sig av bio-pprocessen av hur avloppsvattnet är sammansatt och av verkets drift och driftsinställningar. Dessa kan delas upp i en lång rad faktorer med olika grad av inverkan. Ett urval av de mest påverkande faktorerna presenteras nedan: Kolkälla Nitrathalt Temperatur ph Syretillgång 11

2 Metoder för fosforavskiljning Kolkälla Olika kolkällor har olika påverkan på den biologiska fosforavskiljningen. Upptagshastighet och släppets storlek är exempel på parametrar som kan skilja sig åt, vid försök med olika kolkällor (figur 2.4). Vad gäller upptagshastigheten är dock det viktigaste att kolupptaget hinner ske under den hydrauliska uppehållstiden i den anaeroba fasen (Christensson, 1997). Koncentration ortofosfat Tid Figur 2.4 Exempel på fosforsläpp med olika kolkällor. Tidigare försök har visat att storleken på fosforupptaget beror av fosforsläppets storlek. Ett stort släpp medför ett stort fosforupptag (Jones et al., 1987). Nitrathalt En hög nitrathalt i den anaeroba fasen påverkar processerna negativt på två olika sätt: Då nitrat finns närvarande kan denitrifierande bakterier konkurrera med bio-p-bakterierna om det lättillgängliga kolet, vilket kan medföra att för lite kol finns tillgängligt för en fungerande bio-p-process. En hög nitrathalt kan också medföra ett anoxiskt fosforupptag istället för ett anaerobt fosforsläpp då det finns bakterier som utnyttjar nitrat istället för syre vid respiration (Tykesson, 2002). Temperatur Generellt sett missgynnas fosforsläppet och fosforupptaget av en lägre temperatur men betraktas även andra bidragande faktorer kan fosforavskiljningsgraden öka. Detta beror bl.a. på att nitrifikationen vid hög slambelastning minskar med temperaturen och därmed sjunker en eventuell nitrathalt i vattnet. Som nämnts ovan konkurrerar bio-p-bakterierna med denitrifierande bakterier om kolet och får med den sjunkande nitrathalten färre konkurrenter (Janssen et al., 2002). ph Varje mikroorganism har ett optimalt ph för dess tillväxt. I fallet med bio-p-bakterier beror bl.a. fosforsläppets storlek och med vilken hastighet släppet sker av rådande ph. Försök har visat att ett lägre ph resulterar i ett mindre fosforsläpp (figur 2.5). Kolupptagets storlek och hastighet visar däremot ingen relation med ph-värdet (Smolders et al., 1994). Vid ett högre ph (>7,5) överskrids löslighetsgränsen för många metallfosfater i avloppsvattnet. Det kan resultera i att metallfosfat fälls ut vilket ytterligare bidrar till fosforavskiljningen (Janssen et al., 2002). 12

2 Metoder för fosforavskiljning Figur 2.5 Acetatupptag (vänster) och fosforsläpp (höger) vid olika ph-värden. Genomsnittlig initiell acetatkoncentration var 6 C-mmol/l. = ph 5,8. = ph 6,4. = ph 7,8. = ph 8,2. (Smolders et al., 1994). Syretillgång Under den aeroba fasen är det viktigt att tillräckligt med syre finns i tanken för att fosforupptag ska äga rum. Värt att påpeka är att syret i sig inte är nödvändigt för cellens respiration eftersom nitrat kan användas av bakterierna i avsaknad av syre. I dagsläget går dock teorierna kring bakteriernas luft-/nitratbehov isär men det har iakttagits att vid syrekoncentrationen 2 mg/l sker ett betydande fosforupptag vilket också kan anses som ett riktvärde (Levin och Shapiro, 1965). Det är också värt att poängtera att en för lång luftningsperiod kan störa bio-p-processen. Försök har visat att bio-p-bakterierna kan mättas av polyfosfat och/eller utarmas på organiska polymerer (PHA) om syretillförseln är för hög under den aeroba fasen. Nästkommande fosforsläpp förblir opåverkat men i nästa aeroba fas kan inte bakterierna ta upp fosfor i samma grad som innan (Brdjanovic et al., 1998). Vidare kan syre leta sig in i den anaeroba fasen via returslam om syretillförseln är för hög (Janssen et al., 2002). 2.3.4 För- och nackdelar med biologisk fosforavskiljning Fördelar: Ekologiskt, eftersom inga eller väldigt små mängder kemikalier används i processen. Lägre eller inga kemikaliekostnader. Minskade slammängder jämfört med kemisk rening eftersom inga hydroxider och fällningskemikalier tillförs slammet. Jämfört med kemisk rening fås en högre koncentration fosfor i slammet som inte är bunden till fällningsmedel, vilket gör slammet mer användbart som gödsel och att fosforn lättare kan skiljas från slammet. Nackdelar: Processen inte lika stabil och flexibel som kemisk rening. Lång uppstartstid efter driftsavbrott. Fosforsläpp kan ske under slambehandling, vilket återför fosfor till processen. Känsligare för höga flöden och toxiska substanser jämfört med kemisk rening. 13

2 Metoder för fosforavskiljning 2.4 Utformning av processer för biologisk fosforavskiljning. Det är idag få stora avloppsreningsanläggningar i Sverige som fullt ut satsat på bio-p. Av de identifierade anläggningarna är det bara Öresundsverket som har en belastning på över 15000 m 3 /dygn. Vid många reningsverk inkluderades möjligheten att driva verket som bio-panläggning då de byggdes ut för kväveavskiljning, det bedrivs därför på flera håll försöksverksamhet i form av pilotanläggningar och försökslinjer med bio-p (Tykesson et al., 2001). Nedan visas en fördelning av olika processtyper som förekommer vid de svenska bio-p anläggningarna. De processer som används mest är UTC-processen och A/O-processen (utan kväveavskiljning) (figur 2.6). Mod. Bardenpho Bio-Denipho UCT A/O Figur 2.6 Fördelning av olika typer av bio-p-processer i Sverige (Tykesson et al., 2000). Som man kan se i figur 2.6 finns det ett flertal olika processutformningar som kan användas för biologisk fosforreduktion. På grund av skillnader i hur de processerna drivs kan de delas in i två kategorier, huvud- respektive sidoströmsprocesser (Brett et al., 1997). I huvudströmsprocesserna leds allt avloppsvatten genom den anaeroba delen av processen. Upptag av fosfor sker i bio-p-steget och det fosformättade slammet tas ut som överskottsslam. Sidoströmsprocessen är en kombination av biologisk och kemisk fosforrening där endast överskottsslammet eller returslam från sedimentering behandlas vid anaerobt tillstånd. För att visa skillnader i de olika processerna beskrivs tre vanliga huvudströmsprocesser och en sidoströmsprocess. Huvudströmsprocesser: Bardenpho (Phoredox) A/O (Anaerobic/Oxic) UCT Sidoströmsprocesser: Phostrip 14

2 Metoder för fosforavskiljning 2.4.1 Bardenphoprocessen (Phoredox) Bardenphoprocessen har utvecklats på "Laboratories of the National Institute for Water Research" i Pretoria, Sydafrika, av James L. Barnard. Processen, som i grundutförandet består av fyra steg där anoxiska och luftade zoner alternerar varandra två gånger, utvecklades främst för kvävereduktion (figur 2.7). Tester visade dock att man också fick en god fosforreduktion som översteg den normala fosforassimilationen som sker vid vanliga aktivslamprocesser. Ytterligare tester visade att reduktionen troligtvis berodde på låg nitrathalt i den andra anoxiska zonen varför man modifierade processen med en anaerob zon i början där hydrolys kunde ske och lättflyktiga syror bildas. Den modifierade processen, i fem steg, kallas för Phoredox (figur 2.8). Phoredoxprocessen finns också i förenklad form med enbart en uppsättning av anoxiskt och luftat steg (figur 2.9), (Johansson, 1988). Anox Aerob Anox Aerob Sed. Returslam Överskottsslam Figur 2.7 Principskiss, Bardenphoprocessen (Johansson, 1988). Anaerob Anox Aerob Anox Aerob Sed. Returslam Överskottsslam Figur 2.8 Principskiss, Phoredoxproccess (Johansson, 1988). Anaerob Anox Aerob Sed. Returslam Överskottsslam Figur 2.9 Principskiss, modifierad Phoredoxprocess (Johansson, 1988). 15

2 Metoder för fosforavskiljning 2.4.2 A/O-processen A/O-processen är i grundutförande mycket lik en konventionell aktivslamanläggning både vad gäller utformning och volymbehov. A/O står för Anaerobic/Oxic och beskriver en process där ett anaerobt steg följs av ett aerobt steg (figur 2.10). A/O-processen är utvecklad av Air Products and Chemicals Inc. med främsta syfte att fungera vid fosforreduktion men kan också kombineras med ett nitrifikation/denitrifikationsteg och på så sätt också fungera för kväveavskiljning (figur 2.11). Processens likheter med konventionella aktivslamanläggningar gör att ombyggnader av dessa är relativt enkla. Största skillnaden mellan A/O- och Phoredoxprocessen är att de olika volymerna i A/O-processen är indelade i mindre bassänger. En typisk uppdelning av bassängerna kan bestå av att det anaeroba och anoxiska steget delas in i tre delvolymer medan det aeroba delas in i fyra delvolymer (Brett et al., 1997). Denna uppdelning görs för att omrörning och luftning ska förbättras, samt för att undvika kortslutningsströmmar. Anaerob Aerob Sed. Returslam Överskottsslam Figur 2.10 Principskiss, A/O-processen (Johansson, 1988). Anaerob Anox Aerob Sed. Returslam Överskottsslam Figur 2.11 Principskiss, modifierad A/O-process (Pétursson, 1996). 16

2 Metoder för fosforavskiljning 2.4.3 UCT-processen UCT-processen (University of Cape Town) är en vidareutveckling av den modifierade Phoredox-processen (figur 2.12). Skillnaden ligger främst i hur recirkulationen tillämpas. Förutom recirkulation av returslam från sedimenteringen efter luftat steg till det anoxiska steget recirkuleras också vatten från luftat till anoxiskt steg. Recirkulation från anoxiskt steg till anaerobt steg görs för att minska påverkan av nitratet från returslammet i den anaeroba delen. Anaerob Anox Aerob Sed. Returslam Överskottsslam Figur 2.12 Principskiss, UCT-process (Johansson 1988). 2.4.4 Phostripprocessen Phostripprocessen är en s.k. sidoströmsprocess som utvecklades av Levin på 70-talet (figur 2.13). Utformningen är mycket lik en aktivslamanläggning med en försedimentering och ett luftat steg med efterföljande sedimenteringsbassäng. Skillnaden mellan sido- och huvudströmsprocesser är som tidigare nämnts att enbart slammet från sedimentering behandlas anaerobt. I den s.k. P-strippen förtjockas returslammet samtidigt som fosfor släpps eftersom anaeroba förhållanden råder. Till den fosformättade klarfasen som fås från P- strippen tillsätts sedan kalk som fäller ut fosforn. Returslammet från P-strippen leds sedan till luftningsbassängen där nytt fosforupptag kan ske. Sed. Aerob Sed. Returslam Fällning Förtjockare (Anaerob) Överskottsslam Figur 2.13 Principskiss, Phostripprocess (Pétursson 1996). 17