Moving Bed Biofilm Reactors (MBBR) i Sverige

Moving Bed Biofilm Reactors (MBBR) i Sverige Dimensionering och funktion Gustaf Lustig Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för kemiteknik, LTH Examensarbete 2012

Moving Bed Biofilm Reactors (MBBR) i Sverige Dimensionering och funktion av Gustaf Lustig Examensarbete: 2012-01 Vattenförsörjnings- och avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Lunds Tekniska Högskola Januari 2012 Handledare: Professor Jes la Cour Jansen Handledare: Carl Dahlberg (SWECO Environment) Examinator: Universitetslektor Karin Jönsson Bilden på framsidan: AnoxKaldnes K1. Foto av Gustaf Lustig, montage i Photoshop CS4 Post adress Besöksadress Telefon P.O. Box 124 Getingevägen 60 +46 46-222 82 85 SE-221 00 Lund, Sweden +46 46-222 00 00 Hemsida Telefax www.vateknik.lth.se +46 46-222 45 26

Förord Examensarbetet har genomförts på Vattenförsörjning och avloppsteknik vid intuitionen för Kemiteknik på Lunds Tekniska Högskola och är det avslutande arbetet i mina studier till civilingenjör i Ekosystemteknik vid Lunds Tekniska Högskola. Arbetet har skett framförallt under 20 veckor under vår och höstterminen 2011. Jag vill först och främst rikta ett stort tack till mina två handledare professor Jes la Cour Jansen och Carl Dahlberg, SWECO Environment. Jag vill också tacka min examinator universitetslektor Karin Jönsson vid Lunds Tekniska Högskola för många värdefulla råd och hjälp under arbetets gång. Jag vill också särskilt tacka doktorand Per Falås på Vattenförsörjnings- och avloppsteknik vid institutionen för Kemiteknik på Lunds Tekniska Högskola för all hjälp och som outtröttligt gett mig respons på mina funderingar under arbetets gång. Jag vill också rikta ett stort tack till all personal på anläggningar jag besökt runt om i landet samt de personer jag har varit i kontakt med. Jag vill också rikta ett särskilt tack till personalen på Ulricehamns Energi AB. Jag vill speciellt tacka min flickvän Tova och min familj hemma i Falköping, samt vänner. Jag vill framhålla att detta examensarbete inte är skrivet för att kritiskt granska enskilda personer, konsultfirmor eller för den delen förvärv av anläggningar av enskilda kommuner utan för att beskriva hur processtekniken har fungerat i verkligheten samt skildra drifterfarenheter av olika former av process konfigurationer. Jag vill i samband med detta också be om ursäkt för de misstag och missförstånd kring det datamaterial som samlats in om dessa anläggningar. Gustaf Lustig Lund 2012-01-19 i

ii

Sammanfattning Under 1980-talet utvecklades en process med suspenderande biofilmsbärare som kom att kallas för Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR). MBBR teknologin bygger framförallt på suspenderade plastenheter med biofilmspåväxt, så kallade bärare som omrörs i en totalomblandad tank. Idag finns det i Sverige ett antal anläggningar i kommunal drift, med oxidation av organiska föreningar, kvävereduktion i olika process konfigurationer och ett par anläggningar med en typ av hybrid process och ett par med rejektvattenhantering. Denna rapport är resultatet av ett försök att utvärdera dessa anläggningar. Denna studie har visat att reningsresultatet på anläggningarna varierar kraftigt beroende på val av process. Anläggningar med MBBR runt om i landet verkar ha dimensionerats av ett ytterst begränsat antal konsultfirmor och ofta passats in på befintliga volymer. Ett enda bärarmaterial från en enda leverantör, förefaller totalt dominera marknaden. De flesta anläggningar i Sverige i kommunal drift är byggda för oxidation av organiska föreningar. Dessa anläggningar är små och dåligt dokumenterade med fungerar i huvudsak som de ska. När det kommer till kvävereduktion finns det betydligt färre anläggningar och deras funktion har visat sig bero kraftigt på process typ, konfiguration, storlek samt den process strukturella dimensioneringen av konsultbolaget. Det finns troligen åtminstone tre anläggningar med fördenitrifikation, och dessa har mycket tveksamma resultat. Dessa tre anläggningar baserar hela sin biologiska process på teknologin och deras reduktionskapacitet är låg, samt det faktum att två av dessa anläggningar inte klarar sina kvävekrav eller garantier. Det finns minst fyra anläggningar med efterdenitrifikation, med tillsats av extern kolkälla. Dessa anläggningar fungerar bättre och har högre kapacitet än anläggningar med fördenitrifikation. MBBR reaktorerna är dock bara en del av den biologiska behandlingen. Vidare finns det två anläggningar med både fördenitrifikation och efterdenitrifikation, dessa anläggningar baserar hela sin biologiska behandling på processen och dessa anläggningar är större, bättre byggda och har högre kapacitet. En av anläggningarna har dock kapacitets problem. Det finns troligen fem anläggningar med endast MBBR som separat denitrifikation med extern kolkälla och mycket tyder på att dessa anläggningar fungerar bra om nitrifikationen i förgående steg är tillfredställande. Slutligen finns det ett par anläggningar med mer eller mindre experimentella processer med bärarmaterial. En av processerna är en hybrid mellan aktivslam och MBBR, och denna process har testats på minst två anläggningar, och ytterligare två har startats upp under 2011. Mycket tyder på att det finns stora tveksamheter med den processtekniken med avseende på kapacitet. Den andra processen är en rejektvattenreningsprocess, som kallas ANAMMOX. Processen använder sig av en mycket speciell familj av långsamväxande bakterier för kvävereduktion. Det finns saker som tyder på att MBBR kan vara en mycket användbar teknik för denna typ av bakteriegrupp. iii

Teoretiska studier från detta examensarbete, indikerar att reaktor design, reaktorkonfigurering, reaktorstruktur och seriekoppling är minst lika viktigt som hur bärarmaterialet är utformat, och kommer inverka på nedbrytningshastigheter. Då allt fler avloppsreningsverk i Sverige får kvävekrav behövs fler oberoende studier av denna process för säkrare dimensionering. iv

Summary In the early 80s, a new biofilms process where developed with suspended biofilm carrier and it was called the Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR). Within the carriers, protected growth of microbes is provided for wastewater organisms living in biofilms. The carriers in the reactor vessel are completely mixed, induced by mixers with large impellers or high rate aeration systems. At the present time, a number of Swedish municipal wastewater treatment plants use this technique to provide different services, such as oxidation of organic compounds and ammonium and nitrogen reduction. There are also at least two different types of experimental processes with carrier media. This report is the result of an attempt to evaluate these wastewater treatment plants. The evaluation of these wastewater treatment plants shows very different results for the different processes. The process also seems to be sold by a limited amount of consultancy agencies and only one kind of patented plastic media is completely dominating the market. In municipal wastewater treatment the technique is most frequently used for removal of organic compounds (BOD oxidation), and these wastewater treatment plant are basically all small, poorly documented, but there functions seems to work well with modest maintenance. There are far less wastewater treatment plant that uses this technology for nitrogen reduction and there function is very dependent on process type, configuration, size and the structural design given by the consultancy company. There are at least three wastewater treatment plants with pre-denitrification with doubtful results. These three wastewater treatment plant base their entire biological processes upon the technology and problems with these wastewater treatment plants seems to be related to a multifactor combination. There are great question marks about the capacity and usage of this process configuration. There are probably at least four wastewater treatment plants that use the technology in a post-denitrification configuration. These wastewater treatment plants do not have their entire biological step within a MBBR reactor, and there capacity seems to be higher, than for pre-denitrification. Wastewater treatment plants with both pre- and post denitrification exists on at least two places. These wastewater treatment plants are larger in size and one of them has a very different multi-reactor set up. There are at least five wastewater treatment plants with a separated denitrification in a single MBBR process that shows good performances. Finally, there are some upcoming treatment processes. One of them, a hybrid process, briefly explained as a complex merge between CAS and the MBBR technology has been in operation in Sweden and two more are going into service in 2011. Visits and results from this study have resulted in great question marks for that technique. The other process is an upcoming, new way of reject water treatment process, called ANNAMOX. That process uses a very slow growing, morphological unique family of bacteria for nitrogen reduction. No wastewater treatment plants, with this process have been evaluated in this study. However, properties of the bacteria group indicate that MBBR system might be very useful as this treatment system develops. v

Theoretical results from this study indicate that, the reactor design, configuration set up, reactor structure, and factors as the numbers of reactors in series are as important as carrier design and the protected surface area for biofilm growth. Future research should focus on safer design of MBBR systems. vi

Förkortning Svenska English ANAMMOX AOB BOD COD ANoxic AMMonium OXidation Ammonia-Oxidizing Bacteria Biochemical Oxygen Demand Chemical Oxygen Demand CAS Aktivslam Conventional Activated Sludge CTF Biobädd Conventional Trickling Filter CSTR Tankreaktor Continuously Stirred Tank Reactor DO HMBBR Dissolved Oxygen Hybrid Moving Bed Biofilm Reactor HRT Hydraulisk uppehållstid Hydraulic Retention Time IFAS MBBR NOD Integrated Fixed film Activated Sludge Moving Bed Biofilm Reactor Nitrate-oxidizing bacteria NFS Naturvårdsverkets Författnings Samling PE Person Ekvivalenter Person Equivalents PFR Tubreaktor Plug-Flow Reactor SBOD Soluble Biochemical Oxygen Demand SBR Satsreaktor Sequenced Batch Reactor SMP TAN TOC TSS Svenska Miljörapporterings Portalen Total Ammonium Nitrogen Total Organic Carbon Total Suspended Solids vii

viii

Innehållsförteckning Förord Sammanfattning Summary i iii v 1 Bakgrund 1 2 Problemställning 3 2.1 Problemformulering 3 2.2 Syfte 3 2.3 Metod 3 3 Avloppsrening i Sverige 5 3.1 Nulägesbeskrivning 5 3.2 Fördelning av inkommande och utgående värden 7 3.3 Energianvändning 8 4 Biologisk avloppsvattenrening 11 4.1 Biologisk reduktion av organiskt material 13 4.2 Biologisk kvävereduktion 13 4.2.1 Konventionell kvävereduktion 14 4.2.2 Rejektvattenhantering 16 4.3 Biologisk fosforreduktion 16 5 Avloppsvattenrening i MBBR 17 5.1 Parametrar involverade i MBBR teknologin 20 5.1.1 Reaktorstruktur 20 5.1.2 Antalet reaktorer i serie 20 5.1.3 Omblandning 20 5.1.4 Uppehållstid 21 5.1.5 Slamavskiljning 21 5.1.6 Bärare 21 5.1.7 Biofilmsyta 21 5.1.8 Nedbrytningshastigheterna 21 ix

5.2 MBBR reaktorns funktionsbeskrivning 22 5.2.1 Reaktorn 22 5.2.2 Hydraulik 23 5.2.3 Massbalanser 23 5.3 Kinetik 28 5.3.1 Mikrobiologisk kinetik 28 5.3.2 Biofilms penetrationsdjup av substrat 29 5.4 Processkonfigurering 31 5.4.1 Processkonfigurering för MBBR reaktorer 31 5.4.2 MBBR för oxidation av organiska föreningar 32 5.4.3 MBBR för oxidation av ammonium 32 5.4.4 MBBR för denitrifikation 32 5.5 Dimensionering av MBBR anläggningar 34 5.5.1 Trolig processdimensionering av MBBR reaktorer i Sverige 34 5.5.2 Oxidation av organiskt material 36 5.5.3 Nitrifikation 36 5.5.4 Denitrifikation 39 5.6 Bärarmaterial 39 6 Inventeringen av MBBR anläggningar i Sverige 41 6.1 Anläggningar med MBBR för kommunalt avloppsvatten i Sverige 41 6.2 Anläggningar med MBBR för oxidation av organiskt material 43 6.3 Anläggningar med MBBR för oxidation av ammonium 44 6.4 Anläggningar med MBBR för kvävereduktion 44 6.4.1 Anläggningar med MBBR för fördenitrifikation 44 6.4.2 Anläggningar med MBBR för efterdenitrifikation 45 6.4.3 Anläggningar med MBBR med både för- och efterdenitrifikation 46 6.4.4 Anläggningar med MBBR för separat denitrifikation 47 6.4.5 Anläggningar med Hybrid steg 47 6.4.6 Anläggningar för Rejektvattenhantering 48 7 Anläggningarna med MBBR teknologin 49 7.1 Oxidation av organiskt material 49 x

7.1.1 MBBR anläggningarna för oxidation av organiskt material 49 7.2 Oxidation av ammonium i MBBR 51 7.2.1 MBBR anläggningarna för separat nitrifikation 51 7.3 Fördenitrifikation i MBBR 52 7.3.1 Brandholmens avloppsreningsverk, Nyköping 53 7.3.2 Ulricehamns avloppsreningsverk, Ulricehamn 53 7.3.3 Åmåls avloppsreningsverk, Åmål 53 7.4 Efterdenitrifikation i MBBR 54 7.4.1 Pinans avloppsreningsverk, Öckerö 55 7.4.2 Strängnäs avloppsreningsverk, Strängnäs 55 7.4.3 Holmängens avloppsreningsverk, Vänersborg 55 7.4.4 Långeviks avloppsreningsverk, Lysekil 55 7.5 För- och efterdenitrifikation i MBBR 56 7.5.1 Margretelunds avloppsreningsverk, Österåker 57 7.5.2 Visby avloppsreningsverk, Gotland 57 7.6 Separat denitrifikation i MBBR 58 7.6.1 Ekebro avloppsreningsverk, Bjuv 59 7.6.2 Klagshamns avloppsreningsverk, Malmö 59 7.6.3 Sjölunda avloppsreningsverk, Malmö 59 7.6.4 Rya avloppsreningsverk, Göteborg 60 7.6.5 Nykvarns avloppsreningsverk, Linköping 60 7.7 Anläggningar med hybridsteg 61 7.7.1 Klippans avloppsreningsverk, Klippan 62 7.7.2 Söderköpings avloppsreningsverk, Söderköping 62 7.7.3 Karlsborgs avloppsreningsverk, Karlsborg 62 7.7.4 Mölntorps avloppsreningsverk, Hallstahammar 62 8 Diskussion 63 8.1 Driftresultat 63 8.2 Dimensionering 65 8.3 Processkonfigurering 66 8.4 Processtekniska aspekter 67 xi

9 Slutsatser 69 10 Framtida studier 71 11 Referenser 73 1 Appendix 1 - Anläggningsbeskrivningar 1 1.1 Oxidation av ammonium i MBBR 1 1.1.1 Knivsta avloppsreningsverk, Knivsta 1 1.2 Fördenitrifikation i MBBR 1 1.2.1 Brandholmens avloppsreningsverk, Nyköping 1 1.2.2 Ulricehamns Avloppsreningsverk, Ulricehamn 2 1.2.3 Åmåls avloppsreningsverk, Åmål 4 1.3 Efterdenitrifikation i MBBR 5 1.3.1 Strängnäs avloppsreningsverk, Strängnäs 5 1.3.2 Pinans avloppsreningsverk, Öckerö 7 1.3.3 Holmängens avloppsreningsverk, Vänersborg 7 1.3.4 Långeviks avloppsreningsverk, Lysekil 8 1.4 Fördenitrifikation och efterdenitrifikation i MBBR 9 1.4.1 Margretelunds avloppsreningsverk, Österåker 9 1.4.2 Visby avloppsreningsverk, Gotland 10 1.5 Separat denitrifikation i MBBR 11 1.5.1 Ekebro avloppsreningsverk, Bjuv 11 1.5.2 Klagshamns avloppsreningsverk, Malmö 11 1.5.3 Sjölunda avloppsreningsverk, Malmö 12 1.5.4 Rya avloppsreningsverk, Göteborg 13 1.5.5 Nykvarns avloppsreningsverk, Linköping 15 1.6 Anläggningar med hybridsteg 15 1.6.1 Klippans avloppsreningsverk, Klippan 15 1.6.2 Söderköpings avloppsreningsverk, Söderköping 16 1.6.3 Karlsborgs avloppsreningsverk, Karlsborg 17 1.6.4 Mölntorp avloppsreningsverk, Hallstahammar 17 2 Appendix 2 - Article 1 xii

1 Bakgrund Inom kommunal avloppsreningsteknik finns det idag i princip två olika metoder för att biologiskt rena avloppsvattnet. Den ena metoden baseras på en biofilmsteknologi där bakteriekulturerna är fastsittande på någon form av bärarelement och den andra är en aktivslamprocess med suspenderade bakteriekulturer. Den dominerande reningsprocessen i Sverige har varit aktivslam (eng. Conventional Activated Sludge, CAS) som i princip begränsas av mängden slam i det biologiska processteget. Inom biofilmstekniken har biobäddar (eng. Conventional Trickling Filters, CTF), oftast med stenpackning varit den dominerande processen. Under senare år har en del av dessa biobäddar renoverats eller byggts om och använder idag plastpackning, vilket gör att biofilmsytan och genomströmningen ökar. Det har medfört bland annat ökad kapacitet och risken för igenväxning har minskat. Under 1980-talet utvecklades den så kallade Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) med dränkta och suspenderade biofilmsbärare. Tekniken med suspenderad biofilmsbärare har fördelen att den inte riskerar att växa igen på samma sätt som biobäddarna med fast bärarmaterial och orsaka hydrauliskt haveri, och dessutom anses det att en större biofilmsyta per volymsenhet kan skapas. Då just konventionella anläggningar med biofilm anses vara begränsade av den aktiva ytan biofilm, så anses kapaciteten öka i de rörliga bärarreaktorerna gentemot biobäddarna. Idag finns MBBR teknologin på ett antal reningsverk i Sverige och processen finns i en rad olika varianter och processkonfigurationer. Dock är det bara inom den ena processvarianten, vilken är separat denitrifikation med tillsats av extern kolkälla, som det finns tillfredställande och oberoende referensmaterial. Bland anläggningar som tillämpar MBBR teknologin för kväveavskiljning med bärarmaterial i alla processteg finns det nästan inget skrivet om svenska anläggningar. Under de senaste åren har det visat sig att en del anläggningar som tillämpar denna teknik för kväveavskiljning inte fungerar tillfredställande. Samtidigt är det okänt huruvida resultaten från de mindre anläggningarna ser ut. Få studier har gjorts på MBBR anläggningar i fullskaledrift med nitrifikation i Sverige. Det har dessutom varit okänt hur kapaciteten ser ut på anläggningar med kväveavskiljning. I världen ska det finnas upp mot 500 installationer i 50-tal länder med AnoxKaldnes variant av MBBR tekniken enligt Veolia Water Solution & Technologies (2011a). Hur många av dessa som är i kommunal drift och hur många som är i industriell drift är dock okänt. Det finns flera företag som erbjuder både processen och olika varianter på bärarmaterialen internationellt. Inga av dessa företag verkar dock ha byggt några anläggningar i Sverige. Nackdelen med MBBR teknologin har varit att bärarmaterialet i reaktorerna har ansetts vara dyrt. Ett av de största försäljningsargumenten med MBBR teknologin är flexibilitet i konstruktionen av reaktorerna och att kvävereduktionsprocessen ska kunna byggas med mindre volymer och passas in inom befintliga volymer ute på reningsverken. Huruvida detta fungerar har dock inte varit helt klarlagt. Under de senaste åren har en rad frågor kring processen dykt upp som framförallt är relaterade till reningskapacitet och dimensionering. Förhoppningen med detta examensarbete är att klargöra kapacitet och drifterfarenheter av MBBR tekniken genom att studera och utvärdera de anläggningar i Sverige som tillämpar framförallt kväveavskiljning med MBBR. 1

2

2 Problemställning Sverige går mot en framtid då allt fler avloppsreningsverk kommer att tillämpa någon form av kvävereduktion. De traditionella metoderna med aktivslam och biobäddar utmanas allt mer av andra tekniker, och en av dessa är MBBR teknologin. MBBR processen beskrivs ofta som effektiv, kompakt och flexibel. I Sverige och världen blir denna teknik därmed allt vanligare, och tillämpas inom allt fler verksamhetsområden. Det är svårt att få en bra överblick på utvecklingen då denna teknik är kraftigt kommersialiserad, samtidigt som den allmänna kunskapen om processen bland uppköpare är låg. Bland de större anläggningarna i Sverige finner man tekniken som en separat denitrifikationsprocess med dosering av extern kolkälla, men tekniken verkar helt saknas som nitrifikationsprocess. 2.1 Problemformulering Det finns en rad aspekter på MBBR teknologin i kommunal fullskaleutformning som är intressanta att undersöka. Tillexempel frågor som rör hur pass utbredd tekniken är i Sverige och inom vilka verksamhetsområden den har används? Frågor som kretsar kring drift, underhåll och resultat samt upplevda praktiska synpunkter från driftpersonal och tjänstemän. Frågor som kretsar kring dimensionering och hur väl de fungerar samt om man kan se skillnader mellan olika processer i drift, med avseende på kapacitet och resultat? Frågor som rör hur anläggningarna förändras med belastning, storlek och process uppbyggnad, där man inom drift kan ha funderingar kring vilka parametrar som är intressanta för dimensionering och styrning. Slutligen ställer man sig frågan hur praktiska delar som rör fyllnadsgrad, omrörning och bärarval spelar in på drift och resultat och skiljer sig detta mellan luftade och icke luftade reaktorer? 2.2 Syfte Syftet med detta examensarbete är att kortfattat och överblickande analysera och utvärdera de anläggningar med MBBR teknologi som byggs för kommunal drift i Sverige. Stor vikt har lagts på kvävereduktion och mer komplicerad processuppbyggnad. Syftet för denna studie är att diskutera teknikens användbarhet i fullskaleutformning. Analyser har riktats mot praktisk dimensionering och drift. 2.3 Metod Avloppsreningsverken har framförallt utvärderats via miljörapporter och emissionsrapporter i Naturvårdsverkets databas Svenska Miljörapporteringsportalen, (SMP), som inkluderar över 400 avloppsreningsverk i Sverige som är dimensionerade för 2 000 Person Ekvivalenter, (PE) eller mer. En del anläggningar har dessutom besöks, där information inhämtats från driftpärmar och driftpersonal. Information har även hämtas via Internet i de fall där det har varit möjligt. 3

4

3 Avloppsrening i Sverige I Sverige var avloppshanteringen under 1800-talet avsevärt primitiv och i Sverige gjordes de första satsningarna på att bygga ett fungerande avloppsystem i Stockholm först under 1860- talet. Under 1900-talet skedde den första större utbyggnationen av vattenledningssystemen. På landsbyggden gick det långsamt och noterbart är att nästan en tredjedel av bostäderna på landsbygden inte hade indraget vatten och avlopp så sent som 1960-talet enligt Hansson (2002). Befolkningstillväxten ökade under 1900-talet, och vid millenniumskiftet var vi 4 miljoner fler än vid början av 1900-talet. Under 1900-talet förändrades Sverige etnografiskt, vilket var en förändring som tog landet från vad som kallas bondesamhället in i det industriella samhället. Industrin använder idag uppskattningsvis mer än 2 000 miljarder m 3 vatten per år, till skillnad från hushållen och jordbruket som endast använder uppskattningsvis cirka 25 % respektive 6 % så mycket vatten som industrin gör per år enligt data från Statistiska Centralbyrån (2011). Under 1900-talet ökade föroreningsbelastningen i våra sjöar och vattendrag för att nå sin värsta period under 1960-talet. Behovet av ökad rening av avloppsvatten uppenbarades och staten satsade därför pengar på att bygga ut avloppsreningsverk i Sverige. Detta har resulterat i att idag är i princip alla hushåll i tätorterna anslutna till någon form av avloppsrening. Innan 1940-talet fanns det få reningsverk och de första som kom hade framförallt slamavskiljning. Det var först under 1950-talet som den biologiska reningen i form av reducering av organiskt material började växa fram och under slutet av 1960-talet kom den kemiska fällningen. Under 1970-talet ökade andelen avloppsreningsverk med både biologisk och kemisk rening. Under 1990-talet kompletterades den biologiska reningen med kväveavskiljningen. Den vanligaste typen av biologisk rening på de större avloppsreningsverken i Sverige är aktivslamprocessen. Den andra tekniken är biofilmprocesser som främst innefattades av stenbiobäddar. I Sverige finns det idag omkring 2 100 avloppsreningsverk i som ägs och drivs kommunalt, och de renar tillsammans avloppsvatten från cirka 85 % av landets befolkning. Av dessa är det cirka 500 som har fler än 2 000 PE anslutna och de står troligen för mer än 90 % av den totala avloppsreningen i Sverige enligt Statistiska Centralbyrån (2006). Det finns idag ett 20-tal riktigt stora anläggningar som är dimensionerade för mer än 100 000 PE. 3.1 Nulägesbeskrivning De flesta avloppsreningsverk i Sverige är idag inte fullt belastade, med avseende på vad de är dimensionerade för. Belastning brukar oftast mätas i PE. I Sverige definieras 1 PE som 70 g BOD 7 per person och dag. Vid dimensioneringen inkluderas oftast termen i garantier och kontrakt och beskriver verkets storlek. I Figur 1 kan man se en fördelning över hur anläggningarna förhåller sig i dimensionerad och belastad storlek år 2009. 5

Totalt anslutna PE Fördelning 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 100 1000 10000 100000 1000000 PE Figur 1: Fördelningen över belastade PE TOT (vänster) och dimensionerad PE DIM (höger) från 2009 med data från Svenska Miljörapporteringsportalen (2011). Det som kan ses i Figur 1 är bara att det finns få stora avloppsreningsverk i Sverige. I Figur 2 kan man se hur anläggningarna är belastade med avseende på totalbelastning av både kommunalt anslutna personer och industriell belastning i förhållande till hur de är dimensionerade. Notera logaritmisk skala. 1000000 100000 Referens 10000 1000 Totalt Anslutna PE/ Dimensionerad PE 100 100 1000 10000 100000 1000000 Dimensionerad PE Figur 2: Dimensionering av avloppsreningsverk i Sverige 2009 i förhållande till deras belastning. Data från Svenska Miljörapporteringsportalen (2011). I Figur 2 kan man se att många mindre anläggningar är dimensionerad ibland flera gånger över deras verkliga belastning och att det är ovanligt att anläggningarna är överbelastade. 6

fördelning fördelning fördelning fördelning fördelning fördelning 3.2 Fördelning av inkommande och utgående värden Avloppsrening i Sverige kan visualiseras i grafer som visar koncentrationer av inkommande och utgående avloppsvatten. I Figur 3 kan man se fördelningar över inkommande och utgående koncentrationer av BOD 7, kväve (N-tot) och fosfor (P-tot). 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Inkommande BOD 7 -koncentration i mg/l 0 200 400 600 800 1000 mg BOD 7 /L a) b) 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Inkommande kvävekoncentration i mg/l 0 50 100 150 200 mg N-tot/L c) d) Inkommande fosforkoncentreation i mg/l 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 0 5 10 15 mg P-tot/L e) f) Figur 3: Fördelningar av inkommande och utgående koncentrationer av BOD, kväve och fosfor för avloppsreningsverk i Sverige 2009. Data från Svenska Miljörapporteringsportalen (2011). För graf d) i Figur 3 är det viktigt att komma ihåg att i utgående kvävekoncentrationer ingår många avloppsreningsverk som inte har någon form av tillämpad kvävereduktion. Med avseende på utgående fosfor i graf f) kan också noteras att resultaten här varierar mycket beroende på krav och användning av kemikalier, eftersom merparten av fosforavskiljning i Sverige idag sker kemiskt. 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Utgående BOD 7 -koncentration i mg/l 0 10 20 30 40 mg BOD 7 /L Utgående kvävekoncentration i mg/l 0 10 20 30 40 mg N-tot/L Utgående fosforkoncentration i mg/l 0 0,5 1 1,5 mg P-tot/L 7

kwh per ton BOD in 3.3 Energianvändning Energianvändningen på svenska avloppsreningsverk kan man beskriva på en rad olika sätt, men den vanligaste är med hjälp av nyckeltal. Nyckeltal är dock komplicerade och svåra att använda sig av då de kan vara kraftigt missvisande. De vanligaste nyckeltalen som man brukar använda sig av i energisynpunkt är kwh per m 3, kwh per ton BOD och kwh per PE. Under den inledande delen av detta examensarbete gjordes en mindre energistudie med data från 2009. Studien inkluderade framförallt avloppsreningsresultat och nyckeltal. Nyckeltalen skulle senare visa sig vara svårt att tolka och datavärdena var i många fall mycket osäkra. Resultatet av studien visade på att det kan vara betydligt mer komplicerat att reda ut hur energianvändningen ser ut på avloppsreningsverk än vad som hade förväntats. Energianvändning på avloppsreningsverk har bland annat studerats av Kjelldén och Andersson, (2002), Lingsten och Lundqvist, (2008) och Balmér (2010). Eftersom energianvändningen är starkt kopplad till storleken på avloppsreningsverket, krävs det att man baserar analyser på nyckeltal, där enskilda processer jämförs med varandra. En annan faktor är till exempel åldern på avloppsreningsverken, vilket inte har varit möjligt att ta hänsyn till i denna studie. Eftersom det på avloppsreningsverk finns många olika typer av processteg som förbrukar energi visade det sig svårt att dra direkta slutsatser om energianvändandet med det datamaterial som fanns tillgänglig. De två nyckeltal som ändå visade sig vara ett bra sätt att använda sig av och jämföra med var kwh per ton BOD och kwh per PE, vilket båda är nyckeltal helt baserade på BOD. Figur 4 visar energianvändning baserat på nyckeltal av typen kwh per ton BOD i inkommande avloppsvatten. 20000 18000 16000 14000 12000 10000 8000 <10 000 PE 10 000<PE<50 000 50 000<PE<100 000 PE <100 000 pe KR <10 000 PE 6000 4000 2000 0 KR 10 000<PE<50 000 KR 50 000<PE<100 000 KR >100 000 PE 1 10 100 1000 10000 100000 ton BOD in Figur 4: Energianvändning på avloppsreningsverken i Sverige med avseende på inkommande BOD, där de flesta avloppsreningsverk som tillämpar kvävereduktion (KR) representeras av ifyllda markeringar. Figur 4 visar nyckeltalet kwh per totalt anslutna PE i inkommande avloppsvatten. 8

kwh per tot PE ansluten 500 450 400 350 300 250 200 <10 000 PE 10 000<PE<50 000 50 000<PE<100 000 <100 000 PE KR <10 000 PE 150 100 KR 10 000<PE<50 000 KR 50 000<PE<100 000 50 KR<100 000 PE 0 100 1000 10000 100000 1000000 tot anslutna PE Figur 5: Energianvändning på avloppsreningsverk i Sverige med avseende på PE där de flesta som tillämpar någon form av kvävereduktion (KR) representeras av ifyllda markeringar. Som kan ses i Figur 4 och 5 finns det en tydlig stordriftsfördel och att de stora variationerna i energianvändning som kan ses i på mindre anläggningar, är mindre tydliga på anläggningar som är större. 9

10

4 Biologisk avloppsvattenrening Avloppsrening kan oftast delas in i tre eller fyra delar. Först kommer mekanisk rening, oftast kallad för primär rening med separationsprocesser som galler, sandfång och sedimentering. Därefter kommer en sekundär rening, som består av någon form av kemisk omvandling eller biologisk nedbrytning av organiska föreningar samt en efterföljande separationsprocess. Det tredje steget, oftast kallad tertiär rening och inkluderar biologisk kvävereduktion och kemisk avskiljning av fosfor. Slutligen kommer eventuellt ett fjärde, kvartärt behandlingssteg, ibland kallad för polering som kan innefatta tillexempel skivfilter eller våtmark/biodamm. Den biologiska reningen är framförallt byggd för att bryta ner och separera organiskt material, oftast refererad till som BOD. Idag satsas pengar på att även bygga ut den biologiska avskiljningen av kväve och fosfor. Bland de första biologiska processerna som utvecklades var biobäddar. En biobädd (eng. Conventional Trickling Filter, CTF) är en biologisk process med fasta material av framförallt sten eller plast varpå bakterierna bildar en biofilm. Biobäddar som byggs idag använder framförallt plast som material då dessa kan erbjuda en större yta och större volym för vattnet att rinna igenom vilket minimerar risken för att de växer igen. Konceptet för biobäddar är de biofilmer som bildas av att bakterier sätter sig på de fasta ytorna. På ytorna bildas en biofilm vilket bakterierna lever i och på så sätt blir skyddas från bulklösningen. Substrat transporteras sedan från bulklösningen in i biofilmen på grund av kolloidal dispersion som drivs av en gradient som bildas mellan bulken och biofilmens innandöme. Gradienten som då bildas på grund av den skillnaden som finns mellan koncentrationen i bulkfasen och biofilmsväggen skapar ett flöde av substrat mellan bulken och biofilmen. Gradienten upprätthålls via den nedbrytning som sker inne i biofilmen. Biofilmer ska dock inte ses som homogena strukturer, eller tydligt sekvenserade lager med en homogen bakteriefauna. I Figur 6 kan en biobädd med plastpackning och en med stenpackning ses. Figur 6: Biobädd i Strängnäs med plastpackning i den vänstra bilden och en biobädd med stenpackning på Staffanstorps avloppsreningsverk i den högra bilden. Foto av Lustig (2011) och Lustig (2009). Den troligen vanligaste biologiska processen i avloppsreningsverk i Sverige är aktivslam (eng. Conventional Activated Sludge, CAS). Processen kan beskrivas som att bakterierna 11

lever suspenderade i flockar i processen. Flockar som lämnar processen avlägsnas i ett efterföljande separationssteg, oftast en sedimentering, och bildar slam. En del av detta slam lämnar processen som överskottslam och pumpas ut ur processen medan större delen av slammet pumpas tillbaks in i början av processen igen vilket kallas returslam. Processen kan vara antingen luftad eller oluftad. Processen uppfattas oftast som mycket flexibel och kan innefatta en rad olika applikationer som tillexempel kvävereduktion eller biologisk fosfor avskiljning, så kallad Bio-P process. Nackdelen med aktivslam är dock den stora mängden slam som produceras samt att vid tillexempelvis kvävereduktion krävs stora volymer. Som kan ses i Figur 7 är aktivslam processen utformad oftast som en lång bassäng där vattnet går in i ena kortsidan av bassängen och lämnar processen i den andra delen. Figur 7: Aktivslamprocess för nitrifikation, samt en tom aktivslam reaktor på Nykvarnsverket i Linköping 2011. Foto av Lustig (2011). Under de senast decennierna har flera olika processer utvecklats. En processteknik som sägs kombinera aktivslamprocessens filosofi med suspenderande bakteriekulturer med biofilmsprocessens biofilmer är MBBR tekniken där MBBR står för Moving Bed Biofilm Reactor. En MBBR reaktor och biofilm på AnoxKaldnes Biochip-P kan ses i Figur 8. Figur 8: MBBR anläggning på GRYAAB i den vänstra bilden. Den högra bilden visar biofilm på bärarmaterialet AnoxKaldnes Biochip-P i nitrifikationsreaktor 2 på Ulricehamns avloppsreningsverk. Foto från GRYAAB (2010) och Lustig (2011). I alla biologiska processer förekommer någon form av oxidation och reduktionsprocess, där oxidationsmedlet oftast är syre eller nitrat och det reducerade substratet oftast är organiska kolföreningar eller ammonium. Genom att förändra och skapa förhållanden mellan de olika 12

biokemiska processerna kan man skapa processer där man styr närvaron av tillexempel oxidationsmedel eller substrat. Indelning av bassänger och processkonfigurering styrs nästan uteslutande av denna princip. I en aktivslam kan man bestämma förhållandet för bakterierna och dessutom bestämma mängden bakterier genom att reglera slamhalten i bassängerna. I en biobädd är det mer eller mindre konstant och kapaciteten bestäms då biobädden dimensioneras. I en MBBR anläggning påstås kapacitet kunna ändras beroende på mängden bärare. 4.1 Biologisk reduktion av organiskt material Anledningen till varför biologisk avloppsrening introducerades var för att reducera mängden organiskt kol som nådde recipienten. För biologiska processer är det vanligt att man refererar till Biochemical oxygen demand, BOD, som är det index som syftar på hur mycket syre det kommer att krävas för att oxidera bort det organiska kolet som är tillgängligt för mikrobiologisk aktivitet i avloppsvattnet. Andra mätmöjligheter är bland annat Chemical Oxygen Demand, COD, samt Total Organic Carbon, TOC. BOD mäts oftast som BOD 7 eller BOD 5 vilket syftar på den mängd syre i mg per L som konsumeras antingen över 7 eller 5 dagar. Utanför Sverige används oftast BOD 5 istället för BOD 7. Vid eventuella omräkningar i detta examensarbete ekvation [1] används, beskriven av Rusten och Kolkinn (1997). De lättnedbrytbara kolföreningarna som kommer in i processen reduceras via den heterotrofa respirationen. Heterotrofa bakterier är en grupp bakterier med en snabbväxande population som använder reducerade organiska molekyler som kolkälla och oxiderar dem med hjälp av löst syre (DO) till koldioxid (CO 2 ) samtidigt som de utvinner energi i den kemiska processen. En del av det organiska kolet är inert och kommer inte brytas ner biologiskt i processen. En del av de organiska kolföreningar, mätt i form av BOD och COD är partikulärt bundet och fälls i de olika sedimenteringsbassängerna och bildar ett slam. Ett vanligt utsläppskrav är i Sverige 10 mg BOD 7 per L i utgående avloppsvatten från reningsverken. Naturvårdsverket definierar 1 PE som 70 gram BOD 7 per dygn enligt NFS (2004). Normalt reduceras 90-95% av inkommande BOD i avloppsreningsverk. 4.2 Biologisk kvävereduktion Biologisk kvävereduktion finns idag på en rad större avloppsreningsverk. Framförallt de som är belastade med över 10 000 PE i södra Sverige tillämpar idag någon form av biologisk kvävereduktion. Man delar upp biologisk kvävereduktion i två former, konventionell kvävereduktion som sker i huvudströmmen av avloppsreningsprocessen och rejektvattenhantering som kan ske separat. Konventionell kvävereduktion handlar om framförallt två olika processer, vilka är nitrifikation och denitrifikation. En del av kvävet assimileras, det vill säga binds upp av bakterierna och lämnar processen via överskottslam. Då detta slam rötas och avvattnas, frigörs en del av det bundna kvävet, i form av ammonium. Detta ammoniumrika vatten kallas för rejektvatten och kan hanteras på flera olika sätt. I framtiden kanske denna hantering kan kretsa kring en relativt ny form av kväveavskiljning. 13

4.2.1 Konventionell kvävereduktion I Sverige idag har ett hundratal avloppsreningsverk någon form av kvävereduktion. Dessa är i huvudsak belägna i södra Sverige och är dimensionerade för mer än 10 000 PE. Inkommande kväve till avloppsreningsverken är framförallt kväve i form av ammonium (NH 4 -N). I en normal kvävereduktionsprocess reduceras i princip allt ammonium via nitrifikation eller assimilering till nitrat (NO 3 - ). Dock fungerar processen att oxidera ammonium betydligt sämre vintertid, då det finns ett samband mellan temperatur och tillväxthastighet hos de dessa bakterier. Konventionell kväverening består normalt idag av nitrifikation, som är en aerob process som omvandlar ammonium (NH 4 + ) till nitrat (NO 3 - ) och denitrifikation som sker i anox miljö. Anox miljö innebär att syre endast finns tillgängligt som nitrat. Nitrat (NO 3 - ) omvandlas till kvävgas (N 2 ) i denitrifikationsprocessen och lämnar processen som gas till atmosfären. En inte obetydande mängd av kvävet assimileras, det vill säga tas upp biologiskt av bakterierna, och avskiljs som biologiskt slam. 4.2.1.1 Assimilation Ammonium (NH 4 + ) kan tas upp direkt av bakterierna då det är mer reducerat än de flesta oorganiska formerna av kväve. Även nitrat (NO 3 - ) kan assimileras till organiskt bundet kväve. Processen är skild från dissimilerande nitratreduktion som även kallas för denitrifikation. Assimilering reducerar en proportion av det inkommande kvävet till avloppsreningsverk som saknar tillämpad biologisk kvävereduktion. Detta kväve lämnar processen via slam och ammonium måste därefter hanteras som rejektvatten då slammet avvattnas. 4.2.1.2 Nitrifikation Nitrifikation är en process där ammoniumföreningar oxideras av framförallt två olika autotrofa bakteriegrupper till nitrat. Dessa bakterier använder nästan all energi som de producerar till att fixera koldioxid via Calvin cykeln och resterande energi går till reproduktion och tillväxt och de använder oorganiskt kol, alltså koldioxid (CO 2 ) som kolkälla. Processen som oxiderar ammonium (NH 4 -N) i två steg till nitrat (NO 3 - ), har framför allt två dominerande bakteriesläkten. Det är Ammonium Oxiderande Bakterier (AOB) som oftast brukar karakteriseras av framförallt två släkteten Nitrosomonas och Nitrospiria, som oxiderar ammonium (NH 4 + ) till nitrit (NO 2 - ), och Nitrit Oxiderande Bakterier (NOB) som domineras av släktet, Nitrobacter som oxiderar nitrit (NO 2 - ) till nitrat (NO 3 - ). 14 AOB Ammonium (NH 4 + ) Nitrit (NO 2 - ) NOB Nitrit (NO 2 - ) Nitrat (NO 3 - ) Populationsfördubbling för Nitrosomonas sker via binär fission under optimala förhållanden mellan en till två gånger per dygn men vid låga temperaturer kan det dröja ännu längre. Jämförelsevis fördubblar heterotrofa bakterier som bryter ner BOD sin population runt tre gånger per timme vid bra förhållanden vilket är ca 20 till 30 ggr så fort. Detta leder till att dessa bakterier lätt kan konkurrera ut de autotrofa nitrifikationsbakterierna vid god tillgång på lättnedbrytbart BOD. I en aktivslam process innebär det dessutom att slamåldern måste vara hög då bakterierna annars lämnar processen innan populationen vuxit till sig. När det gäller

biofilmsprocesser gäller det att biofilmen inte belastas med lättnedbrytbara kolföreningar för då växer de heterotrofa bakterierna till sig i biofilmen och tvättar ut vitala autotrofa bakterier för nitrifikation. Problemet med autotrofer och deras tillväxthastighet är att de till skillnad från heterotrofer är inte bara behöver ett oxidationsmedel i form av syre, utan även behöver ett reduktionsmedel i form av NAD(P)H för att reducera det redan oxiderade kolet, i form av koldioxid. Då ammonium är mer reducerat än vad elektronbäraren NAD + är i den metaboliska processen kan de inte direkt donera elektronerna och forma NADH och NADPH som heterotroferna kan. Lösningen på detta problem har autotroferna funnit i så kallat reversibelt elektronflöde, där dessa bakterier flyttar elektronerna som de hämtat från oxidation av ammonium (NH 4 + ) och flyttar dessa upp i kedjan av elektroner som flödar i Calvincykeln till att reducera NAD(P) + till NAD(P)H enligt Willey och Sherwood (2008). Denna process är inte särskilt energigivande, utan endast ett sätt för bakterierna att överleva på deras alldeles särskilda och unika sätt. Eftersom ändå ingen annan bakteriegrupp konkurrerar om ammonium har autotroferna all tid i världen att ägna sig åt denna process. Precis samma principer gäller för svaveloxiderande bakterier som orsakar luktproblem på avloppsreningsverk. Man kan säga att nitrifikationsbakterierna konkurreras ut i biofilmsprocesser för att de helt enkelt inte får plats och inte har någon chans att konkurrera om syret i avloppsvattnet med heterotrofer. En missuppfattning är att autotrofa bakterier är mer känsliga än heterotrofa bakterier. Det är inte sant enligt Henze et al. (2002). 4.2.1.3 Denitrifikation Vid denitrifikation kan en grupp heterotrofa bakterier vid syrebrist överleva genom att använda sig av nitrat (NO 3 - ) som oxidationsmedel i stället för syre (O 2 ). Då nitrat oxiderar organiska föreningar reduceras nitratet till kvävgas (N 2 ), vilket kan lämna processen som gas till atmosfären. Denitrifikation är en dissimilationsprocess som utförs av framförallt fakultativt anaeroba heterotrofa bakterier. Det finns även autotrofa bakterier som kan utföra denitrifikation. Kemiskt ser processen ut enligt följande kemiska formel: Denitrifikation med metanol som kolkälla kan beskrivas som: Denitrifikation ökar avloppsvattens alkalinitet till skillnad från nitrifikation som sänker avloppsvattnets alkalinitet. I avloppsreningsverk med kvävereduktion förekommer framförallt processen i den oluftade zonen som innehåller nitrat (NO 3 - ). Förhållandena med nitrat (NO 3 - ) närvarande och syre (O 2 ) frånvarande kallas för anox. I närvaro av syre använder bakterierna syre som oxidationsmedel i stället för nitrat och ingen denitrifikation sker. Redan vid låga syrekoncentrationer i avloppsvattnet minskar denitrifikationen kraftigt. Då denitrifikation sker efter nitrifikationsprocessen kallas det för efterdenitrifikation, och extern kolkälla måste användas då detta har förbrukats i förgående steg. För att undvika användandet av extern kolkälla kan denitrifikationsprocessen placeras före nitrifikation delen och kallas då fördenitrifikation. Detta krävs att nitrat recirkuleras tillbaks till denitrifikations steget. 15

4.2.2 Rejektvattenhantering En lösning på rejektvattenhantering kan i framtiden vara ANAMMOX vilket betyder ANoxic AMMonium OXidation, och beskriver en nedbrytning av ammonium till kvävgas utan att gå via nitrifikation och denitrifikation. Bakterierna som utför processen upptäcktes först under 1980-talet och har visat sig vara den saknade länken i kvävgasproduktionen i våra oceaner enligt Arrigo (2005). ANAMMOX processen fungerar kemiskt enligt summaformeln: Stammen av bakterier som är inblandade i processen är morfologiskt unika och har en uppdelad cellstruktur. Varje bakterie inom gruppen har också sina unika särdrag vad gäller den morfologiska uppbyggnaden. Bakterien Candidatus Brocadia anammoxidans har en del som kallas anammoxosome och det är här som processen som kallas ANAMMOX sker enligt Willey och Sherwood (2008). Bakterierna har en extremt långsam tillväxthastighet och bakteriepopulationen tar cirka två veckor på sig att fördubbla sin population. I avloppsreningsverk är processen en tvåstegsprocess där det första steget är partiell nitrifikation enligt följande kemiska formel: Den andra delen är då ANAMMOX bakterierna använder ammonium (NH 4 + ) och nitrit (NO 2 - ) till att skapa kvävgas (N 2 ) och vatten Biofilmsreaktorer verkar vara fördelaktiga i denna process då bakterierna behöver långa och stabila slamåldrar och att slamproduktionen är låg. 4.3 Biologisk fosforreduktion Bland de mera komplexa processerna i biologisk avskiljning av näringsämnen finner vi biologisk fosforreduktion, oftast kallat Bio-P. Under 1960-talet observerade man att det gick stimulera tillväxten av en grupp bakterier som går under samlingsnamnet Bio-P bakterier på aktivslam anläggningar genom att ha en process med omväxlande anaeroba och aeroba zoner. Biologisk fosfor rening har introducerats på ett fåtal avloppsreningsverk i Sverige, men den vanligaste varianten av fosforreduktion är fortfarande kemisk fällning med framförallt olika järnsalter. Biologisk fosforrening gör att användningen av kemikalier minskar vilket är en viktig steg i att minska energianvändningen. När processen fungerar bra avskiljs i princip allt fosfor. I denna studie har närmare undersökningar på MBBR och fosforreduktion inte förekommit men studier har gjorts på annat håll framförallt inriktade på fosforreduktion i MBBR reaktorer som opererar som en satsreaktor, kallad SBR. Processen har bland annat studerats av Helness (2007) och Kermani, et al., (2009). 16

5 Avloppsvattenrening i MBBR MBBR står för Moving Bed Biofilm Reactor och beskriver en totalomblandad reaktor, med suspenderade plastenheter, så kallade bärare varpå det växer biofilm. Tekniken har tidigare beskrivits av framförallt Ødegaard (1999) och Rusten et al. (2006). Reningstekniken används framförallt under aeroba eller anox förhållanden där bärarna i reaktorn hindras från att lämna bassängen av ett system av silar. I de aeroba reaktorerna omblandas bärarna med luft och i de oluftade reaktorerna med omrörare. Enligt Rusten et al. (2006) är framförallt den stora fördelen med MBBR tekniken att fyllnadsgraden ska vara flexibel och att processen inte kräver en slamretur. Enligt Ødegaard (1999) är de främsta fördelarna med processen att den kräver mindre yta, att reningsresultatet blir mindre beroende av separeringen av biomassan och att biomassan är mer specialiserad. Då slamretur saknas, påpekar Ødegaard (1999) att det är en ansenlig fördel med MBBR tekniken att bara överskottsbiomassan tas ut ur processen. Vid experimentella studier, där man jämfört aktivslam och MBBR, visade Andreottola et al. (2002) att den specifika ytan de använde på 160 m 2 per m 3 inte var tillräcklig för att prestera bättre resultat än aktivslam anläggningen. Fördelarna med MBBR kunde dock konstateras att biomassan och den hydrauliska uppehållstiden var oberoende av varandra, biomassan kunde separeras, processen är enklare då processen saknade slamretur och slutligen att slamsvällning inte förekom i sedimenteringen. Biofilmsbärarna har en yta som varierar beroende på bärarmodell och fabrikat, men den aktiva ytan ligger oftast i intervallet mellan 500 till 1500 m 2 per m 3 vid 100 % fyllnadsgrad. Rusten et al. (2006) rekommenderar att MBBR reaktorn fylls på med maximalt 70 % bärare för att möjliggöra omrörning av bärarna. I Sverige konstrueras troligen inga anläggningar med mer än 50 % fyllnadsgrad. Bärarna är utformade så att de kan röra sig suspenderat i vattnet och ha en skyddande yta varpå biofilmen kan växa utan att riskera lossna på grund av nötning från sammanstötning med reaktorväggarna eller med de övriga bärarna. Bärarelementen består av plast, framförallt av polyeten. Det finns en stor mångfald av olika bärartyper på den internationella marknaden men de vanligaste bärarna i Sverige är troligen de två varianterna av K1 från företaget AnoxKaldnes, nämligen K1 och K1 Heavy. Bäraren K1 Heavy verkar ha utvecklats för anox miljö medan den lättare bäraren K1 har utvecklas för luftade reaktorer. K1 Heavy innehåller antingen Kalciumkarbonat (CaCO 3 ) eller Titandioxid (TiO 2 ) vilket gör den tyngre än originalet K1, (0,98 kg per L istället för 0,95 kg per L). Bäraren K1 produceras genom extrudering, och antalet bärare ligger runt en miljon bärare per m 3. Den skyddade ytan är ca 500 m 2 per m 3 vid 100 % fyllnadsgrad. AnoxKaldnes har även utvecklat bäraren K2 (350 m 2 per m 3 ) som inte används längre och K3 (500 m 2 per m 3 ) som är en ganska vanlig bärare på många mindre avloppsreningsverk. AnoxKaldnes har även utvecklat platta bärare, kallade Biochip-P (900 m 2 per m 3 ) och Biochip-M (1 200 m 2 per m 3 ) för hybridanläggningar. Den stora diametern på bärarna gör att man kan använda grövre silar i processer med högre halter av partiklar. För industriella applikationer är det bärartypen AnoxKaldnes Natrix, som används mest frekvent. Livslängden för bärarmaterialen beräknas i bästa fall vara kring två decennier. I Figur 9 kan de vanligaste bärarna som används på anläggningarna ses. 17

Figur 9: AnoxKaldnes bärare K1 Heavy, Biochip-P och K3. Foto av Lustig (2011). Exempel på avloppsreningsverk som tillämpar MBBR teknologin för kvävereduktion finns i Norge. Det är även dessa anläggningar Veolia Water Solution & Techologies (2011) refererar till. Samtliga dessa har processkonfigurationen fördenitrifikation, oxidation av BOD och ammonium och slutligen efterdenitrifikation Norskt avloppsvatten kan karakteriseras som relativt utspätt, med ganska lite lättnedbrytbara organiska föreningar samt låga temperaturer enligt Rusten et al. (1995c). De flesta av anläggningarna i Norge är byggda för bryta ner BOD och är mindre än 10 000 PE. Oftast refererar man tre anläggningar i Norge, dessa är Lillehammer, Gardemoen och RA-2. Lillehammer byggdes som en av de första anläggningarna med kvävereduktion och MBBR inför Olympiska spelen vintern 1994. Anläggningen byggdes för att visa upp norsk teknik. Anläggningen är dimensionerad för runt 41 400 PE (2 900 kg BOD), enligt Veolia Water & Technologies (2011b), eller 70 000 PE enligt Biomedia (n.d.) och AnoxKaldnes reference list via Neptune (2009), och har två parallella linjer med 9 reaktorer i varje linje, totalt 18 reaktorer enligt Rusten och Hem (1995c). Anläggningen dimensionerades 1995 enligt följande. De första tre reaktorerna är till för fördenitrifikation men kan luftas och de är på 180 m 3 var. Där efter följer två luftade reaktorer på 380 m 3 vardera varpå det följer två reaktorer på 176 m 3 vardera för efterdenitrifikation eller eventuellt nitrifikation då dessa kan luftas. Dosering av extern kolkälla är möjlig då reaktorn körs med anoxa förhållanden. Därefter följer en ren anox reaktor som inte kan luftas på 176 m 3. Slutligen finns en reaktor på 92 m 3 som luftas. Totalt är MBBR blocket på 3 840 m 3. Vattendjupet är 5,5 meter och fyllnadsgraden var ursprungligen 65 %. Gardemoen är dimensionerad för cirka 38 300 PE (2 680 kg BOD) enligt Veolia Water & Technologies (2011c), 50 000 PE enligt Biomedia (n.d) och AnoxKaldnes via Neptune, (2009) och byggdes 1996. Dimensionerad totalkvävebelastningen är 704 kg totalkväve per dag. Kravet på anläggningen är 70 % reduktion av totalkväve. Dimensionerat flöde är 16 000 m 3 per dag enligt Rusten et al., (2002). MBBR anläggningen består av två parallella linjer med sju seriekopplade reaktorer. De första två reaktorerna är på 420 m 3. Den andra av de två kan luftas vid behov, annars är de till för fördenitrifikation. Därefter följer två luftade reaktorer på 695 m 3 vardera och avslutas med en sista luftad reaktor på 180 m 3. Därefter följer en anox reaktor på 375 m 3. Slutligen finns en luftad reaktor på 255 m 3. Fyllnadsgraden varierar men anläggningen är dimensionerad för att de första reaktorerna ska ha en totalarea 18

per kubikmeter på 300 m 2 per m 3. Därefter följer den sista av de tre luftade reaktorerna med en yta på 210 m 2 per m 3. Efterdenitrifikations reaktorn har 300 m 2 per m 3 och den sista luftade reaktorn har en dimensionerad yta på 255 m 2 per m 3. Totalvolymen på reaktorn är 5 790 m 3. Vattendjupet är 6,5 meter. RA-2 i Strömmen, norr om Oslo, och är en av Norges större anläggningar och byggdes mellan åren 2001-2004 och är dimensionerad för över 86 200 PE (6037 kg BOD) enlig Veolia Water & Technologies (2011d) och 160 000 PE enligt AnoxKaldnes referenslista från Neptune, (2009). Anläggningen är insprängd i berget och byggd i glasfibertankar. Anläggningen har 4 parallella linjer med 6 reaktorer i varje linje, totalt 24 reaktorer. Anläggningen har en total bärarmängd på 8 268 m 3 K1 och totalvolymen av reaktorerna är 19 368 m 3. Kvävereduktionen på anläggningen var 69 % som års medelvärde 2009 enligt NRVA (2011). 19

5.1 Parametrar involverade i MBBR teknologin Det finns en rad parametrar som spelar en avgörande roll för hur processen kommer att fungera. Parametrarna är svåra att separerar utan måste ses i ett helhetsperspektiv. 5.1.1 Reaktorstruktur Utformning och strukturen på den individuella reaktorn spelar stor roll och avgör hydrauliken i reaktorn. Reaktorstrukturen är viktig då den inverkar på framförallt om reaktorn kan betraktas som totalomblandad eller inte. För reaktorprincipen tubreaktorn kan så kallad kanalisering innebära att uppehållstiden för viss mängd godtyckligt substrat som kommer in i reaktorn, lämnar reaktorn långt mycket snabbare än vad den beräknade uppehållstiden motsvarar. Med reaktorprincipen tankreaktorer kan det uppstå något som kallas för döda zoner. Reaktorstrukturen spelar därför stor roll för hydrauliken, och påverkar en av de viktigaste parametrarna, omblandning. Reaktorstrukturen i vertikalled, påverkar även om man kan kalla processen för ytmässigt kompakt eller inte. Förövrigt kan nämnas att i luftade reaktorer påverkar djupet på reaktorn, syresättningen av avloppsvattnet. 5.1.2 Antalet reaktorer i serie Antalet reaktorer i serie kommer att påverka utgående halter av substrat. För kvävereduktion är sekvensering av biomassan viktig och varje processteg måste delas in i en individuell reaktor. Bland de första anläggningarna som byggdes med kvävereduktion i Norge bestod processen av flera reaktorer som var seriekopplade (mellan sex och nio). Visby har idag nio seriekopplade reaktorer. Två reaktorer för fördenitrifikation, en reaktor med fördenitrifikation/bod, en reaktor för BOD oxidation, en reaktor för syrebegränsad nitrifikation, en reaktor för ammonium begränsad nitrifikation, en deoxidations reaktor, och slutligen två seriekopplade efterdenitrifikations reaktorer. GRYAAB har till exempel tre seriekopplade reaktorer denitrifikations reaktorer. Detta på grund av tankseriemodellen. 5.1.3 Omblandning Omblandning i MBBR reaktorer ska inte underskattas. Omrörning för att omblanda bärarmaterialet i MBBR processer är ett komplext område. Det ska tilläggas att omblandning påverkas av fyllnadsgrad och omblandnings förhållanden har troligen stor inverkan på MBBR processer. Omblandning skall inte förväxlas med omrörning. Omrörning kan generera god omblandning om omrörningen är tillräcklig. Omrörare ska vara skonsamma för bärarna, vilket innebär hög finish och låga periferin hastigheter. Låg periferin hastighet innebär att omröranas diameter måste vara stor för att generera samma omblandning. I luftade reaktorer ska detta ske med luft, och då har reaktorstrukturen en stor betydelse. Omblandningen ska generera homogenitet vilket innebär att utflödet i reaktorn är lika med koncentrationen i reaktorn. Om endast luft genererar denna omblandning i större reaktorer är ytterst tveksamt. Det är tre komponenter involverade i problematiken, det är omblandning av avloppsvatten, omblandning av bärarna och genomströmning av avloppsvattnet genom bärarna. GRYAAB valde en toppmonterad omrörare med en vikt på cirka tre ton och tre stycken sex meters propellerblad på deras efterdenitrifikations anläggning på Ryaverket, troligen av en anledning. 20

5.1.4 Uppehållstid Hur lång tid ett godtyckligt substrat som kommer in i reaktorn stannar i reaktor beror på reaktorstrukturen och omblandningen. Det är viktigt att komma ihåg att detta är flödesproportionellt och påverkas av volymen av reaktorn. Det hela kan beskrivas statistiskt med en fördelning av uppehållstiden, en så kallade uppehållstidsfördelning. I icke ideala fall kommer så kallad kanalisering för aktivslam och biobädd att påverka och för MBBR kommer så kallade genvägar och döda zoner att påverka. Hur bärarmaterialet påverkar uppehållstiden är osäkert och antas variera med omrörningen. 5.1.5 Slamavskiljning På bärarna växer en biofilm och denna biofilm måste förr eller senare släppa från bäraren och separeras i ett efterföljande steg. Enligt Ødegaard (1999), är det bara överskottsbiomassan som släpper från bärarna. Detta påverkar slamåldern och om inte slammet på bäraren släpper, så växer bäraren igen. Det börjar diskuteras allt mer att man behöver installera tvättmaskiner för att tvätta rent bärarna på biofilm på MBBR anläggningar i Sverige. Detta är ett sätt att tvinga av slammet från bärarna. 5.1.6 Bärare Bärarna består av plast. Det viktiga med bärarna är att de är hållbara i ett avloppsreningsverk, har en densitet som gör att de inte sjunker eller flyter och inte har former som gör att de stör en god omblandning. En annan inte helt oviktig del av bärarkonceptet är att den erbjuder en viss yta som är skyddad från mekanisk nötning men inte av hydraulisk nötning. Den kanske viktigaste parametern är att det finns genomströmning av avloppsvattnet genom bäraren så att ytan med biofilm hela tiden förses med en kontinuerlig koncentration av substrat. Om bäraren växer igen så är det ett dåligt tecken. 5.1.7 Biofilmsyta Nästan hela konceptet kring MBBR och bärare kretsar kring den yta med biofilm som växer på bärarna. Kommersiella bärare i Sverige har en yta mellan 500 och 1 200 m 2 per m 3 med 100 % fyllnadsgrad. Det finns idag några bärarmaterial som påstås generera en yta på över 1000 m 2 per m 3. Det troligen mest extrema bärarmaterialet ligger på 3000 m 2 per m 3 och påstås att med 100 % fyllnadsgrad kunna oxidera 400 kg BOD 5 per m 3 och dag enligt Mutagbiochip (2011). En svensk 10 000 PE anläggning skulle med det resonemanget och låt oss säga 50 % fyllnadsgrad oxidera allt BOD på cirka 3 m 3. Vilken yta som är praktisk att tillgodoräkna sig med bärarna är svår att uppskatta. 5.1.8 Nedbrytningshastigheterna Man kan säga att nedbrytningshastigheten beror på en funktion mellan hur snabbt mikroorganismerna bryter ner substrat och hur pass stor tillgång bakterierna har på substrat. Detta brukar länkas till en hastighet per ytenhet. Förhållandet mellan hastighet och bärarmaterialets teoretiska yta är inte linjärt i praktiken. Hastigheter som brukar antas bör betraktas med viss skepsis. 21

5.2 MBBR reaktorns funktionsbeskrivning Följande är en mycket kort generalisering över hur dominerande faktorer inverkar på MBBR reaktorns kapacitet. 5.2.1 Reaktorn Det finns tre vanligt förekommande reaktormodeller som kommer ge skilda lösningar av beräkningar vid dimensionering, merparten baserad på Warfvinge (2010). 1. Tankreaktorn (eng. Continues Stirred Tank Reactor, CSTR) 2. Satsreaktor (eng. Sequenced Batch Reactor, SBR) 3. Tubreaktorn (eng. Plug-flow reactor, PFR) Inom vattenrening förekommer olika former av reaktorer och samtliga reaktormodeller beskriva olika reningsfilosofier. För MBBR är det bara en av de tre modellerna tillämpbar, det är en reaktorkonstruktion som efterliknar CSTR. Aktivslamanläggningar, framförallt med kvävereduktion utformas oftast för att efterlikna PFR, vilket innebär oftast långa, smala bassänger. SBR är en inte allt för ovanlig reaktorprocess på många avloppsreningsverk med aktivslam. En process kan beskrivas stökiometriskt med massbalanser, och därefter måste någon form av kinetisk modell antas. För reaktorer kan en ideala reaktormodell beskriva reaktorns beteende. I verkligheten är det ibland långt ifrån idealt och därför har det utvecklas en rad modeller för att beskriva dessa icke ideala reaktorer. För ett icke idealt system brukar Dispersionsmodellen antas för PFR och Tankseriemodellen brukar antas för CSTR. Dispersionsmodellen styrs av en produkt av Reynolds tal och Schmits tal som bildar Péclets tal. Tankseriemodellen styrs av antalet seriekopplade reaktorer, vilket kan approximeras vid ett stort antal reaktorer som PFR. På samma sätt kan PFR approximeras av CSTR då Péclets tal är mycket litet. Därefter styrs reaktorerna av kinetiska modeller, som bland annat omfattar, diffusions- och temperaturvariabler samt omblandning, vilket är olika för de olika reaktorerna. PFR ska till exempel inte vara omblandad i alla riktningar till skillnad från CSTR. Både CSTR och PFR beskriver gränsmodeller, det vill säga helt ideala system. I system där det finns en stor avvikelse mellan de båda reaktormodellerna blir skillnaderna mellan de olika reaktorerna stor. Reaktorer som beskriver PFR och en CSTR kan ses i Figur 10. Figur 10: Reaktormodellerna PFR och CSTR från Warfvinge (2010). 22

5.2.2 Hydraulik Man kan generellt se på reaktorhydraulik som hur reaktorn hanterar godtyckliga ämnen samt hur dessa förhåller sig över tid i reaktorn. MBBR är ett komplicerat system med flera komponenter involverade då bärarna påverkar och påverkas av hydrauliken. Oftast pratar man om den hydrauliska uppehållstiden (eng. Hydraulic Retension Time, HRT) som kan beskrivas som den tid ett godtyckligt ämne uppehåller sig i tanken, och kan ses i ekvation [2]. HRT Hydraulisk uppehållstid (timmar). V Volym (m 3 ). Q Flöde (m 3 per timme). Med CSTR kommer ett ytterligare hydraulisk problem in, nämligen att uppehållstiden i reaktorn måste beskrivas som en statistisk fördelning om reaktorn inte är ideal. Detta kallas för uppehållstidsfördelning (eng. Hydraulic retension time distribution, RTD). 5.2.3 Massbalanser Hur ämnen uppehåller sig och reagerar kan beskrivas av en massbalans under stationära förhållanden enligt följande: Där massbalansen för en CSTR ser ut enligt ekvation [3]: Och för PFR är massbalansen enligt [4]: Där: ( ) Q Flöde (m 3 per tidsenhet) V Volym (m 3 ) c in c A r Inkommande koncentration (g per m 3 och tidsenhet) Utgående/Inneboende koncentration (g per m 3 och tidsenhet) Nedbrytningshastigheten (g per m 3 och tidsenhet) 23

5.2.3.1 Tubreaktorn (PFR). I en Tubreaktor kommer avloppsvattnet in i ena änden av reaktorn med en viss koncentration och reagerar längst reaktorns längd och lämnar reaktorn med en annan koncentration. Längst reaktorn är koncentrationen genomlöpande heterogen. Uppehållstiden kan då bland annat beskrivas med ämnenas hastighet genom reaktorn. En del aktivslam anläggningar kan beskrivas med denna reaktor modell. Även biobäddar kan beskrivas med denna reaktormodell. 5.2.3.1.1 Ideal PFR Reaktorn kan beskrivas i ett stationärt förhållande med massbalanser enligt följande formel: Där F står för flux och kan beskrivas som ett flöde med en viss koncentration Q*c: Efter division med Q ges: ( ) Detta innebär i praktiken att koncentrationerna är i utgående flöde lika med reaktionshastigheten som en funktion av uppehållstiden. Reaktorn kan även beskrivas med avseende på reaktor längden: Där koncentrationen i utgående vatten beskrivs som en funktion av reaktionshastigheten och hastigheten genom reaktorn och som varierar med längden på reaktorn. Slutligen kan även reaktorn beskrivas efter volym: Där reaktionshastigheten utmed en viss volym resulterar i en viss koncentration vid ett visst flöde. 24

5.2.3.1.2 Omvandlingskapacitet Omvandlingskapaciteten ser ut enligt följande: Om flödet är relativt stabilt och flöde in reaktorn kan betraktas som oföränderligt över rimlig tid så Q in =Q ut medför det att: Om utgående koncentrationer beskrivs som: Då kan omvandlingen beskrivas som Figur 11 visar en aktivslam process utformad för att efterlikna PFR. Figur 11: Tom aktivslam reaktor på Nykvarnsverket i Linköping 2011. Foto av Lustig (2011). 25

5.2.3.2 Tankreaktor, (CSTR) En ideal Tankreaktor beskriver en totalomblandad volym där utflödet är lika med den mer eller mindre homogena koncentrationen inne i reaktorn. Med det anses omblandningen vara så kraftig att inkommande koncentrationer mer eller mindre, fördelar sig jämt över hela volymen. CSTR principen beskrivs antingen som en reaktor eller flera i serie. Nackdelar med denna reaktorprincip är att reaktorn har lägre omsättningsgrad än vad en PFR har och arbetar vid lägre och homogena koncentrationsnivåer. För att överkomma nackdelarna måste seriekoppling tillämpas. 5.2.3.2.1 En enskild ideal tankreaktor En ideal tankreaktor har ett antal systemegenskaper som framförallt karakteriserar hydrauliken, ingående koncentrationer och uppehållstiden. Vid konstant flöde kan systemet mer eller mindre karakteriseras av fyra egenskaper, nämligen inkommande koncentrationer av substratet, flödesvolymen, reaktorvolymen och nedbrytningshastigheten. En massbalans kan skrivas enligt följande vid stationärt tillstånd: Där r står för reaktionshastigheterna, och kan beskrivas som nedbrytning ( ) ( ) Där slutligen kan brytas ut och beskriver koncentrationen i tanken som är det samma som utgående koncentrationer. Q Flöde (m 3 per tidsenhet) c in,a Koncentrationen i inkommande (g A per m 3 ) c ut,a Koncentrationen i utgående (g A per m 3 ) k Reaktionshastigheten (tidsenhet -1 ) HRT Hydraulisk uppehållstid (tidsenhet) V Volym (m 3 ) 26

Man kan alltså beskriva modellen att utgående koncentrationer är den samma som den homogena koncentrationen i reaktorn och beror på inkommande koncentrationer, tillsammans med funktion av reaktionshastigheten och den hydrauliska uppehållstiden. 5.2.3.2.2 Omvandlingskapacitet Omvandlingskapaciteten ser ut enligt följande Om flödet är relativt stabilt och flöde in reaktorn kan betraktas som oföränderligt över rimlig tid så Q in =Q ut medför det att: Då kan omvandlingen beskrivas, vid första ordningens reaktion som: Figur 12 visar utformning ett av de tre bladen på GRYAABs denitrifikations anläggning på Ryaverket, visualiserar behovet av rejäl omblandning. Figur 12: CSTR lik reaktor på Ryaverkets denitrifikationsanläggning. Foto från GRYAAB (2011). Som kan ses i Figur 12 utformas oftast tankreaktorer med topmonterade omrörning. 27

5.3 Kinetik Kapaciteten i en reaktor beskrivs oftast som en viss mängd nedbrutet substrat, antingen reducerat substrat som organiska föreningar eller ammonium per tidsenhet eller eventuellt som den hastighet som oxidationsmedlet konsumeras med. Till exempel nitrat eller syre under en viss tidsperiod, till exempel per timme eller per dygn. Hastigheten beskrivs då oftast av någon form av kinetisk modell. 5.3.1 Mikrobiologisk kinetik Ett antal processer måste synkroniserat fungera i den metabola processen som styr bakteriers förmåga att bryta ner substrat. De övergripande funktionerna är följande: 1. Transport av substrat till bakterien. 2. Upptagningsförmågan av substrat av bakterien 3. Nedbrytning av substratet via metabola processen inne i bakterien. Vid dimensionering av MBBR processen kan man dock begränsa det hela genom att beskriva flödet av substratet in till bakterierna via biofilmen och konstatera att om substrat finns tillgängligt så bryter bakterierna ner substratet med en viss hastighet, det vill säga: 1. Transport av substrat till bakterierna via diffusion genom biofilmen 2. Nedbrytningshastigheten för substratet i bakteriekulturen, när substratet väl finns tillgängligt Nedbrytningshastigheten kan sedan beskrivas som en mängd av substrat som kan brytas ned per ytenhet. Oftast brukar man anta en kinetisk modell där nedbrytningshastigheten beror på en koncentration av substrat och en konstant. Koncentrationsberoendet har en viss reaktions ordning och kan begränsas till två extremfall: 1. Vid låga substrat koncentrationer beror hastigheten på substrat koncentrationen, vilket medför 1:a ordningen. 2. Vid höga koncentrationer (full tillgång på substrat) arbetar cellerna oberoende av substratkoncentrationen vilket innebär 0:e ordningen. 5.3.1.1 Reaktionsordning Reaktionsordningen kan beskrivas som en förenkling av Monotod s kinetik, som beskriver bakteriers tillväxt där den första delen av kurvan representerar första ordningens reaktionskinetik. I den andra delen av kurvan beskrivs reaktionsordningen mer eller mindre av noll-ordningens reaktionskinetik. Reaktionsordningen ligger dock i en biofilmsanläggning troligen oftast mellan halva och första ordningens reaktionskinetik. Nedbrytningshastigheten kan beskrivas som ekvation [5] enligt följande funktion enligt Rusten et al. (2006). 28

Där: Står för nedbrytnings eller omvandlingshastigheten i (g A per m 2 och dag). k A Står för den specifika hastighetskonstanten (dag -1 ). S A Beskriver koncentrationen inne i biofilmen (g A per m 3 ) N Beskriver reaktionsordningen som troligen ligger någonstans mellan ½ och 1 för MBBR reaktorer. Vid noll-ordningen reaktionskinetik beror systemet endast på den specifika hastighetskonstant enligt: Och där första ordningen beskrivs av: 5.3.2 Biofilms penetrationsdjup av substrat Masstransport in och ut ur biofilmen sker nästan uteslutande av diffusion. Biofilmen kan då beskrivas av ett uttryck som beskriver substratets relativa förmåga att nå in i biofilmen, så kallade, biofilmens penetrationsgrad, β, som är dimensions lös. Penetrationsdjupet kan beskrivas enligt ekvation [6]. Där: β Penetrationsgraden D Beskriver diffusionen (m 2 per d) S N Beskriver koncentrationen i biofilmen (g per m 3 ) k N Beskriver hastighetskonstanten (gram per m 3 och d) L Beskriver biofilmens djup (tjocklek) (m) Penetrationsgrad kan beskrivas som hur djupt substrat penetrerar biofilmen i förhållande till biofilmsdjupet självt. 29

Man kan utrycka tre förhållanden som beskriver olika scenarier: 1. I en tjock eller partiellt utnyttjad film når inte substratet in till de bakterier som lever längst bärarväggen. Dessa bakterier riskerar svält, vilket kan leda till att biofilmen lossnar. Penetrationsgraden är då β < 1. Det vill säga, biofilmen är inte fullt penetrerad av substratet. Reaktionsordningen (N) ligger mellan 0 och 1 (0<N<1). Bakterierna i biofilmen kan själva skapa en gradient, så kallad extern masstransport. Detta uppstår då bakterier bryter ned substratet snabbare än vad substratet kan transporteras in i biofilmen. Detta leder till att den bakteriella nedbrytningen skapar en drivande diffusion, riktad in mot bärarmaterialet. Detta gör att nedbrytningens hastighet just begränsas av denna gradient., dvs. β < 1, vilket resulterar i att reaktionskinetiken ser ut enligt följande enligt Rusten et al. (2006). 2. I en tunn, fullt utnyttjad biofilm är β > 1, det innebär att det finns gott om substrat för alla bakterier i biofilmen, oavsett om bakterierna lever djup ner i biofilmen. Detta resulterar i att reaktionskinetiken är oberoende av substrat koncentrationen och är i stället beroende av penetrationsdjupet självt: 30 3. Ett fall där en biofilm är exakt penetrerad får β =1. Nedbrytningen i biofilmerna på bärarmaterialet kan beskrivas av samtliga fall, och varierar över tiden beroende på biofilmens tjocklek, och substratets koncentration i bulken. Men troligen dominerar det första fallet under kontinuerlig drift i en MBBR anläggning. Även gränsskikt, turbulenta eller laminära sådana, kan ställa till det i avseende på penetrationsdjupet i biofilmen, vilket försvårare diffusionen. Dock kompliceras det hela radikalt med att nedbrytningen i biofilmerna oftast måste beskrivas som en oxidationsprocess och en reduktionsprocess. Denna problematik beskrivs med tvåkomponentsdiffusion 5.3.2.1 Två komponents diffusion Då avloppsrening är en form av redoxprocess så kräver det två substrat. Ett av substraten kommer då att agera som oxidant. I biologisk rening är det syre (O 2 ) som oxiderar organiskt material (BOD) till koldioxid (CO 2 ) och ammonium (NH 4 -N) till nitrat (NO 3 -N). I denitrifikationsprocessen är det nitrat (NO 3 -N) som till exempel metanol (CH 3 OH) eller etanol (C 2 H 5 OH) som är det reducerade substratet. Det substrat som är begränsande för reaktionshastigheten kommer vara det substrat som är begränsade för processen. Detta substrat är det substrat som har lägst penetrationsgrad, eller med andra ord, kortast penetrationsdjup. Det går att beskriva vilket av substraten som kommer att penetrera längst in i biofilmen. Det substrat som penetrerar kortast av de båda kommer då att vara hastighetsbegränsande enligt Henze et al., (2002).

Man kan sen konstatera att om < kommer oxidanten vara den begränsade substratet, tillexempel att syrekoncentrationen kan öka, samtidigt som det kommer ge ökad potential till högre nedbrytningshastigheter i biofilmen. Det omvända gäller om >, då kommer det reducerade substratet vara den begränsande faktorn. I detta fall gäller det att det oxiderande substratet kan ökas men påverkar inte kapaciteten i biofilmen. 5.4 Processkonfigurering 5.4.1 Processkonfigurering för MBBR reaktorer Vad gäller processen kan man se MBBR processen från två perspektiv: 1. Var MBBR processen kommer in i avloppsreningsverket 2. Hur MBBR processen är konfigurerad De två huvudalternativen för MBBR reaktorerna är: 1. Luftad reaktor, där luft idag står för omblandningen 2. Oluftad reaktor, där omrörare (mixer) genererar omblandningen Här kan man urskilja tre olika processer: 1. Oxidation av organiska ämnen, (BOD reduktion) 2. Oxidation av ammonium, (Nitrifikation) 3. Kvävereduktion, (Denitrifikation) Här är reduktion av organiska ämnen precis samma process som oxidation av ammonium. I traditionell aktivslam (enligt principen PFR) kan detta byggas som en bassäng, i en MBBR måste dessa steg separeras, det vill säga i minst två separata reaktorer. Anledningen till detta är att de två bakteriegrupper som är involverade i denna process konkurrerar om samma oxidationsmedel, det vill säga syre. I en biobädd, som också påminner om en vertikal PFR sker denna övergång på ett annat sätt. Nitrifikationsprocessen i MBBR anläggningar handlar om en form av sekvensering av biomassan vilket skiljer sig kraftigt från tillexempel aktivslam. Processen kan sedan konfigureras som enskild variant eller som en kombination av två eller alla tre processer. Inom anläggningar med kvävereduktion med MBBR, brukar minst tre steg ingå: 1. Oxidationssteg för organiska ämnen, (BOD oxidation) 2. Oxidationssteg för oxidation av ammonium till nitrat (Nitrifikation) 3. Reduktionssteg för nitrat (Denitrifikation) 31

Denitrifikation kan framförallt delas in tre varianter: 32 1. Fördenitrifikation med intern kolkälla utan eller med tillsats av extern kolkälla. 2. Efterdenitrifikation med tillsats av extern kolkälla. 3. Separat denitrifikation med tillsats av extern kolkälla Vidare kommer frågan om antalet reaktorer, alltså antalet reaktorer i serie per delsteg. 5.4.2 MBBR för oxidation av organiska föreningar Många av anläggningarna i Sverige med MBBR använder reaktorn primärt för att enbart bryta ner organiskt material. Det innebär att processen kommer in som biologiskt behandling efter förbehandlingen och bioslammet som bildas i processen separeras i efterföljande steg. Ingen slamretur förekommer. Processen är luftad och bärarna omrörs med luft. Eventuell försedimentering och förfällning kan påverka driftresultatet. Nedbrytningshastigheten är hög, i jämförelse med nitrifikation. 5.4.3 MBBR för oxidation av ammonium Om anläggningen är till för nitrifikation ska ett förgående steg avskilja BOD tillgängligt för heterotrof tillväxt. Anledningen är att det bör genereras förhållanden som missgynnar heterotrofer i efterkommande steg. Autotrofer lever nära väggen av bärarmaterialet och täcks av ett lager av heterotrofa bakterier som snabbt konkurrerar ut autotroferna om för mycket tillgängligt BOD når reaktorn. Om koncentrationen av BOD är för hög i MBBR reaktorerna som är till för nitrifikation, konkurreras autotroferna ut av heterotroferna och nitrifikationen reduceras. 5.4.4 MBBR för denitrifikation Denitrifikations processen, måste separeras i de två varianterna för- och efterdenitrifikation. Även en tredje process som liknar efterdenitrifikation skall separeras från de övriga två och kallas i detta examensarbete separat denitrifikation. 5.4.4.1 Separat denitrifikation Separat denitrifikation är separerad från den övriga biologiska processen via ett separationssteg, oftast en sedimentering. Detta är vanligt i processer som föregås av aktivslam. Nackdelarna är att separat denitrifikation kräver en kolkälla då kol konsumeras i förgående steg och att fosforbrist kan uppstå, vilket innebär att man måste dosera fosfor. En annan fördel är de låga koncentrationer av suspenderat material som kommer till processen och produceras i processen. 5.4.4.2 Fördenitrifikation i MBBR Fördenitrifikation i MBBR, är mycket speciell och det finns två orsaker till detta. Dels saknar MBBR processen en slamretur, vilket innebär att nitratreturen måste vara högre om samma mängd nitrat ska recirkuleras tillbaks till denitrifikationssteget. I en aktivslam kan recirkulationen av nitrat ske både genom slamreturen eller från framförallt nitratreturen från

Potentiell procentuell nitrat reduktion nitrifikationsdelen. För det andra arbetar kommersiella MBBR anläggningar med en högre syrekoncentration än motsvarande aktivslamanläggningar vilket gör att deoxidation är en mycket viktig komponent i processen. Denitrifikationshastigheten beror på koncentrationen av inkommande lättnedbrytbart kol. När reduktionskapaciteten behöver ökas, så ökas recirkulationsgraden, men detta kommer att medföra att de redan korta uppehållstiderna, sjunker och inkommande koncentrationer av lättnedbrytbart kol blir utspädda. Andelen kväve som kan reduceras bestäms av recirkulationgraden r, det vill säga multiplikatorn till den volym inkommande vatten som recirkuleras tillbaks till fördenitrifikationen. Det bestämmer den fraktion av nitrat som blir tillgänglig för denitrifikation enligt ekvation [7] från Ødegaard (1992). ( ) Formeln kan visualiseras enligt Figur 13. 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 Recirkulationsgrad Figur 13: Den teoretiska reduktions potential av producerad nitrat styrs i processen av recirkulationsgraden. Som kan ses i Figur 13 ökar den procentuella mängden nitrat som recirkuleras tillbaks i processen med ökad recirkulationsgrad. 5.4.4.3 Efterdenitrifikation Fördelarna med efterdenitrifikation i MBBR är att allt nitrat flödar igenom denitrifikationsprocessen och att inga recirkulationsströmmar krävs som i fördenitrifikation. Den har därmed ingen inbyggd begränsning vad gäller reduktionskapacitet. Nackdelen är att en kolkälla krävs för att denitrifiera och sänka koncentrationerna av syre som är höga efter nitrifikationsreaktorn. Fördelarna är att hastigheterna är högre och kan styras genom tillsats av extern kolkälla. 33

5.5 Dimensionering av MBBR anläggningar De studerade anläggningarna har dimensionerats på olika sätt, med avseende på belastning, fyllnadsgrad och process uppbyggnad. Skillnaderna är individuella med avseende på person, konsultbolag och entreprenör. Följande beskrivning är kraftigt generaliserad. 5.5.1 Trolig processdimensionering av MBBR reaktorer i Sverige Varje enskild MBBR reaktorn är troligen dimensionerad enligt följande princip: 1. Först bestäms reaktorns belastning av substratet S A. 2. Sen uppskattas en nedbrytningshastighet per ytenhet. 3. Då man dividerar belastningen av substrat med nedbrytningshastigheten, fås en yta (m 2 ) av biofilm A B som behövs dagligen för att bryta ner belastningen av substratet. 4. Ett bärarmaterial väljs med en specifik yta (m 2 per m 3 ). Ytan är individuell och specifik för bärarmaterialet. 5. Då man dividerar nödvändig biofilmsyta (m 2 ) med bärarmaterialets specifika yta (m 2 per m 3 ) fås mängden bärarmaterial (m 3 ), eller rättare sagt en volym av bärarmaterial. 6. Där man har byggt i befintliga volymer så har fyllnadsgraden blivit ett resultat av volymen nödvändigt bärarmaterial (m 3 ) dividerat med tillgänglig reaktorvolym (m 3 ). 34

Kapaciteten i MBBR har generellt beskrivits som en nedbrytningshastighet per ytenhet biofilm, vilket betyder att kapaciteten kan beskrivas som proportionell mot ytan. Beroende på process styrs hastigheterna sen av olika faktorer. I en MBBR anläggning har kapaciteten mer eller mindre bedömts varit en linjär funktion mellan ytan biofilm (m 2 ) och nedbrytningshastigheten (gram per m 2 och dag). Med detta sätt att se på MBBR reaktorn finns det vissa risker vid dimensionering av MBBR reaktorer. Hela den ovanstående process filosofin kan summeras i princip endast två egenskaper. 1. Den specifika biofilms yta per reaktorvolym (m 2 per m 3 ) 2. Den homogena nedbrytningshastigheten av det reducerade eller oxiderade substratet per ytenhet (gram S N per m 2 och dygn) Ytan i en reaktor kan förändras (ökas) i princip bara på två sätt: 1. Mer bärarmaterial (m 3 ) 2. Nytt bärarmaterial med större specifik yta per volyms enhet (m 2 per m 3 ) Förenklat kan man se det hela som en massbalans, som ser ut enligt följande vid stationärt tillstånd: Vilket genererar följande: Om Q in anses vara densamma som Q ut genererar det en bärarvolym V B : ( ) 35

Där: Flödet (m 3 ) Koncentrationen i inkommande vatten (gram A per m 3 ). Koncentrationen i utgående vatten (gram A per m 3 ). Reaktionshastigheten, eller rättare sagt nedbrytningshastigheten av substrat eller oxidationsmedel (gram A per m 2 och dag). Biofilmens yta per reaktorvolym (m 2 per m 3 ). Bärarvolymen (m 3 ). 5.5.2 Oxidation av organiskt material BOD oxidation kan troligen beskrivas som normalt BOD nedbrytning i en biofilm, dock kan noteras att belastningen troligen ska vara låg då detta minimerar risken för igenväxning av bärarna. Bärarmaterialet bör också ha stora hålrum för att öka genomströmningen genom bärarmaterialet. Ødegaard (1999) har beskrivit resultat från anläggningar med oxidation av organiskt material. Rusten et al. (2006) menar dock på att varken kapacitet, belastning eller nedbrytningshastigheter har haft någon större prioritet för forskning kring MBBR. 5.5.3 Nitrifikation Nitrifikationskapaciteten kan beskrivas av tre faktorer i en MBBR anläggning: 1. Den specifika biofilmsytan per volymenhet (m 2 per m 3 ) 2. Nedbrytningshastigheten av ammonium (gram A per m 2 och dag) 3. Uppehållstiden i reaktorn (timmar) Kapaciteten i biofilmen, påverkas av ett antal olika parametrar, som tillexempelvis temperatur, alkalinitet, TSS och biofilmens historia enligt Rusten et al. (2006). De viktiga parametrarna är: 1. Koncentrationen av organiska föreningar (gram BOD 7 per m 3 ) 2. Koncentrationen löst syre i avloppsvattnet (gram DO per m 3 ) 3. Koncentrationen av ammonium i avloppsvattnet (gram TAN per m 3 ) Hastigheten beror på en rad faktorer men kan beskrivas av framförallt tre parametrar. 1. Temperatur på avloppsvattnet ( C) 2. Syrekoncentrationen i vattnet (gram DO per m 3 ) 3. Diffusionsmotståndet för syre genom det heterotrofa lagret av bakterier som kan beskrivas som ett koncentrationsbortfall (gram O 2 per m 3 ). 36

5.5.3.1 Reaktionshastigheten för nitrifikation Reaktionshastigheten i en MBBR anläggning kan beskrivas enligt ekvation [8] enligt Rusten et al. (2006): Står för reaktionshastigheten i (g NH 4 -N per m 2 och dag). k A Reaktionshastighetskonstant, och ligger runt 0,5 d -1 enligt Rusten et al. (2006). S A,O2 S A,NH4 Beskriver nitrifikation under begränsning av syre (mg O 2 per L). Beskriver nitrifikation under begränsning av ammonium (mg NH 4 -N per L). N Reaktionsordningen som ligger troligen runt 0,7 enligt Hem och Rusten (1994) och Rusten och Hem (1995a) Den hastighetsbegränsande nedbrytningen av ammonium kan beskrivas av antingen ammoniumkoncentrationen i vattnet eller syrehalten, och kommer att vara det lägsta värde av 1 och 2 enligt Simonsen (2008): 1. S N kan beskrivas som en funktion av syrehalten i avloppsvattnet, enligt ekvation [9] beskrivet av Simonsen (2008): ( ) 2. S N kan beskrivas som en funktion av ammonium koncentrationen, (eng. Total ammonium nitrogen, TAN). DO DIM Beskriver den dimensionerade syrekoncentrationen i avloppsvattnet (mg O 2 per L). Eller rättare sagt den verkliga syrehalten i avloppsvattnet under drift. DO DEP (DO/NH 4 -N) TRANS Beskriver den koncentration då syre konsumeras av det heterotrofa lager av biofilm och ligger runt 0,5 mg O 2 per L för låga koncentrationer av SBOD och ökar upp till 2,5 mg O 2 per L för koncentrationer av SBOD 5 runt 1,5 mg per L enligt Rusten och Hem (1995a) Noterbart är att detta är med avseende på en högre temperatur, än vad som är normalt i svenska avloppsreningsverk. Beskriver förhållandet mellan syre (DO) och totala ammonium koncentrationen (TAN) och bestämmer vilka av de båda substraten som är hastighetsbegränsande. Om organiskt material är frånvarande är förhållandet 3,2 enligt Szwerinski och Arvin (1986). 37

g NH 4 -N per m 2 dag 5.5.3.2 Temperatur Temperaturen har en stark inverkan på nitrifikationshastigheten under framförallt syrebegränsade förhållanden och kan beskrivas efter en Arrhenius liknade ekvation, enligt ekvation [10] enligt Rusten et al., (2006): Reaktionshastighets konstant vid T 2 Reaktionshastighets konstant vid T 1 Ө T T 1 T 2 Beskriver temperaturkoefficienten, Ө T =1,06 enligt Ødegaard (1992) och Ө T =1.09 enligt Rusten och Hem (1995a). Temperaturen vid T 1 ( C). Temperaturen vid T 2 ( C). Om reaktionskonstant kan man konstatera att den sjunker när den organiska belastningen (SBOD) eller den suspenderande halten av partiklar (TSS) ökar. Detta beror på att förhållandet mellan heterotrofer och ammoniumoxiderande autotrofa bakterier förändras då detta förhållandena gynnar heterotroferna enligt Rusten et al. (2006). Reaktionskonstant sjunker även om biofilmens alkalinitet sjunker enligt Rusten et al. (2006). Temperaturberoende har studerats ingående för nitrifikation i MBBR processer av Salvetti et al. (2006). Ovanstående formler kan beskrivas visuellt enligt Figur 14 under syrebegränsande koncentrationer. I Figur 14 ses syrekoncentrationens inverkan på nitrifikationshastigheten vid ( ) =0,5 mg per L 1,8 1,6 1,4 1,2 1 0,8 0,6 0,4 0,2 0 2 3 4 5 6 7 8 9 Syrekoncentration (mg per L) 10 grader 11 grader 12 grader 13 grader 14 grader 15 grader 16 grader Figur 14: Visar de teoretiska nitrifikationshastigheterna vid olika temperaturer och syre koncentrationer med avseende på mycket låga halter av TSS och BOD. 38

Figur 14 visualiserar teoretiskt reduktionshastighet av ammonium per kvadratmeter i bärarmaterialeten vid låga BOD och TSS koncentrationer och vid olika syrekoncentrationer och temperaturer. 5.5.4 Denitrifikation Nedbrytningshastigheten av nitrat påverkas i princip av tre parametrar som skiljer sig från nitrifikationen, och dessa är: 1. Syrekoncentrationen i avloppsvattnet (g O 2 per m 3 ). 2. Nitratkoncentrationen i avloppsvattnet (g NO 3 -N per m 3 ) 3. Mängden lättnedbrytbart BOD i form av SBOD (g SBOD per m 3 ). Det mycket viktigt att skilja på fördenitrifikation med intern kolkälla och efterdenitrifikation med extern kolkälla. Mycket låga syrekoncentrationer är mer eller mindre avgörande för att processen skall fungera. Man bör konstatera tre saker. 1. I fördenitrifikation kommer endast en delmängd nitrat återföras till reaktorn för att undergå denitrifikation. 2. I efterdenitrifikation passerar allt nitratrikt avloppsvatten denitrifikation, så vidare inte bara en delström behandlas i denitrifikationen. 3. Vid efterdenitrifikation kan hastigheten styras genom tillsats av extern kolkälla. 4. Vid separat denitrifikation är koncentrationerna av syre och TSS lägre än vid efterdenitrifikation. Denitrifikations hastigheten kan vara hög vid rätta förhållanden och då användandet av extern kolkälla sker. Dimensionering av MBBR anläggningar har beskrivits av bland annat både Ødegaard (1992) och Rusten et al. (2006). 5.6 Bärarmaterial Tabell 1 visar ytan på de vanligaste bärarmaterialen på den svenska marknaden. Dessa marknadsförs uteslutande av företaget AnoxKaldnes. Tabell 1: Yta på de vanliga bärarmodellerna vid 100 % fyllnadsgrad. Bärare Yta (m 2 /m 3 ) K1 500 K1 Heavy 500 K3 500 Biochip-P 900 Biochip-M 1 200 39

40

6 Inventeringen av MBBR anläggningar i Sverige Inventeringen har gjorts via framförallt miljörapporter från Naturvårdsverkets databas SMP. En del anläggningar har även hittats genom att personal som kontaktats på anläggningar med MBBR-teknologin har känt till andra anläggningar med samma process. AnoxKaldnes refererar officiellt via deras hemsida endast till ett fåtal anläggningar som använder sig av deras bärarmodeller. Anläggningarna är byggda av ett fåtal konsultbolag. Idag säljs anläggningarna framförallt av VA-Ingenjörerna Renare Vatten AB. Även Purac, idag en del av Läckeby Water Group har byggt flera anläggningar. Det är högst troligt att bara bärarmaterial från AnoxKaldnes används. Tidigare användes framförallt bärarmodellerna K1, K1 Heavy och K3. I några fall har den idag utgångna bärarmodellen K2 används. Sedan AnoxKaldnes införde Biochipen i mitten av förra decenniet, har ett fåtal anläggningar provat denna bärare i rena MBBR anläggningar. Dessa bärare har extremt stor yta per volyms enhet och är framförallt framtagna för nitrifikation. Annars är Biochipen framförallt utvecklad hybridprocessen. Chipen finns idag i två varianter, Biochip-P och Biochip-M. En mindre inventering av de industriella anläggningarna i Sverige visar att processen är förvånansvärt utbredd på många större industriella anläggningar, samt att de verkar använda ett helt annat bärarmaterial än de kommunala anläggningarna. Bärarmaterialet som används på de industriella anläggningarna verkar uteslutande vara en modell som kallas AnoxKaldnes Natrix. MBBR anläggningarna kan byggas med en stor variation av olika processkonfigurationer, vilket bör framförallt separeras in i oxidationsanläggningar för organiska föreningar eller ammonium. Kväveavskiljningsanläggningar inkluderar även mekaniskt omrörda reaktorer. Bland kväveavskiljningsanläggningar är konfigurationen betydelsefull och urskiljning av olika processer som fördenitrifikation, efterdenitrifikation och separat denitrifikation har skett. 6.1 Anläggningar med MBBR för kommunalt avloppsvatten i Sverige I Sverige finns det troligen ett femtiotal anläggningar med MBBR för kommunalt avloppsvatten. Merparten av dessa anläggningar är till för att oxidera organiska föreningar, och merparten av dessa är under 10 000 PE. För kvävereduktion finns det färre anläggningar som använder sig av MBBR teknologin, och här är troligen den största anläggningen Visby avloppsreningsverk på Gotland med en dimensionerad belastning på 60 000 PE. Det finns troligen sju anläggningar som har någon form av specialprocess med bärarmaterial, i form av rejektvattenbehandling, hybridprocess, eller ANNAMOX. Listan i Tabell 2 skall inte ses som heltäckande, eller officiell för MBBR teknologin i Sverige och baseras delvis på listor som går att finna på nätet via Biomedia (n.d) och Neptune (2009). Data över volymerna är osäkra, och storleken ska inte direkt kopplas till vad MBBR anläggningen är dimensionerad för. 41

Tabell 2: Kända kommunala anläggningar i Sverige med MBBR-teknologin. Anläggning Kommun År Storlek Reaktor Kommentar PE volym m 3 Farstorp Vetlanda 1994 200 22 BOD ox Saleboda Karlskrona 1994 700 22 BOD ox Vrigstad Sävsjö 1994 2 300 114 BOD ox Munkedal Munkedal 1995 7 000 230 BOD ox Spiken Lidköping 1995 900 35 BOD ox Deje Forshaga 1996 4 200 100 BOD ox Hallabro Ronneby 1997 300 14 BOD ox Linneryd Tingsryd 1997 500 80 BOD ox Skeppshult Gisvlaved 1997 600 30 BOD ox, Nedlagd Ekebro Bjuv 1997 16 000 171 Separat denitr. Pinan Öckerö 1997 14 000 558 N-red, Efterdenitr. Klagshamn Malmö 1998 90 000 1 100 Separat denitr. Burgsvik* Gotland 1998 2 000 45 BOD ox Ljusdal Ljusdal 1998 12 500 56 BOD ox Brandholmen Nyköping 1998 50 000 3 600 N-red, Fördenitr. Sjölunda Malmö 1998 375 000 6 230 Separat denitri. Strängnäs Strängnäs 1998 25 000 1 233 Kvävered., Efterdenitr. Margretelund Österåker 1999 40 000 2 550 Kvävered., Fördenitr., Efterdenitr. Bergsjö Nordanstig 1999 2000 80 BOD ox Knivsta Knivsta 2000 15 000 560 Nitrifikation Visby Gotland 2001 50 000 550 Efterdenitr. Marsviks kursgård Nyköping 2001 100 6 BOD ox, Inte bekräftad Lilla Edet Lilla Edet 2002 - - Rejekt, Pilotanläggning Holmängen Vänersborg 2002 28 600 480 Efterdenitr. Klippan Klippan 2004 17 000 200 HYBRID, Fördenitr. En linje. Grebbestad Tanum 2004 2 000 48 BOD ox, Inte bekräftad Råneå Luleå 2005 3 800 180 BOD ox Söderköping Söderköping 2005 12 000 240 HYBRID, Fördenitr. Gällstad Ulricehamn 2005 3 000 120 BOD ox Lessebo Lessebo 2006 9 000 400 BOD ox Grönklitt Orsa 2006 4 700 30 BOD ox Östhammar Östhammar 2006 4 700 158 BOD ox Hagfors Hagfors 2006 350 20 BOD ox, Inte bekräftad Björnö-Långvik Värmdö 2007 2 500 90 BOD ox Himmelfjärdsverket Botkyrka 2007-1 800 ANAMMOX Hovgården Uppsala 2007-350 Lakvatten Hyppeln Öckerö 2007 500 20 BOD ox Malmbergskajen Kramfors 2007 5 000 750 BOD ox Tällberg Leksand 2007 5 000 270 BOD ox Vansbro Vansbro 2007 7 500 225 BOD ox Hyppeln Öckerö 2007 500 20 BOD ox, Inte bekräftad Visby* Gotland 2007 60 000 5 800 Kvävered., Fördenitr., Efterdenitr Strängnäs 1 Strängnäs 2007 35 000 1 233 Kvävered., Efterdenitr. Ulricehamn Ulricehamn 2007 12 500 1 200 Kvävered., Fördenitr. Åmål Åmål 2008 13 200 1600 Kvävered., Fördenitr. Ryaverket Göteborg 2008 11 000 Separat denitr. Uddebo Luleå 2009 91 500 2 700 2 BOD ox Nykvarnsverket Linköping 2009 235 000 880 Separat denitr. Slite Gotland 2010 8 000 300 BOD ox Lysekil Lysekil 2010 45 000 350 Separat denitr. Karlsborg Karlsborg 2011 11 000 3 740 HYBRID, Fördenitr. Askersund Askersund 2011 7 500 3 BOD ox Mölntorp Hallstahammar 2011 20 000 2 154 HYBRID, Fördenitr. 1 Ombyggd, 2 Osäker siffra, 3 Biosteg är anpassat efter nuvarande belastning 42

6.2 Anläggningar med MBBR för oxidation av organiskt material Anläggningar för oxidation av organiska föreningar består av en eller flera seriekopplade luftade bassänger. En reaktor för oxidation av organiskt material kan ses i Figur 15. Figur 15: Luftad reaktor för oxidation av organiska föreningar. I Tabell 3 visas anläggningar som är dimensionerade för att bryta ner organiskt material och med belastad PE avses år 2010. Tabell 3: Anläggningar med MBBR för oxidation av organiskt material. Anläggning PE (Dim.) PE (Bel.) Volym m 3 PE DIM /m 3 PE BEL /m 3 Farstorp 200 22 9 Saleboda 700 22 31,8 Vrigsta 2 300 800 114 20,2 7 Munkedal 7 000 230 30,4 Spiken 3 000 ~1 000 35 85,7 ~28,6 Deje 7 000 1 570 230 30,4 6,8 Hallabro 300 14 21,4 Linneryd 500 80 6,3 Burgsvik 2 000 45 44,4 Ljusdal 12 500 6 986 56 223,2 124 Bergsjö 2 000 1514 80 25,0 Råneå 3 800 2 800 180 21,1 15,5 Gällstad 3 000 911 120 25,0 7,6 Lessebo 9 000 5 886 400 22,5 14,7 Grönklitt 4 700 30 156,7 Östhammar 4 700 2 949 158 29,7 18,7 Björnö-Långvik 2 500 1 390 90 27,7 15,4 Malbergskajen 5 000 5 000 750 6,7 6,7 Tällberg 5 000 371 270 18,5 1,4 Vansbro 7 500 3 829 225 33,3 17 Uddebo 91 500 54 500 2 700 33,9 20 Slite 8 000 1 871 300 26,7 Askersund 1 7 500 1 Anpassad till aktuell belastning Data i Tabell 3 påpekas vara mycket osäker för framförallt de små anläggningarna. 43

6.3 Anläggningar med MBBR för oxidation av ammonium Det finns troligen bara en anläggning som har en MBBR för endast nitrifikation. Det är Knivsta avloppsreningsverk i Knivsta kommun. Anläggningen har aktivslam innan MBBR anläggningen och biodamm efter. Då denna teknik är totalomblandad brukar anläggningar för nitrifikation delas in i flera reaktorer där seriekoppling tillämpas. En reaktor för nitrifikation kan ses i Figur 16. Figur 16: En reaktor för nitrifikation i MBBR. I Tabell 4 visas dimensionerna och belastningen på Knivsta avloppsreningsverk. Tabell 4: Avloppsreningsverk med MBBR för endast nitrifikation. Anläggning PE (Dim.) PE (Bel.) Volym m 3 Nyckeltal Resultat Reduktion PE DIM /m 3 2010 Knivsta 14 000 6 000 439 31,9 4/10 1 83 % 2 1 Ammoniumkoncentration sommar/vinter 2 reduktion av ammoniumkoncentration efter aktivslam, MBBR och biodammar (årsmedelvärde) 6.4 Anläggningar med MBBR för kvävereduktion Det finns troligen arton anläggningar med någon form av konventionell kvävereduktion med MBBR eller hybridprocess och tre kända anläggningar för rejektvattenhantering. Av dessa har tre anläggningar fördenitrifikation och fyra efterdenitrifikation. Två anläggningar har både för och efterdenitrifikation, och fem anläggningar har separat denitrifikation i MBBR. Fyra anläggningar har en hybridanläggning med bärare i ett eller flera delsteg av aktivslamprocessen där samtliga är konfigurerade som fördenitrifikation. Bärare finns i steget för nitrifikation utom en av dem som har även denitrifikation med bärare. Tre anläggningar har någon form av rejektvattenhantering i MBBR. 6.4.1 Anläggningar med MBBR för fördenitrifikation I gruppen MBBR anläggningar med oxidation av BOD och ammonium och med fördenitrifikation finns troligen tre anläggningar. Det är Brandholmens avloppsreningsverk utanför Nyköping, Ulricehamns avloppsreningsverk i Ulricehamn och Åmåls avloppsreningsverk i Åmål. Processkonfiguration för fördenitrifikation kan ses i Figur 17. 44

Figur 17: Övergripande process uppbyggnad för anläggningar med fördenitrifikation. Brandholmen har två parallella linjer och denitrifikations steget i två seriekopplade reaktorer. Ulricehamn och Åmål har bara en denitrifikations reaktorer. På dessa anläggningar utgör MBBR anläggningen hela den biologiska behandlingen. I Tabell 5 visas dimensionerna för anläggningar med fördenitrifikation. Tabell 5: Anläggningar med MBBR för fördenitrifikation. Resultat 1 Anläggning PE (Dim.) PE (Bel) Volym Nyckeltal Reduktion N-tot m 3 PE DIM /m 3 2010 % Brandholmen 50 000 45 000 3 660 13,7 20,0 49 Ulricehamn 12 500 9 935 1 100 11,4 20,0 49 Åmål 13 500 5 930 800 16,8 15,1 41 1 Totalkväve Som kan ses i Tabell 5 når ingen av anläggningarna en reduktion som överstiger 50 %. Anläggningarna når heller inte under 15 mg per L totalkväve i utgående avloppsvatten 2010. 6.4.2 Anläggningar med MBBR för efterdenitrifikation I gruppen MBBR anläggningar för efterdenitrifikation finns det troligen fyra anläggningar i Sverige, det är Pinans avloppsreningsverk i Öckerö kommun och Strängnäs avloppsreningsverk i Strängnäs kommun med oxidationssteg i biobädd och oxidationssteg i MBBR innan denitrifikation i MBBR sker. Pinans avloppsreningsverk behandlar ett delflöde på cirka hälften av dimensionerat flöde och Strängnäs har biobädd med plastmedia innan MBBR steget och polerar sitt avloppsvatten med tre seriekopplade våtmarker på cirka 10 000 m 3. Strängnäs byggdes dessutom om 2007 med helt nytt bärarmaterial. De andra två anläggningarna är Holmängens avloppsreningsverk i Vänersborg och Långevikens avloppsreningsverk i Lysekil som endast har denitrifikationssteg i MBBR. Processuppbyggnad för efterdenitrifikation med extern kolkälla kan ses i Figur 18. 45

Kolkälla Figur 18: Övergripande processbeskrivning av en anläggning med efterdenitrifikation. Som kan ses i Figur 18 så består processen av en luftad reaktor för oxidation av BOD och luftad reaktor för nitrifikation. Slutligen följer en oluftad reaktor för denitrifikation. Dimensionerna på anläggningarna med efterdenitrifikation kan ses i Tabell 6. Tabell 6: Anläggningar med MBBR för efterdenitrifikation. Anläggning PE (Dim.) PE (Bel.) Volym m 3 Nyckeltal PE DIM /m 3 Resultat 2010 Reduktion N-tot % Pinan 14 000 8 415 558 25,1 12,8 58 Strängnäs 1 35 000 15 000 1 233 28,4 13,3 60 Holmängen 28 600 27 100 480 59,6 14 38 Lysekil 2 45 000 10 700 350 128,6 18,7 41 1 Efter våtmark/biodammar, 2 Osäkert om drift skede under hela året 2010. 6.4.3 Anläggningar med MBBR med både för- och efterdenitrifikation I gruppen MBBR anläggningar med oxidation för BOD och nitrifikation samt både för och efterdenitrifikation finns det troligen endast två anläggningar. Det rör sig om två anläggningar som är lite större. Processuppbyggnad för anläggningar med både för och efterdenitrifikation kan ses i Figur 19. Kolkälla Figur 19: Övergripande process översikt av både för- och efterdenitrifikation i MBBR. Visby har sedan 2007 hela sitt biologiska steg i MBBR med nio reaktorer i följd. Margretelund har en processuppbyggnad med fyra reaktorer, exakt som processen ser ut i Figur 19. Dimensionerna för anläggningarna visas i Tabell 7. 46

Tabell 7: Anläggningar med MBBR med både för- och efterdenitrifikation. Anläggning PE (Dim.) PE (Bel.) Volym m 3 Nyckeltal PE DIM /m 3 Resultat 2010 Reduktion N-tot (%) Margretelund 40 000 21 900 2 750 14,5 15,9 63 Visby 60 000 43 000 5800 10,3 12,0 77 6.4.4 Anläggningar med MBBR för separat denitrifikation I gruppen MBBR anläggningar för efterdenitrifikation finns det troligen fem anläggningar. Det rör sig om bland annat några av landets största anläggningar. Processuppbyggnad för separat denitrifikation kan ske i en eller flera reaktorer. En reaktor för separat denitrifikation kan ses i Figur 20. Kolkälla Figur 20: Separat denitrifikation. Vad som utmärker separat denitrifikation är att det kommer efter ett separationssteg, till exempel sedimentering. I Tabell 8 visas dimensionerna för anläggningarna. Tabell 8: Anläggningar med MBBR för separat denitrifikation Resultat Reduktion Anläggning PE (Dim.) PE (2010) Volym m 3 Nyckeltal PE DIM /m 3 N-tot (%) Ekebro 16 000 14 300 171 91.6 12,6 56 Klagshamn 90 000 55 000 1 100 81,8 8 80 Sjölund 375 000 294 000 6 230 60,2 9,2 76 Ryaverket 690 000 11 000 10,3 65 Nykvarnsverket 235 000 180 000 880 267,0 10 77 6.4.5 Anläggningar med Hybrid steg I gruppen MBBR anläggningar med en Hybrid process finns det troligen fyra anläggningar av AnoxKaldnes kallad HYBAS. Dessa anläggningar har byggts i två omgångar. Det är en period 2004-2005 och en period 2010-2011. Alla dessa anläggningar har AnoxKaldnes Biochip av olika varianter i sin sista anläggningsdel. Karlsborg startades upp i årsskiftet 2010/2011 och Mölntorp startade sin anläggning i augusti 2011. Processuppbyggnaden för hybridprocesser kan ses i Figur 21. 47

Figur 21: Process uppbyggnad för de flesta avloppsreningsverk med hybridprocesser. I de flesta hybridanläggningar är den sista bassängen fylld med bärare. Anläggningarna i Sverige är konfigurerade som fördenitrifikation. Söderköping har bärare även i två oluftade bassänger. Dimensionerna för anläggningarna kan ses i Tabell 9. Tabell 9: Kända hybrid anläggningar i Sverige. Anläggning PE (Dim.) PE (2010.) Volym m 3 Totalt Volym m 3 Hybrid Hybrid volym (%) Luftad del volym (%) Klippan 17 000 7 000 1 840 200 11 75 Söderköping 12 000 4 570 480 120 75 25 Karlsborg 1 11 000 2 4 600 740 185 25 75 Mölntorp 1 25 000 3 9 600 2 335 414 18 42 1 I drift först under 2011, 2 Konsultbolaget har anpassat anläggningen efter nuvarande belastning till 5 500 PE. 3 Anläggningen är nu anpassad till 20 000 PE. I Tabell 9 kan ses att det inte finns någon tydlig process filosofi för uppbyggnad av hybridanläggningar. De är dessutom konstruerade i redan befintliga aktivslamanläggningar på sedan tidigare halvbelastade avloppsreningsverk. 6.4.6 Anläggningar för Rejektvattenhantering Det finns tre kända anläggningar med rejektvattenhantering och MBBR. Anläggningen i Lilla Edet är troligen en oxidationsanläggning för ammoniumrikt rejektvatten men anläggningens huvudsakliga process konfigurationen är inte helt klart fastställd. Enligt uppgift lämnades anläggningen som pilotanläggning någon gång 2002 och har sedans dess använts i drift men saknar de fasta installationerna. De två anläggningarna på Himmelfjärdsverket och Sjölunda har en process baserad på ANAMMOX. De tre anläggningarna kan ses i Tabell 10. Tabell 10: Kända anläggningar med någon form av rejektvattenprocess med MBBR. Anläggning Volym m 3 Kommentar Lilla Edet Nitrifikation, osäker process, ev. pilot Himmelfjärdsverket 1 800 ANAMMOX Sjölunda ANAMMOX 48