Nitrifikation i MBBR processer

Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Nitrifikation i MBBR processer - Inverkan av bärarutformning och masstransport på nitrifikationshastigheten Examensarbete av Elisabeth Nyberg, Ekosystemteknik Lund, september 2005

Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Lunds Tekniska Högskola Lunds Universitet Department of Water and Environmental Engineering Lund Institute of Technology University of Lund Sweden Nitrifikation i MBBR processer - Inverkan av bärarutformning och masstransport på nitrifikationshastigheten Nitrification in MBBR processes - The effect of carrier-design and mass transport on the nitrificationrate Examensarbete/Master s Thesis number: 2005-14 Elisabeth Nyberg Department of Water and Environmental Engineering September 2005 Examinator: Karin Jönsson Handledare/Supervisors: Magnus Christensson, Jessica Bengtsson, Jes la Cour Jansen Postal adress: P.O Box 118 SE_221 00 Lund Sweden Visiting address: John Ericssons väg 1 Telephone: +46 46-222 89 96 +46 46-222 00 00 Telefax: +46 46-222 42 24 Web address: www.vateknik.lth.se

Sammanfattning Kväve måsta tas bort från avloppsvatten innan vattnet släpps ut i recepienten eftersom det annars kan orsaka eutrofiering. Vid all biologisk vattenrening avskiljs kväve genom den assimilation som sker för produktion av essentiella cellbyggstenar som till exempel proteiner. Många avloppsvatten, framförallt kommunala avloppsvatten, innehåller dock en förhållandevis hög kvot av kväve till organiskt material, varför en utökad kväverening måste ske. Denna rening utförs vanligtvis biologiskt genom nitrifikation efterföljt av denitrifikation. Nitrifikation är en tvåstegsprocess som utförs av ammoniumoxiderande bakterier (som till exempel Nitrosomonas) och nitritoxiderande bakterier (som till exempel Nitrobacter). Nitrifierarna är känsliga för variationer i löst syrehalt, temperatur och ph och påverkas starkt negativt av inhiberande substanser och indirekt av höga halter av COD. Biologisk kväverening med hjälp av bärarelement med en fastsittande biofilm är en teknik som använts under många år. Processen sker i en Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) och det finns många fördelar med användandet av en MBBR jämfört med användandet av aktivt slam och andra biofilmstekniker. Exempelvis kräver en MBBR sällan backspolning eller komplicerade luftartekniker och behandlingen är ej heller beroende av den slutliga slamseparationen. Designen på en MBBR är relaterad till hur stor mängd kväve som omvandlas per volym- och tidsenhet, vilket till stor del beror av storleken på den tillgängliga biofilmsytan. Omvandlingshastigheten är även relaterad till andra faktorer främst; löst syrehalt, temperatur och ph. Halter av syre och ammonium i biofilmen styrs dels av omgivande bulkfaskoncentration och dels av masstransporten in i biofilm och celler, som sker genom konvektion och diffusion. Nya bärarelement utvecklas hela tiden och syftet med detta examensarbete var att undersöka hur olika utformningar av bärarmaterial påverkar nitrifikationshastigheten per ytenhet. Fokus låg på hur halten löst syre inverkade på nitrifikationshastigheten i biofilmer på bärarmaterial med olika geometriskt utförande. De bakomliggande masstransportbegränsningarna utreddes även. Resultaten syftar till att ge en vägledning om hur en framtida användning av bärarmaterial ska se ut hos AnoxKaldnes (företaget där examensarbetet utfördes). Examensarbetet har genomförts i form av en mindre litteraturstudie samt genom omfattande försök i laboratorieskala. Bärarmaterialet som använts i försöken har till störst del hämtats från en försöksanläggning vid avloppsvattenreningsverket i Örtofta utanför Lund, men försök har även utförts på bärare som etablerats med hjälp av syntetiskt avloppsvatten. I försöken undersöktes tre olika typer av bärare alla i form av platta diskar (så kallade chip ) fyllda med ett rutnät av varierande rutstorlek och rutkonstruktion. Chip M med rutstorleken 1,2 x 1,2 mm, chip M pluggade med samma rutstorlek men med igenpluggade rutor och chip P med rutstorleken 2 x 2 mm. Försök utfördes vid olika syrehalter och omblandningsförhållanden för att utreda hur masstransporten av syre in i biofilmen påverkades. Resultat från försök sammanfattas nedan: I de flesta av försöken ökade nitrifikationshastigheten med ökad syrehalt. Det var endast i försöken med chip M under hög omblandning som resultaten antydde att

nitrifikationshastigheten inte ökade vid högre syrehalter. En möjlig förklaringen till detta är att biofilmen blivit mättad på syre. Med bärarna adapterade till syntetiskt avloppsvatten uppnådde mycket högre nitrifikationshastigheter än med bärarna från Örtofta försöksanläggning. Skillnaden berodde troligen på en högre andel nitrifierare i biofilmen hos bärarna adapterade till syntetiskt avloppsvatten. Nitrifikationshastigheten förbättrades med en ökad omblandning genomgående i alla försök, vilket indikerar att konvektionen har större betydelse vid högre bulkvätskehastigheter. Nitrifikationshastighen hos Chip P påverkades mest av en ökad omblandning, medan nitrifikationshastigheten hos chip M pluggade påverkades minst av förändringen. Skillnaden skulle kunna förklaras med att en ökad bulkvätskehastighet leder till en ökad genomströmning i bäraren, som i sin tur leder till en ökad konvektion in i biofilmen och därmed en ökad diffusion in i cellerna. Chip P uppnådde högre nitrifikationshastigheter än chip M räknat på tillgänglig ytenhet, både under låg och hög omblandning. Troligen beror även detta på skillnaden i rutstorlek. Chip P har antagligen högre genomströmning än chip M under förutsättningen att bulkvätskehastigheten är tillräckligt hög, vilket leder till en ökad konvektion och diffusion. De slutsatser som kan dras från försöken sammanfattas nedan: En ökad syrehalt leder till en ökning av nitrifikationshastigheten om biofilmen inte är syremättad. Bulkvätskehastigheten verkar påverka genomströmningen i chippen och konvektionen in i biofilmen, vilken påverkar diffusionen in i cellerna. Storleken på rutnätet hos bärarelementet har troligen betydelse för genomströmningen i chippet, vilken i sin tur påverkar konvektionen in i biofilmen som leder till en förändring av diffusionen in i cellerna. Under förutsättningen att produktionskostnaden per ytenhet för chip M och chip P är densamma, är chip P att föredra då resultaten tyder på att högre nitrifikationshastigheter uppnås i biofilmen på dessa bärare.

Förord Examensarbetet har utförts vid AnoxKaldnes i Lund i samarbete med Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik vid Lunds Tekniska Högskola. Examination har utförts av Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik vid Lunds Tekniska Högskola. Jag vill varmt och innerligt tacka alla som inspirerat och stöttat mig under arbetets gång: Min huvudhandledare, Magnus Christensson på AnoxKaldnes, som väglett mig och delat med sig av sin värdefulla kunskap och erfarenhet, men även hjälpt mig med praktiska detaljer som läckande kopplingar och igengrodda rotametrar. Min handledare, Jessica Bengtsson på AnoxKaldnes, som ansvarar för försöksanläggningen vid Örtofta avloppsvattenreningsverk. Jag vill tacka för alla råd och synpunkter och för att hon bistått mig med bärare närhelst det behövts. Min handledare på VA-teknik, Jes la Cour Jansen, som kommit med värdefulla synpunkter och förslag. Min examinator, Karin Jönsson, som väglett mig och sett till så att jag inte halkat efter i tidsplaneringen. Alla anställda på AnoxKaldnes, som alltid varit glada och hjälpsamma. Ett särskilt stort tack till Stig Stork som bidragit med teknisk expertis och verktyg av alla de slag. Peter för att han klarat mig ur olika tekniska svårigheter och för att han alltid ställer upp. Min dotter Tindra för att hon finns. Till sist vill jag tacka My för att hon hjälpt mig och peppat mig under hela arbetets gång. Tack!! Elisabeth Nyberg Lund 2005-09-20

Innehållsförteckning 1 INLEDNING...1 1.1 BAKGRUND...1 1.2 SYFTE...2 1.3 METOD...2 1.4 BEGRÄNSNINGAR...2 1.5 DISPOSITION...3 2 NITRIFIKATION...5 2.1 DEN MIKROBIELLA PROCESSEN...5 2.2 BIOFILM...6 2.2.1 Transport i biofilm...6 2.3 PÅVERKAN AV OMGIVANDE MILJÖFAKTORER PÅ NITRIFIKATIONSPROCESSEN...8 2.3.1 Alkalinitet...8 2.3.2 ph...9 2.3.3 Temperatur...10 2.3.4 Syrekoncentration...11 2.3.5 Organiska ämnen...12 2.3.6 Näringsämnen...12 2.3.7 Inhiberande ämnen...12 2.4 NITRIFIKATIONSKINETIK...13 3 MBBR...17 4 ÖRTOFTA VATTENRENINGSVERK OCH FÖRSÖKSANLÄGGNING...19 5 MATERIAL OCH METOD...21 5.1 BAKGRUND...21 5.2 BIOFILMSBÄRARE...21 5.2.1 Chip M...21 5.2.2 Chip P...22 5.2.3 Chip M pluggade...22 5.3 FÖRSÖKSUPPSTÄLLNING...23 5.4 AVLOPPSVATTEN TILL BATCHFÖRSÖK...24 5.4.1 Syntetiskt avloppsvatten...24 5.4.2 Örtoftavatten...24 5.5 FÖRSÖKSUTFÖRANDE...25 5.6 UTFÖRDA FÖRSÖK...25 5.6.1 Chip M...25 5.6.2 Chip P...26 5.6.3 Chip M pluggade...26 5.7 TVÄTTNING AV CHIP...26 5.7.1 Chip M pluggade...27 5.7.2 Chip M...27 5.8 BERÄKNING AV NITRIFIKATIONSHASTIGHET...27 5.9 MIKROSKOPERING OCH FOTOGRAFERING...27 5.10 ANALYSMETODER...28 5.10.1 Ammonium...28 5.10.2 Nitrit...28 5.10.3 Nitrat...28 5.10.4 Syre...28 5.10.5 ph...28 5.10.6 COD...28 5.10.7 Fosfor...28 5.10.8 TSS och TS...29 5.11 STATISTISKA ANALYSER AV SYREHALTER, NITRIFIKATIONSHASTIGHETER OCH ANALYSRESULTAT (AMMONIUM OCH NITRAT)...29 6 RESULTAT OCH DISKUSSION...31

6.1 RESULTAT FRÅN BIOFILMSMÄTNINGAR...31 6.2 RESULTAT FRÅN BATCHFÖRSÖKEN...32 6.2.1 Förändring av DO...32 6.2.2 Förändring av omblandning...35 6.2.3 Bärare adapterade till syntetiskt avloppsvatten jämfört med bärare från Örtofta...36 6.2.4 Örtoftavatten jämfört med syntetiskt avloppsvatten...37 6.2.5 Chip P jämfört med Chip M...38 6.2.6 Chip M jämfört med Chip M pluggade...38 6.2.7 Chip M pluggade jämfört med Chip M pluggadetv...39 6.2.8 Chip M jämfört med Chip M tvättade...40 6.2.9 Suspenderat material efter tvätt av Chip M...40 6.3 PROBLEM UNDER UTFÖRDA FÖRSÖK...41 6.3.1 Temperatur...41 6.3.2 Löst syrehalt...41 6.3.3 Analyser av NH 4 -N och NOx-N...41 6.4 DISKUSSION AV FELKÄLLOR UNDER FÖRSÖKEN...41 6.4.1 Spridning av syrehalt...41 6.4.2 Spridning av hastigheter...42 6.4.3 Spridning av analysresultat...42 6.5 JÄMFÖRELSE AV BILDER FRÅN MIKROSKOPERING...43 6.5.1 Chip M...43 6.5.2 Chip P...44 6.5.3 Chip M pluggade...45 7 SAMMANFATTANDE DISKUSSION OCH SLUTSATSER...47 8 FÖRSLAG PÅ FORTSATTA FÖRSÖK...49 9 REFERENSER...51 9.1 LITTERATURREFERENSER...51 9.2 INTERNETREFERENSER...52 9.3 MUNTLIGA REFERENSER...52 ORDLISTA...55 BILAGA 1 - MEDIUM TILL NITRIFIKATIONSFÖRSÖK BILAGA 2 - BERÄKNINGAR BILAGA 3 RÅDATA FRÅN FÖRSÖKEN BILAGA 4 NITRIFIKATIONSHASTIGHETER OCH MÄNGD SUSPENDERADE BAKTERIER BILAGA 5 VETENSKAPLIG ARTIKEL

1 Inledning 1 Inledning 1.1 Bakgrund Kväve måste tas bort från avloppsvattnet innan vattnet släpps ut i recipienten eftersom det kan orsaka eutrofiering av och syrebrist i vattendrag, sjöar och hav om det släpps ut i allt för stora mängder. (Rodgers och Zhan, 2003) Kväve i form av ammonium är extra viktigt då det kan verka starkt toxiskt på vissa akvatiska arter. (Henze et al., 1995) Kväve i avloppsvatten härstammar främst från urea och organiskt material innehållande kväve. Det organisk bundna kvävet kan frigöras genom nedbrytning till ammonium. Denna process kallas ammonifikation och sker under transport till avloppsvattenreningsverket, vilket innebär att inkommande kväve främst är i form av ammonium (NH 4 + ). (Henze et al., 1995) Avskiljning av kväve från avloppsvatten kan ske på kemisk, fysikalisk eller biologisk väg. Den biologiska metoden, som baseras på nitrifikation (ammonium omvandlas till nitrat) och denitrifikation (nitrat omvandlas till kvävgas), är dock helt dominerande när det gäller att avskilja kväve från kommunalt avloppsvatten. Idag är det den enda metoden som är både ekonomiskt hållbar och fungerar bra i praktiken. (Æsøj et al, 1993) Nitrifikation är en tvåstegsprocess där ammoniumoxiderande bakterier, främst Nitrosomonas, oxiderar NH 4 + till NO 2 - via hydroxylamin (NH 2 OH) och nitritoxiderande bakterier som till exempel Nitrobacter omvandlar NO 2 - till NO 3 -. (Zhang och Bishop, 1996) Nitrosomonas och Nitrobacter är litotrofa, autotrofa bakterier, d.v.s. de använder oorganiska föreningar som ammonium som energikälla och luftens koldioxid som substrat för att bilda ny biomassa. (Æsøj et al. 1993) Dessa egenskaper resulterar i lägre energivinster vilket i sin tur leder till en lägre specifik tillväxthastighet jämfört med heterotrofa bakterier som använder organiska föreningar som energikälla. Heterotroferna är dessutom konkurrenskraftigare då det gäller användandet av löst syre. (Zhang och Bishop, 1996) Vidare är det få grupper som kan utföra nitrifieringen och dessa grupper är ofta känsliga för ett flertal omgivande faktorer som till exempel ph, temperatur och inhiberande kemikalier. (Sharma och Ahlert, 1977) Nitrifierarnas låga tillväxthastighet är det största problemet vid biologisk kväverening. (Henze et al. 1995) Biologisk kväverening kan ske både i suspenderad biomassa (aktivt slam) och i en fastsittande biofilm. Dessa system kan vara uppbyggda på olika sätt (predenitrifikation, post-denitrifikation eller simultan denitrifikation) för att uppnå maximal omvandling. (Æsøj et al. 1993) Olika biofilmstekniker kan användas för nitrifikation några exempel är biobäddar, fluidiserande bäddar, dränkta luftade filter och roterande biologiska kontaktorer. Dessa processer är dock ganska kostsamma och komplicerade. (Rusten et al., 1995) En Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) kräver varken backspolning eller komplicerade luftningssystem. (Rodgers och Zhan, 2003) I en MBBR växer bakterierna som en biofilm på små bärarelement som cirkulerar med vattnet i reaktorn. Bärarelementen har en densitet nära vattens (1,0 g/cm 3 ) och är formade för maximal tillväxt och minimal abrasion, som exempelvis stavar eller chips. (Hem et al., 1994) MBBR tekniken gör till skillnad från aktivtslamtekniken att 1

1 Inledning långsamväxande bakterier som nitrifierarna kan hållas kvar bättre i systemet och därmed ökas deras konkurrenskraftighet mot mer snabbväxande bakterier. (Rusten et al., 1994) Designen på en MBBR är relaterad till hur stor mängd kväve som behöver omvandlas per volym- och tidsenhet, vilket till stor del beror av storleken på den tillgängliga biofilmsytan. Eftersom reaktorn är en ideal helomblandad reaktor är hela biofilmen aktiv om den ej är diffusionsbegränsad. (Ødegaard et al., 2000) Omvandlingshastigheten i biofilmen är även relaterad till andra faktorer som löst syre (DO), ammonium, mängd organiskt material, ph, temperatur och till viss del biofilmens tjocklek och struktur. (Æsøj et al., 1993) Halter av syre och ammonium i biofilmen styrs dels av omgivande bulkfaskoncentration och dels av masstransporten av ämnena in i biofilmen genom diffusion (utjämning av koncentrationsgradient) och konvektion (strömning). En ökad tillgänglig biofilmsyta behöver därmed inte innebära en proportionellt ökad hastighet på omvandlingen om masstransporten av löst syre och ammonium har påverkats. 1.2 Syfte Syftet med examensarbetet är att undersöka hur olika utformning av bärarmaterial (kommersiella såväl som prototyper) påverkar nitrifikationshastigheten per ytenhet. Fokus ligger på geometriska olikheter hos bärarna och påverkan av olika halter löst syre. De bakomliggande masstransportbegränsningarna som diffusion och konvektion utreds. Resultatet ska ge en vägledning om hur en framtida användning och utformning av bärarmaterial ska se ut hos AnoxKaldnes. 1.3 Metod Examensarbetet har utförts i form av en mindre litteraturstudie samt omfattande praktiska försök i laboratorieskala på AnoxKaldnes. Bärarmaterialet som använts i försöken har till största delen hämtats från avloppsvattenreningsverket i Örtofta utanför Lund, men försök har även utförts på bärare som etablerats med hjälp av syntetiskt avloppsvatten på AnoxKaldnes. 1.4 Begränsningar I försöken har endast bärarmaterial i form av chip testats. Som alternativ till chippen finns flera olika utformningar av bärare exempelvis den ursprungliga Kaldnesbäraren i större och mindre format. Någon jämförelse med dessa alternativ görs dock inte inom ramen för detta examensarbete. Faktorer som påverkar nitrifikationshastigheten såsom variationer i; ammoniumhalt, temperatur, ph och organiskt material utreds heller ej i någon större omfattning. 2

1 Inledning 1.5 Disposition Rapporten inleds med en teoretisk del, därefter följer en del som beskriver material och metoder och därefter följer en resultat och diskussionsdel. Rapporten avslutas med en sammanfattande diskussion och slutsatser, samt förslag på vidare undersökningar inom området. Kapitel 2; Nitrifikation ger en utförlig beskrivning av den bakomliggande mikrobiella processen samt biofilmens utseende och transport i biofilm. Därefter följer en redogörelse för omgivande miljöfaktorer som påverkar nitrifikationsprocessen såsom alkalinitet, ph, temperatur, syrekoncentration, organiska ämnen, näringsämnen och inhibitoriska substanser. Kapitlet avslutas med en mycket kortfattad beskrivning av nitrifikationskinetik. I Kapitel 3; MBBR ges en kortfattad beskrivning av historiken bakom processer med rörliga bärarmaterial, exempel på processer samt en beskrivning av olika bärarelement. Kapitlet avslutas med en redogörelse för fördelar och nackdelar med processer med rörliga bärarmaterial. Kapitel 4; Örtofta avlopps vattenreningsverk och försöksanläggning ger en mycket kortfattad beskrivning av Örtofta avloppsvattenreningsverk. Kapitel 5; Material och metoder beskriver bärarmaterial, samt utrustning och utförande av de praktiska försöken. Kapitlet avslutas med en beräkningsdel och ett avsnitt som beskriver analysmetoderna. I kapitel 6; Resultat och diskussion redovisas och diskuteras resultaten från biofilmsmätningar, de utförda försöken och problem som uppstod under försöken. Kapitel 7; Sammanfattande diskussion och slutsatser ger en sammanfattande redogörelse för de intressantaste resultaten samt dragna slutsatser. I kapitel 8; Förslag på fortsatta försök diskuteras alternativ till vidare forskning inom området. Längst bak i rapporten finns en ordlista som förklarar begrepp och förkortningar som används i rapporten samt bilagor tillhörande rapporten. 3

2 Nitrifikation 2 Nitrifikation 2.1 Den mikrobiella processen Nitrifikation är en mikrobiologisk process som omvandlar ammonium (NH 4 + ) till nitrit (NO 2 - ) och sedermera nitrit till nitrat (NO 3 - ). Nitrifikationsprocessen utförs i praktiken av en mycket begränsad grupp av autotrofa mikroorganismer (Henze et al., 1995). Det första steget i processen där ammonium omvandlas till nitrit utförs av ammoniumoxiderande Nitrosomonas, Nitrosococcus, Nitrosospira,Nitrosovibrio och Nitrosolobus. (White, 2000) Processen för de ammoniumoxiderande bakterierna är: 3 NH + O NO + H O + 2H 2 + G ( W ) = 270kJ / molnh N + + 4 2 2 2 (1) 4 Det andra steget där nitrit omvandlas till nitrat utförs av nitritoxiderande Nitrobacter, Nitrospira, Nitrococcus och Nitrospina. (White, 2000) Processen för de nitritoxiderande bakterierna är: NO 2 1 2 + O2 NO3 (2) G ( W ) = 80kJ / molno 2 N Energin som frigörs under reaktionerna är relativt låg i jämförelse med en liknande process hos andra bakterier och detta gör att nitrifierarna karaktäriseras av en långsam tillväxthastighet. (Henze et al., 1995) Den specifika tillväxthastigheten för nitrifierare ligger runt µ max = 0,6-0,8 d -1. (Æsøj et al., 1993) De flesta av nitrifierarna använder luftens koldioxid som kolkälla. Koldioxiden måste reduceras innan den kan byggas in i cellmassan och denna reduktion åstadkoms genom oxidation av en kvävekälla. (Henze et al., 1995) Uttryck för tillväxt vid oxidation av ammonium: + + 15 CO2 + 13NH 4 10NO2 + 3C 5H 7 NO2 + 23H + 4H 2O (3) Uttryck för tillväxt vid oxidation av nitrit: + + 5 CO2 + NH 4 + 10NO2 + 2H 2O 10NO3 + C5H 7 NO2 + H (4) Ammoniumoxidationen till nitrit är en flerstegsreaktion, ammonium oxideras till hydroxylamin (NH 2 OH) som omvandlas till en okänd intermediat som i sin tur 5

2 Nitrifikation oxideras till nitrit. Oxidationen från nitrit till nitrat däremot är en enstegsreaktion. (Henze et al., 1995) Lustgas (N 2 O) produceras som biprodukt under nitrifikationsprocessen, men mekanismen för lustgasproduktionen är oklar. Produktionen har inte kunnat undvikas, men det verkar som högre halter av löst syre i avloppsvattnet leder till lägre produktion. Lustgas är en växthusgas och därmed bidrar avloppsvattenreningsverk till de globala utsläppen av växthusgaser genom nitrifikationsprocessen. (Zheng et al., 1994) 2.2 Biofilm Uppbyggnad av en biofilm sker då ett fast medium (exempelvis en bärare) kommer i kontakt med vatten innehållande de bakterier som är nödvändiga för att bilda en biofilm. Uppbyggnaden är möjlig då bakterierna har förmågan att fästa och utvecklas på ett fast medium. En biofilm karaktäriseras just av fastsittande bakterier på en solid yta. I praktiken tar det cirka 14 dagar att utveckla en fungerande biofilm under aeroba förhållanden. Tillväxten går snabbare om mediets yta tidigare varit beväxt än om den är helt färsk. Uppbyggnaden är en selektiv process och de bakterier som inte fäster vid mediet sköljs helt enkelt ut ur reaktorn. (Henze et al., 1995) Biofilmen består av täta lager av bakterier som delvis är immobiliserade i förhållande till varandra. (de Beer och Schramm, 1999) Cellerna är sammansvetsade av extracellulära polymerer (EPS), som hindrar bakterierna från att sköljas ut ur systemet. Under nitrifikation växer bakterierna oavbrutet och därmed ökar biofilmens tjocklek. Detta medför att om inte uppbyggnaden balanseras av en korresponderande erosion av bakterier växer bäraren igen. Det är därför önskvärt att uppnå en stabil jämvikt mellan tillväxt och erosion av bakterier. (Henze et al., 1995) Nackdelen med biofilmen är att substratet måste föras genom biofilmen för att omvandlas av bakterierna och detta ger en låg effektivitet hos biomassan. (Henze et al., 1995) Syre och substrat måste dessutom penetrera det täta lagret av heterotrofer som ofta täcker nitrifierarna. (Rusten et al., 1995) Det har länge varit känt att transporten sker genom molekylär diffusion vilket är en långsam process (Henze et al., 1995), men nya rön tyder på att även konvektion påverkar omvandlingshastigheten. (De Beer et al., 1999) 2.2.1 Transport i biofilm Den mikrobiella omvandlingen av substrat i en biofilm regleras av tillväxtkinetik och masstransportprocesser. Tidigare beskrevs strukturen och den mikrobiella aktiviteten i biofilmer, med hjälp av matematiska modeller, som plana strukturer med en homogen biofilm. Det antogs att masstransport genom det yttre hydrodynamiska gränsskiktet och inom biofilmen skedde genom diffusion och att transporten var vinkelrät mot ytan som bakterierna var fästa på. Figur 2.1 presenterar schematiskt transport- och transformationsprocesser som kan ske i en biofilm. 6

2 Nitrifikation Figur 2.1 presenterar schematiskt transport- och transformationsprocesser som kan ske i en biofilm. (Arvin och Harremoës, 1990) Masstransport i en biofilm beskrivs genom att en jämförelse görs med diffusionen i vatten. Diffusion(biofilm)/Diffusion(vatten) brukar för exempelvis syre, glukos och nitrat ligga runt 0,9. (Characklis and Marshall, 1990) Observation genom mikroskop indikerar dock att många biofilmer inte är släta utan kan forma komplexa strukturer som kan innehålla cellager och cellanhopningar, men även hålrum och porer. De Beer och Stoodly (1995) fann genom studie i mikroskop att biofilmen består av cellanhopningar med tjockleken 150-200 µm och en diameter på 200-300 µm. Cellerna täckte ca 50 % av bärarytan och hölls skiljda åt med hålrum som var ca 50-100 µm breda. Hålrummen var helt fria från såväl celler som EPS. Hålrummen hade kanaler som var anslutna till bulkvätskan (syntetiskt avloppsvatten) och med hjälp av en fluorescerande plym som var sfärisk i ett stagnant medium och elongerad i ett flytande upptäckte de att ett flöde var möjligt genom hålrummen, men att vätskan var stillastående i cellanhopningarna. Denna upptäckt innebär att diffusion är den enda möjligheten för masstransport i cellanhopningarna, medan diffusion och konvektion kan ske i hålrummen. Mätningarna visade också att flödeshastigheten i hålrummen var proportionell med flödeshastigheten i bulkvätskan. De Beer och Stoodly mätte även syreprofilerna i hålrummen och cellanhopningarna och resultaten indikerade att syre transporterades till cellerna både från bulkvätskan och från hålrummen. Syreprofilerna visade också att massgränsskiktet enbart följer den ojämna biofilmsytan vid höga flödeshastigheter (Figur 2.2) och det leder till att hålrummen endast kan fyllas med ny vätska vid höga flöden. 7

2 Nitrifikation Figur 2.2 visar syrekonturplottar. Flödeshastigheterna i bulkvätskan var vid mätningstillfället 0,0078 m/s (A), 0,0174 m/s (B), 0,064 m/s (C) och 0,115 (m/s) (D). Det yttersta lagret av den fastsittande biofilmen indikeras av en skuggad yta. De tunna linjerna representerar syrekonturerna och den tjocka linjen visar den övre gränsen för massgränsskiktet. (de Beer och Stoodley, 1995) Sammanfattningsvis kan därför sägas att vid låga bulkfasflöden bestämmer diffusionen masstransporten medan vid höga flöden är det konvektion via hålrummen som är den dominerande transportmekanismen. 2.3 Påverkan av omgivande miljöfaktorer på nitrifikationsprocessen Nitrifikationshastigheten och tillväxten av bakterier är tätt sammankopplade och påverkas av ett flertal miljöfaktorer. De mest betydande är; alkalinitet, ph, substratkoncentration, temperatur, syrekoncentration och inhiberande substanser. De olika faktorerna kan ha direkt påverkan på den enzymatiska aktiviteten och tillväxthastigheten eller en indirekt påverkan på biomass-biofilmsstrukturen, diffusionshastigheter och lösligheten hos syre. (Æsøy et al., 1998) 2.3.1 Alkalinitet Alkalinitet är ett mått på vattnets känslighet för tillsats av syra. Det beskriver vattnets buffertkapacitet, det vill säga hur många vätejoner (H + ) som kan tillsättas utan att ph sänks. Om alkaliniteten är större än noll sänks inte ph proportionellt mot tillsatsen av vätejoner utan det är alkaliniteten som minskar. I avloppsvatten bestäms alkaliniteten av jämvikten mellan divätekarbonat (H 2 CO 3 ), vätekarbonatjoner (HCO 3 - ) och karbonatjoner (CO 3 2- ). (Olsson och Newell, 1999) 2 H + H + CO3 HCO H CO 3 2 3 (5) 8

2 Nitrifikation ph-värdet bestämmer vilken av karbonatprodukterna som bildas. Vid höga ph-värden består alkaliniteten främst av karbonatjoner och vid ph-värden under 8,3 utgörs den av vätekarbonatjoner. Vid ph-värden omkring 4,5 har nästan hela alkaliniteten konsumerats och större delen av karbonatjonerna övergått till kolsyra. (Olsson och Newell, 1999) Nitrifikation är en alkalinitetskonsumerande process eftersom vätejoner frigörs. Ekvation (1) visar att det bara är den första delen av processen som påverkar alkaliniteten. Oxidation av en mol ammonium till nitrit leder till att 2 mol vätekarbonat konsumeras vilket motsvarar ca 2 eqvivalenter av alkalinitet. De flesta avloppsvatten har en alkalinitet som ligger över 5 meqv/l och det är ett tillräckligt högt värde för att undvika problem i samband med nitrifikation. (Henze et al., 1995) I biofilmsprocesser har Siegerist och Gujer (1987) demonstrerat att nitrifikationshastigheten minskar om alkaliniteten ligger under 1,5 meqv/l. Rusten et al. (1995) fann dock att alkaliniteten kunde vara så låg som 0,7-0,8 meqv/l i vissa biofilmer innan nitrifikationshastigheten reducerades. 2.3.2 ph Nitrifikationsprocessen är ph-beroende och har sitt optimum mellan ph 8 och 9. Figur 2.3 visar hur nitrifikationshastigheten varierar med ph. Nitrifikationsaktiviteten avtar dramatiskt vid ph-värden under 7 och över 9. Nitrifikationshastighet jämfört med hastighet vid ph 7,5 Figur 2.3 visar nitrifikationshastighetens beroende av ph. (Henze et al., 1995) Frigörandet av vätejoner under nitrifikationsprocessen gör att ph-värdet i flockar och i biofilmen normalt sett är lägre än i vätskefasen. Om alkaliniteten är låg kan den helt konsumeras under processen, vilket kan leda till en avsevärd minskning av ph, vilket i sin tur inhibierar nitrifikationsprocessen. Det är möjligt att ph-beroendet är sammankopplat med inhibieringen som orsakas av ammoniak, NH 3, (hos Nitrobacter och Nitrosomonas) och salpetersyrlighet, HNO 2, (hos Nitrobacter). (Henze et al., 1995). Ammoniak bildas av ammonium vid höga ph värden och salpetersyrlighet bildas av nitrit vid låga ph värden. (Anthonisen et al., 1976) + NH 4 N + OH NH 3 + H 2O (6) 9

2 Nitrifikation + NO2 + H HNO 2 (7) 2.3.3 Temperatur Hastigheten för en kemisk reaktion ökar med ökad temperatur. Detta gäller även för biokemiska reaktioner såsom nitrifikationsprocessen, där bakterieceller använder enzymer som katalysatorer. Det är dock inte enbart den enzymatiska aktiviteten som styrs av temperaturen utan även diffusionshastigheten hos substratet och mängden löst syre är temperaturberoende. (Okey och Albertson, 1989) Temperatureffekten på den specifika tillväxthastigheten kan beskrivas med hjälp av Arrhenius uttryck: µ max ( t C) = µ max (20 C) ( t 20) e k T (8) µ max = den maximala specifika tillväxthastigheten, d -1 k T = temperaturkonstant, t -1 t = temperatur, C I biofilmsreaktorer är temperaturkoefficienten ca 0,1 C -1. Uttrycket gäller för temperaturer mellan 10 och 22 C (troligen även för temperaturer mellan 0-10 C) i aeroba processer. Vid temperaturer mellan 30-35 C är tillväxthastigheten konstant och därefter börjar den minska hastigt för att ligga runt 0 vid 40 C. (Henze et al., 1995) Figur 2.4 beskriver maximala tillväxthastigheten för nitrifierare i aktivt slam som funktion av temperaturen. Figur 2.4 visar tillväxthastighetens beroende av temperaturen i aktivt slam teoretiskt och praktiskt, T 0 = 20 ºC. (Henze et al. 1995) Nitrifierare är känsliga mot hastiga variationer i temperatur, vilket är en nackdel för biofilmssystem med stora temperaturvariationer. När temperaturen stiger snabbt är förändringen av den specifika tillväxthastigheten lägre än väntat medan hastiga temperaturfall ger en mycket högre aktivitetssänkning än förväntat. (Henze et al., 1995) 10

2 Nitrifikation 2.3.4 Syrekoncentration Tillgången till löst syre är avgörande för nitrifikationshastigheten eftersom syre krävs för att en oxidation av ammonium och nitrit ska vara möjlig. Oxidationen av ammonium är det steg som begränsar hastigheten av hela processen eftersom den kräver mer syre än oxidationen av nitrit. (Henze et al., 1995) Kinetiken hos nitrifierarna i en aktivslam process kan beskrivas med ett Monod uttryck (Henze et al., 1995): µ obs = µ max c s c s + K s, s c o2 c o2 + K, s o2 (9) µ obs = observerad tillväxthastighet hos nitrifierare, d -1 µ max = maximal tillväxthastighet hos nitrifierarna, d -1 c s = substratkoncentration i reaktorn, (g/m 3 ) c = syrekoncentrationen i reaktorn, (g/m 3 ) o 2 K s, s = mättnadskonstanten för substratet, (g/m 3 ) K = mättnadskonstanten för syre, (g/m 3 ) s,o 2 Kinetiken hos nitrifierare i en biofilmsreaktor med minimal diffusionsresistans i vätskefilmen kan beskrivas på följande sätt (Harremoës, 1978): r 1 = k (10) v 1 S 2 b, O2 2 Kinetiken hos nitrifierarna i en MBBR kan beskrivas med följande uttryck (Hem et al., 1994): r v = h S 1 ( 1 + 4 1) v V 1 2 b, O λ 2 2 2λ A (11) A = area (m 2 ) V = volym (m 3 ) S = koncentration av syre i bulkvätskan (g O 2 /m 3 ) b,o 2 S b = koncentrationen av lösligt material i bulkvätskan (g /m 3 ) k xy = reaktionshastighetskoefficient eller konstant x = 0, ½, 1, y = a, v (dimention beror av kinetiskt modell) r = reaktionshastighet per volymsenhet (g/(m 3 d 1 )) v h = vätskefilmens transportkoefficient (m d -1 ) v = stökiometrisk koefficient (g/g) λ = dimentionslös parameter: λ = h S b /k 1/2a S 1/2b Nitrifikation kan äga rum vid mycket höga syrekoncentrationer. Halter runt 60 g O 2 / l inhibierar inte processen. (Henze et al., 1995) Under nitrifikationsprocessen är det antingen ammonium- eller syrekoncentrationen som bestämmer hastigheten. Övergången från ammonium till syre som begränsande 11

2 Nitrifikation ämne sker vid proportionen 2 till 5 mg O 2 /mg NH 4 -N. Då ammoniumkoncentrationerna ligger över 3-4 mg NH 4 -N/l påverkar ammoniumkoncentrationen inte nitrifikationshastigheten i en Kaldnes Miljöteknologi (KMT) process. (Hem et al., 1994) Diskussionen kring ammonium och syrekoncentrationer berörs ytterligare i kapitel 2.4. Nitrifierare är känsligare för låga koncentrationer av syre än vad heterotrofa bakterier generellt är. Då heterotroferna ofta sitter ytterst i biofilmen är en hög halt av syre som kan ta sig in till nitrifierande essentiellt. (Henze et al., 1995) Diffusionen av syre är beroende av biofilmens tjocklek, dess struktur och komposition, reaktorkonfigurationen, samt temperaturen. (Æsøj et al., 1993) 2.3.5 Organiska ämnen Eftersom heterotrofa bakterier vanligen växer i den yttre delen av biofilmen och täcker den nitrifierande populationen är tjockleken på den heterotrofa delen av biofilmen avgörande för nitrifikationshastigheten. Tjockleken på det heterotrofa lagret är till stor del beroende av mängden organiskt material som finns tillgängligt, vilket i sin tur leder till att mängden organiskt material har stor påverkan på nitrifikationshastigheten. (Æsøj et al., 1993) Organiskt material i koncentrationer över 100 mg COD/l (COD/NH 4 -grad > 3.5) har visat sig ge en reducerad nitrifikations kapacitet i en KMT reaktor. (Æsøj et al., 1998b) En hög halt av organiskt material kräver därför högre halter av syre i bulkfasen. (Æsøj et al., 1998) 2.3.6 Näringsämnen Vanligtvis finns det ett överflöd av närsalter (ammonium och fosfat) i ett kommunalt avloppsvatten, men ibland kan fosfor, som är en viktig substans för nitrifierarna, bli begränsande i en process där förfällning används. (Æsøj et al., 1993) Bakterierna är också beroende av att vissa spårämnen finns att tillgå för celluppbyggnad och metabolism. Några av dessa spårämnen är koppar, kalcium, järn, molybden och magnesium. Tillgången på nämnda näringsämnen och spårämnen är nödvändig för att nitrifikation ska kunna uppstå och koncentrationen av ämnena påverkar nitrifikationshastigheten. (Hem et al., 1994) 2.3.7 Inhiberande ämnen Nitrifikationsprocessen kan inhiberas av fler olika substanser. Troligtvis är inte nitrifierarna känsligare än många grupper av heterotrofa bakterier, men de har en väldigt specifik funktion och långsam tillväxthastighet, vilket leder till att inhiberande ämnen verkar ha stor effekt på dessa bakterier. Vidare finns det inga andra grupper av bakterier som kan ta över dessa funktioner. (Æsøj et al., 1993) Om mikroorganismer utsätts för flera inhiberande substanser vid ett och samma tillfälle blir effekten av den enskilda substansen ofta starkare än vanligt. Fenomenet kallas synergieffekt. (Henze et al., 1995) Nitrit, som är den primära produkten vid oxidation av ammonium, har efter försök utförda av Stein och Arp (1998) visat sig verka toxiskt på vissa arter av nitrifikationsbakterier. Nitrit minskar aktiviteten hos enzymet 12

2 Nitrifikation ammoniummonooxygenas som är nödvändigt i det första steget i nitrifikationsprocessen. I försök på en okänd art av Nitrosomonas, verkade nitrit toxiskt vid halter över 420 mgn/l. Nitrosomonas europea visade toxisk påverkan vid halter överstigande 70-280 mgn/l. Aktivitetsminskningen uppstod under såväl höga som låga ph. (Stein och Arp, 1998) Metaller är ämnen som inhiberar nitrifikation. De vanligaste är koppar, nickel, krom, zink och kobolt. (Æsøj et al., 1993) Vissa organiska ämnen kan ha toxisk påverkan på nitrifikationsprocessen. Ett exempel är det organiska ämnet sulfid. Sulfid bildas i avloppssystemet under anaeroba förhållanden och benämns som septiskt tillstånd. (Æsøj et al., 1993) 1998(b) demonstrerade Æsøj et al. de negativa effekterna sulfid har på nitrifikationskapaciteten i en MBBR biofilm. Resultaten visade att sulfid i så låga koncentrationer som 0.5 mg S/l orsakade en ansenlig minskning i aktiviteten hos nitrifierarna. Denna aktivitetsreduktion beror troligen på inhibering. (Tomlinson och Bruce, 1979) 2.4 Nitrifikationskinetik Kinetiken i en biofilmreaktor är direkt beroende av reaktordesign och kvalitén på inkommande vatten. (Æsøj et al., 1993) Omvandlingsprocessen sker inne i biofilmen medan de ämnen som är nödvändiga för nitrifikation finns i bulkvätskan, vilket leder till att biofilmer har låg effektivitet på biomassan eftersom en transport av substrat måste ske över en vätskefilm och genom biofilmen. Nitrifikation är en redoxprocess som huvudsakligen kräver en oxidant och en reduktant, dvs. syre och ammonium. (Henze et al., 1995) Större delen av tiden (om buffringsförmåga är hög och om de organiska halterna är låga) är det därför antingen tillgången på syre eller ammonium som begränsar nitrifikationshastigheten. (Hem et al., 1994) Hem et al. (1994) fann att då proportionen mellan syrekoncentrationen och ammoniumkoncentrationen var under 2 g O 2 (g NH 4 -N) -1 är nitrifikationshastigheten enbart beroende av syrekoncentration och att motsatta omständigheter råder vid proportioner över 5 g O 2 (g NH 4 -N) -1, dvs. då är processen enbart beroende av ammoniumkoncentrationen. De kunde sluta sig till att övergången från då ammonium är hastighetsbegränsande till det att syre blir hastighetsbegränsande sker mellan 2-5 g O 2 (g NH 4 -N) -1 och att övergångshalten var beroende av syrekoncentrationen i vattnet. När syrekoncentrationen är begränsande har den mycket stor påverkan på nitrifikationshastigheten. Nitrifikationen i normala fall går mot en första ordningens funktion då transportkoefficienten i vätskefilmen är låg och diffusionsmotståndet är högt. I Figur 2.5 visas kinetiken i en MBBR, med hänseende på nitrifikationen som funktion av syrekoncentrationen. 13

2 Nitrifikation Figur 2.5 visar nitrifikationshastigheten (vid 15 ºC) som en funktion av syrekoncentrationen. Syre/ammoniumkoncentrationen är < 2 g O 2 (g NH 4 -N) -1. (Hem et al., 1994) Nitrifikationen går däremot mot halva ordningens funktion när transportkoefficienten är hög och diffusionsmotståndet i vätskefilmen är lågt. Detta indikerar att vätskefilmens diffusionsresistans är avgörande för kinetiken i biofilmen. (Hem et al., 1994) I Figur 2.6 jämförs ammoniumreduktionen i en MBBR med ammoniumreduktionen i aktivt slam och i en biofilm med lågt diffusionsmotstånd. Figur 2.6 visar beräknade nitrifikationshastigheter relativa till hastigheten vid 4 g O 2 m -3. Ammonium och alkalinitet är i överskott. (Hem et al., 1994) Kurvorna är uppritade efter ekvation 9, 10 och 11. Resultaten av Hem et al. (1994) visade också att när ammonium är hastighetsbegränsande är processen mellan halva ordningens och första ordningens funktion av ammoniumkoncentrationen. 14

2 Nitrifikation Experiment utförda av Lazarova et al. (1998) visade liknande resultat. De fann att nitrifikationshastigheten är begränsad av syre vid syre/ammonium proportioner under 1.5-2 g O 2 (NH 4 -N) -1 och att ammonium är begränsande över 2 g O 2 (NH 4 -N) -1. Värdena var något lägre än de Hem et al. (1984) fick och anledningen kan vara en högre turbulens i den MBBR reaktor som Lazarova et al. (1998) använde i sitt experiment. Den högre turbulensen kan resultera i en tunnare gränsskikt och därmed minimerad resistans för masstransport av syre. Deras resultat indikerade dessutom att reaktionen gradvis går från en första ordningens reaktion till en nollte ordningens reaktion när syrehalten ökar. Övergångsvärdet från första ordningens reaktion till halva ordningens reaktion var 5 mg O 2 /l i Lazarova et al.s försök. Resultat från en pilotstudie av Harremoës et al. (1981) visar första ordningens reaktioner vid syrehalter under 2-4 mg O 2 /l vilket antas bero på diffusion av syre i vätskefilmen och ½ ordningens hastighet vid högre koncentrationer av syre vilket tros vara resultatet av en delvis penetrerad biofilm. Æsøy et al. (1998) fann att nollte ordningens reaktion sker vid syrehalter över 12 mg O 2 /l. 15

3 MBBR 3 MBBR Processer med rörliga bärarmaterial började utvecklas för cirka 40 år sedan, men rapporter från försök med tillsats av partiklar till aktivslamprocesser finns daterade redan från 1920-talet. Syftet var att öka mängden aktiv biomassa i processen utan att få en ökad belastning på efterföljande sedimenteringsbasäng. Utvecklingen gick snabbt och rörligt bärarmaterial har använts i full skala i 30 år. (Särner, 1998) Idag finns ett flertal olika system och ett brett spektrum av bärare är tillgängliga på marknaden. Bärarna hålls kvar i reaktorn med hjälp av en sil som är placerad vid utloppet av reaktorn och silen hålls ren genom att luft blåses in som förflyttar bärarna i riktning från silen. Luften tillför även syre, som är nödvändigt för nitrifikation, till processen. (Cooper et al., 1984) Några exempel på processer är Captorprocessen med bärare av skumplast med måtten 25mm x 25mm x 12mm och med 2/3 av biomassan bunden till bärarna, och Limpor-processen även denna med skumplastbärare, men kubformiga med sidmåttet 10-12mm. (Golla et al., 1994, Cooper et al., 1984) Den processen som är vanligast i Sverige är baserad på rörformiga bärare med skyddade inre ytor. Detaljstudier på denna process tillgängliga i litteraturen är främst baserade på den så kallade Kaldnes-bäraren som utvecklades i Norge. (Särner, 1998) Kaldnes-bäraren (Figur 3.1) har diametern och längden ca 10 mm och består av ett rör med ett invändigt kors som gör att skyddade ytor för biologisk tillväxt bildas. Dessa skyddade ytor utgör den aktiva delen av bäraren då kollisionerna mellan bärarna gör att den yttre oskyddade biofilmen eroderas bort. Den effektiva ytan brukar anges till 500 m 2 /m 3 och med en fyllnadsgrad som uppges vara 70 % blir ytan 350 m 2 /m 3. (Ødegaard et al., 1993) Bärarelementen är tillverkade av polyetylen som har en densitet mycket nära vattens (0,92-0,96 g/cm 3 ). (Rusten et al., 1994) Figur 3.1 Kaldnesbärare. (Kaldnes Moving Bed, 2003) I kaldnesprocessen används vanligen ett grovblåsigt luftarsystem (Ø 4a 5 mm). Ett grovblåsigt system är att föredra då det ger en effektivare omblandning, vilket gör att bärarna bättre hålls i suspension. Det grovblåsiga systemet är okänsligt och kräver därmed få reparationer. (Cooper et al., 1984) 17

3 MBBR Nya bärarelement utvecklas hela tiden och finns numer i plast av varierande densitet och i form av bland annat stavar och chips med varierande rutnät. (Särner, 1998) Vissa driftsproblem förekommer vid användandet av bärare och de listas enligt följande: (Särner, 1998) Skumning kan förekomma på grund av det intensiva luftandet. Detta sker främst vid uppstarten. Skumningen kan avhjälpas med en skumdämpare. Igensättning av silar kan förekomma om de är felaktigt utformade eller felaktigt monterade. Sjunkande bärare kan vara ett problem vid felaktig luftning. Bärare kan ibland flyta innan de vätes. Igensättning av bärarnas inre ytor förekommer och detta leder till minskad nitrifikationshastighet. Systemet är känsligt för kraftiga temperaturvariationer. (Henze et al., 1995) Det finns många fördelar med användandet av bärare och dessa listas enligt följande: Lätt att öka kapacitet i befintliga anläggningar utan tillbyggnad av nya volymer. (Särner E, 1998) Behandlingen är inte beroende av den slutliga slamseparationen. Den fastsittande biomassan kan tas till vara på ett effektivare sätt då inget slam återförs. (Ødegaard H et al., 1994) Kräver varken backspolning eller komplicerade luftarsystem. (Rodgers och Zhan, 2003) Därmed inte sagt att det inte kan finnas fördelar med att tvätta bärarna emellanåt 18

4 Örtofta vattenreningsverk och försöksanläggning 4 Örtofta vattenreningsverk och försöksanläggning Örtofta avloppsvattenreningsverk är ett kommunalt reningsverk beläget ca 2 mil utanför Lund och tar uteslutande hand om avloppsvatten. Reningsverket i Örtofta består av grovrening, försedimentering, biobädd och efterfällning. Kemslammet återförs till försedimenteringen och allt uttag av slam sker från försedimenteringen. AnoxKaldnes har i anslutning till reningsverkets försedimenteringsbassäng en försöksanläggning (Figur 4.1) som är placerad i en container. Figur 4.1 visar AnoxKaldnes försöksanläggning vid Örtofta vattenreningsverk. Försöksanläggningen består av en aerob biofilmsreaktor som reducerar det organiska innehållet, en sedimentering för avskiljning av suspenderat material samt ett flertal 150 liters nitrifikationsreaktorer med olika bärarmaterial. Vattnet från försöksanläggningens försedimentering leds till ett pumpkärl från vilket det fördelas till de olika nitrifikationsreaktorerna. Reaktorerna luftas med ett bottentäckande luftarsystem med 4 mm hål. Syrebehov tillgodoses och omrörning sker med luft via en gemensam fläkt och alla justeringar av luftflöden sker manuellt. (Bengtsson et al., 2005) 19

5 Material och metod 5 Material och metod 5.1 Bakgrund Som tidigare nämnts är syftet med detta examensarbete att undersöka hur olika utformning av bärarmaterial påverkar nitrifikationshastigheten per ytenhet. Då fokus ligger på geometriska olikheter hos bärarna och masstransport av syre in i biofilmen vid olika syrehalter och omblandningsförhållanden görs försök där omblandning och syrehalt förändras. Variationer i omblandning åstadkoms genom ökad respektive minskad inblåsning och variationer i syrehalt genom inblåsning av olika andelar luft, kvävgas och syrgas. 5.2 Biofilmsbärare I försöken undersöktes 3 olika typer av bärare, alla i form av platta diskar fyllda med ett rutnät. Chippen benämns som chip M, chip P och chip M pluggade. De chip som hämtades från Örtofta förvarades mellan försöken luftade i ett mörkt kylutrymme under maximalt ett dygn. 5.2.1 Chip M Chip M (Figur 5.1, Tabell 5.1) är 2,2 mm tjockt, har en diameter på 48mm och rutstorleken är 1,2 x 1,2 mm. Chippet är tillverkat av polypropylen(pp) med ett tillskott av krita för att höja densiteten. Densiteten är varierbar, men en densitet mellan 0,96 g/cm 3 och 1,02 g/cm 3 föredras. Chip M har den aktiva ytan 0,0075 m 2 /bärare. Det går 160 000 bärare/m 3 och varje enskild bärare har torrvikten 1,26 g. Figur 5.1 visar chip M med biofilm bakifrån (till vänster) och Framifrån (till höger). Batchförsök utfördes på svarta chip M adapterade till syntetiskt avloppsvatten i en laboratoriereaktor med en densitet på 1,02 g/cm 3. De svarta chip M är svarta pga en tillsats av "Carbon Black" vilket gör plasten motståndskraftigare mot UV-ljus. Batchförsök utfördes också på tvättade och otvättade gröna chip M från Örtofta vattenreningsverk med en densitet på 0,99 g/cm 3. Ytterligare försök utfördes på biomassan, suspen, som tvättades av från de gröna chip M. 21

5 Material och metod Reaktorn med chip M i Örtofta startades den 16 februari 2005. 5.2.2 Chip P Chip P (Figur 5.2, Tabell 5.1) är 3,0 mm tjockt, har diametern 45 mm och rutstorleken 2 x 2 mm. Chip P har alltså något större rutor än chip M. De chip P som använts i försöken är tillverkat av returplast, vilket innebär att de till största delen består av polyetylen (PE). Densiteten för PE är 0,96 g/cm 3. Chip P har den aktiva ytan 0,00682 m 2 /bärare. Det går 132 000 bärare/m 3 och varje enskild bärare har torrvikten 1,426 g. Figur 5.2 visar chip P med biofilm framifrån (till vänster) och bakifrån (till höger). Batchförsök utfördes på chip P adapterade till syntetiskt avloppsvatten (lab) och på 2 åldersklasser av chip P (chip Pnya och chip Pgamla) från Örtofta vattenreningsverk. Reaktorn med chip P i Örtofta startades den 15 mars 2005. Såväl tvättade gamla chip P som nya chip P tillfördes reaktorn vid uppstarten 5.2.3 Chip M pluggade Chip M pluggade (Figur 5.3, Tabell 5.1) är nästan identiska med chip M. De har samma densitet och samma storlek på rutorna, vilket gör att det går lika många bärare/m 3. Den enda skillnaden är att en mellanvägg (plan yta) går genom hela bäraren (på 1,1 mms djup). Rutnätet blir därmed igenpluggat så ingen strömning kan ske tvärs genom bäraren. Det igenpluggade rutnätet leder även till att chippen har en något större aktiv yta, 0,013582 m 2 /bärare, och en högre torrvikt, 1,97 g. Att chippen är pluggade leder även till att chip M pluggade är något hållfastare och stabilare än chip M och chip P. Figur 5.3 visar chip M pluggade med biofilm framifrån (till vänster) och bakifrån (till höger). 22

5 Material och metod Batchförsök utfördes på otvättade och tvättade chip M pluggade från Örtofta avloppsvattenreningsverk. Reaktorn med chip M pluggade i Örtofta startades den 14 september 2004. Tabell 5.1. Tabellen visar produktspecifikationer på chip M, chip P och chip Pluggade. Bärare Chip M Chip P Chip M pluggade Rutstorlek (mm) 1,2 x 1,2 2 x 2 1,2 x 1,2 Tjocklek (mm) 2,2 3 2,2 Diameter (mm) 48 45 48 Densitet (g/cm3) 0,96-1,02 0,96-1,02 0,96-1,02 Torrvikt (g) 1,26 1,426 1,97 Material polypropylen polyetylen polypropylen Bärare/m3 160 000 132 000 160 000 m2/m3 1200 900 2173 Aktiv yta (m2/bärare) 0,0075 0,00682 0,013582 5.3 Försöksuppställning Batchförsöken utfördes i en 5- liters reaktor i rostfritt stål (Figur 5.4 och 5.5). Reaktorbotten var konformad och avslutades i ett 5 mm inlopps hål för luft. Luftsammanställningen till reaktorn varierades under olika försök genom att tillsätta ren syrgas alternativt ren kvävgas. Mängden tillförd luftblandningen kontrollerades med rotametrar av märket ROTA WEHR2. Temperaturen hölls konstant vid 15 C med hjälp av ett kylvattenbad av märket HAKE D1. Löst syre och temperatur mättes med en mätare av märket WTW, OXI 92. Figur 5.4 visar en skiss över försöksuppställningen; 1 syre- och temperaturmätare, 2 luftpump, 3 rotametrar och 4 kylvattenbad med tillhörande termostat. X= 0,18 m, Y 1 = 0,2 m och Y 2 = 0,2 m. Skissen är inte skalenlig. 23

5 Material och metod 6, 7 rotametrar 4 termostat 3 kylvattenbad 5 syremätare 1 konformad reaktortank 2 mantel Figur 5.5 visar försöksuppställning under pågående batchförsök; 1 konformad reaktortank, 2 mantel, 3 kylvattenbad, 4 termostat, 5 syremätare och, 6 och 7 rotametrar. 5.4 Avloppsvatten till batchförsök Försök på både syntetiskt avloppsvatten och Örtoftavatten utfördes endast på gamla och nya chip P för att se om samma nitrifikationshastighet erhölls med syntetiskt avloppsvatten som med Örtoftavatten. Försök på chip M och chip M pluggade utfördes enbart med syntetiskt avloppsvatten. 5.4.1 Syntetiskt avloppsvatten Det syntetiska avloppsvattnet blandades 800 liter åt gången och förvarades under kontinuerlig omrörning. Sammansättningen redovisas i Bilaga 1. Ammoniumhalten i lösningen låg på ca 70 mg/l. ph kontrollerades före försöken och saltsyra (2M) tillsattes under omrörning vid för höga ph för att få ett ph runt 8,2. 5.4.2 Örtoftavatten Örtoftavattnet som användes i försöken kom från förbehandlingens sedimenteringsbasäng i försöksanläggningen där förbehandlingen bestod av en MBBR för oxidering av organiskt material. Vattnet hämtades oftast samma dag som försöken utfördes, men om så inte var fallet förvarades vattnet inte längre än 24h i ett mörkt kylrum innan användande. Analyser på COD och fosfor utfördes för att 24