Optimering av kemikaliedosering i Rosviks avloppsverk

EXAMENSARBETE 2004:323 CIV Optimering av kemikaliedosering i Rosviks avloppsverk FREDRIK BLADFORS CIVILINGENJÖRSPROGRAMMET Luleå tekniska universitet Institutionen för Samhällsbyggnad Avdelningen för VA-teknik 2004:323 CIV ISSN: 1402-1617 ISRN: LTU - EX - - 04/323 - - SE

Förord Avslutningen på min civilingenjörsexamen i samhällsbyggnadsteknik, inriktning mot teknisk miljövård, är detta examensarbete. Arbetet är utfört åt Piteå kommun på uppdrag åt Roland Johanson. För att åstadkomma ett bra examensarbete krävs det hjälp med både kunskap och erfarenheter. Jag skulle därför vilja tacka personalen på Sandholmens reningsverk i Piteå. Jag vill även tacka Jarl Söderholm på Kemira och min handledare Roland Johanson. Jag riktar även ett tack till min handledare och examinator i Luleå, Jörgen Hanaeus som ställt upp med nya infallsvinklar och diskussioner. Luleå den 15 december 2004 Fredrik Bladfors 1

Sammanfattning Vid rening av avloppsvatten använder man ofta olika typer av fällningskemikalier för att rena vattnet på bland annat fosfor. Innan man definitivt väljer fällningskemikalie bör man alltid genomföra fällningsförsök för att fastställa om man kan uppnå önskade resultat. Dessa försök genomförs i liten skala där de kemikalier som ska undersökas blandas med avloppsvatten från reningsverket i så kallade flockulatorer. Dessa ska simulera mixningen, flockningen och sedimenteringen som sker i ett reningsverk. De resultat som eftersträvas här är att finna en kemikalie som renar vattnet till den nivå att gränsvärden för utgående vatten uppnås. Helst ska kemikalieåtgång och kostnad bli så låga som möjligt. Efter småskaleförsöken är det även bra att testa i full skala för att se om de resultat som uppnåtts i labbet även uppnås i reningsverket. Rosviks reningsverk är ett av många små reningsverk i Piteå kommun och är dimensionerat för att ta emot avloppsvatten från ungefär 2 100 personer. Reningsverket är kommunalägt och det inkommande avloppsvattnet kommer främst från hushåll men även från ett antal mindre verkstäder. Verket har mekanisk, biologisk och kemisk rening. Den kemiska reningen sker genom efterfällning med järnhaltig aluminiumsulfat (alf-30). Detta är ett granulat som lagras i silos och löses upp med vatten i en upplösare innan det doseras. Det kemiska reningssteget består av en flockningsbassäng och en slutsedimenteringsbassäng. Det renade avloppsvattnet släpps sedan ut i Rosån. Reningen fungerar ganska bra och verket uppfyller de reningskrav som är satta. Examensarbetet syftar till att undersöka om det går att sänka doseringen med en annan typ av fällningskemikalie eftersom doseringen i dagsläget är ganska hög. Efter utförda försök i liten skala visade det sig att PAX-XL100, en flytande aluminiumklorid, var den kemikalie som visade bäst resultat. Emellertid är denna ganska dyr och med dagens priser kan denna inte konkurrera med den för närvarande använda kemikalien, Alf-30. En annan kemikalie som visade bra resultat var PAX-221 även denna en flytande aluminiumklorid. Med denna kemikalie krävdes högre dosering än den föregående men priset är dock klart lägre. Inte heller denna kunde dock konkurrera prismässigt med Alf-30. Både PAX-XL100 och PAX-221 testades därefter i full skala i reningsverket. Resultaten från försöken i liten skala bekräftades här och slutsatsen blev att ingen av de testade kemikalierna kunde konkurrera prismässigt med den kemikalie som för närvarande används i Rosviks reningsverk. Ur miljösynpunkt kan man dock tänka sig att en mindre kemikaliemängd skulle vara fördelaktigt. 2

Abstract In the cleaning of wastewater different types of chemicals is often used to remove for instance phosphor. Before one decides which chemical to use you have to make some tests to see if sufficient results can be achieved. Those tests are carried through in small scale where the chemicals that are examined are mixed with wastewater from the plant in flocculates. Those are supposed to simulate the mixing, flocculation and sedimentation that occur in a plant. The result that you want to achieve is to find a chemical that can clean the wastewater to that level when the parameters of the outlet water are below the values which is set for the plant. The chemical dose and costs should preferably be so low as possible. After the tests in small scale one should preferably test the chemical in large scale in the plant to see if the results can be achieved also here. The plant in Rosvik is one of many small plants in Piteå municipality and its dimensioned to receive wastewater from about 2100 persons. The municipality owns the plant and the incoming water comes foremost from households but also from some smaller workshops. The plant has mechanical, biological and chemical cleaning. The chemical cleaning is carried through by post precipitation by an aluminum sulfate (alf-30) wish also contains a small amount of iron. This is a granulate which is stored in silos and is dissolved in water before its added. The chemical step contains of a flock basin and a sedimentation basin. When the wastewater is clean its goes out in to Rosån. The cleaning works pretty well and the plant fulfils the demand that is set. The aim of this work is to examine if there is possible to lower the dose with another type of chemical because it s quite high today. After the tests in small scale it was shoved that PAX-XL100, a liquid aluminum chloride, was the one with best results. On other hand, this is a quite expensive chemical and with today s costs it can hardly compete with the one currently used in the plant, Alf-30. Another chemical which also shoved good results was PAX-221, also this one a liquid aluminum chloride. This chemical required a higher dose but the price a lot lower. Nor this one could compete with Alf-30. Both PAX-XL100 and PAX-221 was tested in full scale in the plant. The results from the tests in small scale were confirmed here and the conclusion was that no one of the examined chemicals could compete with the chemical currently used in Rosvik. On other hand, a smaller amount of chemical should have a smaller effect on the environment. 3

1 BAKGRUND... 6 1.1 SYFTE... 6 1.2 AVGRÄNSNING... 6 1.3 METOD... 6 2 LITTERATURSTUDIE OM KEMISK FÄLLNING... 7 2.1 PARTIKLAR... 7 2.2 FOSFOR... 7 2.3 KEMISK FÄLLNING... 7 2.3.1 Olika fällningskemikalier... 7 2.3.2 Teorin för kemisk fällning... 8 2.3.3 ph-värdets inverkan på fällningsprocessen... 9 2.4 OLIKA TYPER AV FÄLLNING... 11 2.4.1 Direktfällning... 11 2.4.2 Förfällning... 11 2.4.3 Simultanfällning... 12 2.4.4 Efterfällning... 12 2.5 STYRNING AV DOSERING... 12 2.6 FAKTORER SOM PÅVERKAR VALET AV FÄLLNINGSKEMIKALIE... 13 2.7 FÄLLNINGSPROCESSEN... 13 2.7.1 Mixning... 13 2.7.2 Koagulering... 14 2.7.3 Flockning... 15 2.7.4 Sedimentering... 15 2.7.5 Slam... 16 3 BESKRIVNING AV ROSVIKS RENINGSVERK... 17 3.1 AVLOPPSVATTNET... 17 4 FÄLLNINGSFÖRSÖK... 18 4.1 KEMIKALIER... 19 4.2 PROVTAGNING... 19 4.3 ANALYSMETODER... 19 4.3.1 Fosfor... 19 4.3.2 Turbiditet... 19 4.3.3 BOD... 19 4.3.4 Aluminiumrest... 19 4.4 KEMIKALIEDOSERING...20 4.5 RESULTAT... 20 4.5.1 PAX-XL100 och PAX-XL621... 21 4.5.2 PAX-221 och PAX-21... 22 4.5.3 PIX-118... 23 4.5.4 ALG, AVR och Alf-30... 24 4.5.5 Sänkning av ph vid dosering av PAX-XL100... 25 5 KEMIKALIEKOSTNADER... 26 5.1 UNGEFÄRLIG KOSTNAD FÖR PAX-XL100... 26 5.2 UNGEFÄRLIG KOSTNAD FÖR PAX-221... 26 5.3 UNGEFÄRLIG KOSTNAD FÖR ALF-30... 26 5.4 SAMMANFATTNING KEMIKALIEKOSTNADER... 26 6 FULLSKALEFÖRSÖK... 27 6.1 PAX-XL100... 27 6.2 PAX-221... 28 6.3 SIMULTANFÄLLNING MED PAX-XL100... 29 7 JÄMFÖRELSE MELLAN ROSVIKS- OCH NORRFJÄRDENS RENINGSVERK... 30 8 DISKUSSION OCH SLUTSATSER... 31 8.1 FORTSATTA ARBETEN... 31 4

9 REFERENSER... 32 BILAGA 1 FÄLLNINGSKEMIKALIER BILAGA 2 KEMIKALIEDOSERING BILAGA 3 UTRÄKNING FRÅN DIAGRAM BILAGA 4 DIAGRAM SOM VISAR KEMIKALIEDOSERING 5

1 Bakgrund Rosviks reningsverk är ett av många små reningsverk i Piteå kommun och är dimensionerat för att ta emot avloppsvatten från ungefär 2 100 personer. Reningsverket är kommunalägt och det inkommande avloppsvattnet kommer främst från hushåll men även från ett antal mindre verkstäder. Idag används sedan lång tid tillbaka en fast fällningskemikalie som doseras i verkets sista reningssteg. Reningen fungerar ganska bra och verket uppfyller de reningskrav som är satta. Dock är doseringen ganska hög och man skulle vilja testa en del nya kemikalier som kommit ut på marknaden varav många är i flytande form. Vid rening av avloppsvatten använder man ofta olika typer av fällningskemikalier för att rena vattnet på bland annat fosfor. Innan man definitivt väljer fällningskemikalie bör man alltid genomföra fällningsförsök för att fastställa om man kan uppå önskade resultat. Dessa försök genomförs i liten skala där de kemikalier som ska undersökas blandas med avloppsvatten från reningsverket i så kallade flockulatorer. Dessa ska simulera mixningen, flockningen och sedimenteringen som sker i ett reningsverk. De resultat som eftersträvas här är att finna en kemikalie som renar vattnet till den nivå att gränsvärden för utgående vatten uppnås. Helst ska kemikalieåtgång och kostnad bli så låga som möjligt. Efter småskaleförsöken är det även bra att testa i full skala för att se om de resultat som uppnåtts i labbet även uppnås i reningsverket. 1.1 Syfte Målet med arbetet är att genom tester försöka hitta en fällningskemikalie som ger bättre reningsresultat än den som idag används i Rosviks avloppsreningsverk. Med bättre resultat menas mindre kemikalieåtgång för att uppnå de gränsvärden som finns för utgånde vatten från verket. Genom mindre dosering ska kemikalien förhoppningsvis bli billigare att använda också. 1.2 Avgränsning Uppgiften begränsar sig till att undersöka olika fällningskemikalier vid Rosviks avloppsreningsverk som tillhandahålls av Kemira. De kemikalier som ska testas är främst olika polyaluminiumklorider men även ett par fasta kemikalier kommer att undersökas. Det som ska undersökas är de olika kemikaliernas effektivitet för att fälla fosfor, som idag är den kritiska parametern i det vatten som släpps ut från reningsverket, men även BOD (biokemisk syreförbrukning) och aluminiumrest kommer i viss mån att undersökas. Även kostnader kommer att tas med i bedömningen av de olika kemikalierna. Den kemikalie som enligt försöken är den lämpligaste ska även testas i full skala. Det som ligger i fokus är kemikaliernas funktion är den så kallade efterfällningen men i fullskaleförsöken kommer även simultanfällning att ingå även om inga ingående tester av biosteget kommer att genomföras. Förutom detta kommer inga andra reningssteg att tas upp. 1.3 Metod Först gjordes en litteraturstudie över kemisk fällning. Syftet var att få en allmän förståelse om hur fällningen går till och vad det finns för olika typer av processer. Efter litteraturstudien över kemisk fällning gjordes en genomgång av Rosviks avloppsreningsverk och det vatten som kommer in till verket. För att bestämma vilken kemikalie som är den bästa att använda i Rosviks reningsverk gjordes sedan fällningsförsök i labbskala och efter det fullskaleförsök för att se hur kemikalien fungerar i verkligheten. 6

2 Litteraturstudie om kemisk fällning I det här kapitlet behandlas kemisk fällning och de olika stegen i fällningsprocessen: mixning, flockning och sedimentering. Det tas även upp lite om det slam som bildas och den fosfor som finns i ett avloppsvatten. 2.1 Partiklar Föroreningar i vatten kan antingen förekomma upplösta eller som partiklar. Lösta substanser i avloppsvatten kan t.ex. vara olika sockerarter eller ortofosfat. De minsta partiklar som är synliga för blotta ögat har en diameter på ungefär 40 µm. Partiklar med mindre diameter uppfattas som grumlighet dvs. vattnet har hög turbiditet. Partiklar som är så små att de inte sedimenterar av sig själva kallas kolloida partiklar (Gillberg m.fl., 2000). Nästan alla partiklar i naturligt vatten är laddade. De flesta partiklar i naturligt vatten har en negativ nettoladdning. De repellerar därför varandra och förblir finfördelade i vätskan om de inte kan finna något att adsorberas till (Burton m.fl. 2003). Partiklarna sägs vara stabila om de ej aggregeras lätt, dvs. slås ihop och instabila om de aggregeras lätt (Gillberg m.fl., 2000). Partiklarna kan aggregera när deras ytladdning reduceras vilket kan ske vid tillsats av aluminium- och järnsalter. Partiklar i vatten har olika ytegenskaper. Man skiljer vanligen mellan hydrofila och hydrofoba partiklar. Båda dessa partikelslag kan aggregera med hjälp av aluminium- och järnsalter (Burton m.fl. 2003). 2.2 Fosfor Av det totala fosforinnehållet i avloppsvattnet förekommer den största delen, 50-80%, i form av löst ortofosfat. I avloppsvatten förekommer detta som H 2 PO 4 - eller HPO 4 2- beroende på ph-värdet. Vid ph 5 är nästan allt ortofosfat i form av H 2 PO 4 - och vid ph 10 är nästan allt i form av HPO 4 2-. Vissa tvättmedel innehåller tripolyfosfat som med tiden omvandlas till ortofosfat. Om avståndet mellan hushållen och avloppsreningsverket är kort kan detta nå verket. Både orto- och polyfosfat kan fällas ut med aluminium- och järnsalter (Gillberg m.fl., 2000). Den näst vanligaste formen av fosfor i avloppsvatten är i form av partiklar. Alla bakterier och virus innehåller fosfor. Partiklar kan med fördel fällas ut med aluminium- eller järnsalter (Gillberg m.fl., 2000). Avloppsvattnet innehåller även mindre mängder av andra fosforföreningar exempelvis AMP, ADP, ATP fria fosfolipider, lectin etc. (Gillberg m.fl., 2000). 2.3 Kemisk fällning Kemisk fällning används för att ta bort fosfor, BOD och tungmetaller ur avloppsvattnet. I den här studien koncentrerar vi oss endast på fällning av fosfor och BOD. 2.3.1 Olika fällningskemikalier Under åren har en rad olika fällningskemikalier använts. I tabell 1 listas de vanligaste (Burton m.fl. 2003). 7

Tabell 1. De vanligast förekommande fällningskemikalierna. Kemikalie Formel Form Aluminiumsulfat Al 2 (SO 4 ) 3 18H 2 O Al 2 (SO 4 ) 3 14H 2 O Aluminiumklorid AlCl 3 Kalciumhydroxid Ca(OH) 2 Järnklorid FeCl 3 Järnsulfat Fe 2 (SO 4 ) 3 FeSO 4 7H 2 O Flytande Fast Flytande Fast Flytande Fast Flytande Fast Fast Natriumalumnat Na 2 Al 2 O 4 Fast Användningen av kalk vid fosforrening har minskat dels beroende på att slamvolymen ökar och dels för att det finns vissa problem med hantering, lagring och dosering (Burton m.fl. 2003). 2.3.2 Teorin för kemisk fällning Aluminium och järnjoner är positivt laddade. De bildar polymera joner och hydroxider som binds till små partiklar och bildar flockar som relativt enkelt kan avskiljas från vattnet. De flesta lösta föreningar med negativ laddning kan fällas ut och avlägsnas med hjälp av kemisk rening. I avloppsvatten är ortofosfat och trifosfat exempel på lösta ämnen som kan avlägsnas genom tillsats av metallsalter. I avloppsvatten finns även många fosforhaltig partiklar som kan avlägsnas genom kemisk rening. Ju högre molekylvikt ett löst ämne har eller ju större en partikel är, desto lättare är det att fälla ut den (Burton m.fl. 2003). De flesta ämnen med låg molekylvikt och som saknar laddning, t.ex. kolhydrater, avlägsnas inte genom kemisk rening utan tas effektivt bort med biologiska processer. Aluminium- och polyaluminiumföreningar har dock förmågan att bilda starka komplex med ett antal lågmolekulära icke laddade organiska föreningar exempelvis maltol (Burton m.fl. 2003). Alla aluminiumsalter är sura utom aluminatsalter som har den kemiska formeln Al(OH) 4 -. Det innebär att vätejoner frigörs då de tillsätts vatten. Maximalt kan 3H + frigöras från varje tillsatt aluminiumjon (Burton m.fl. 2003). 3 Al + H O Al( OH ) + 3H 3 2 3 Alla polyaluminiumsalter innehåller OH - dvs. basicitet. Ju högre basicitet det har desto mindre kommer det att sänka alkaliniteten hos det behandlade avloppsvattnet och desto sämre är dess förmåga att fälla ut ortofosfatjoner. Dess förmåga att avlägsna partiklar och grumlighet passerar ett maximum med ökad basicitet. Basicitet är relativt enkelt att mäta och alla produkter på marknaden karakteriseras av sin basicitet. Alla aluminiumsalter med en basicitet under 100% är sura vilket innebär att ph-värdet för de flesta vatten sänks när ett sådant tillsätts. Ju lägre basicitet ett aluminiumsalt har desto mer sänks ph-värdet. Då ett aluminiumsalt med en basicitet på 0% tillsätts till rent vatten frigörs det tre vätejoner. Det faktum att aluminiumsalter med hög basicitet endast sänker vattnets ph i ringa grad är särskilt fördelaktigt då man behandlar vatten med låg alkalinitet (Gillberg m.fl., 2000). När aluminiumsulfat tillsätts ett avloppsvatten med kalciumbikarbonat (alkalinitet), kommer aluminiumhydroxid att fällas ut enligt reaktionen: Ca HCO3 Al SO4 18 H 2O 2Al OH 3 3CaSO4 6CO2 18H 2O 2 2 3 (2) 8

Reaktionen blir densamma för AlCl 3. På grund av de många problemen med järnsulfat är järnklorid det vanligaste järnsaltet som används för fällning. När järnklorid tillsätts ett avloppsvatten sker följande reaktion: 2 CO FeCl 3 3Ca HCO3 2Fe OH 2 3 3CaCl2 6 2 ( (Burton m.fl. 2003). När fosfor tas bort från ett avloppsvatten omvandlas det till suspenderade ämnen. Fosfor kan tas bort antingen med mikroorganismer eller genom kemisk fällning. Här koncentrerar vi oss endast på kemisk fällning (Burton m.fl. 2003). De joner som främst används vid fällning är Ca 2+, Al 3+ och Fe 3+. Här tar vi emellertid endast upp Al 3+ och Fe 3+ (Burton m.fl. 2003). Förenklat ser fällningsreaktionerna för järn och fosfor ut som följer: Al Fe 3 3 3 n + H PO AlPO + nh n 4 4 3 n + H PO FePO + nh n 4 4 Enligt reaktionerna ovan krävs det en mol aluminium eller järn att för att fälla en mol fosfat. I verkligheten är det inte så enkelt utan det sker även många andra reaktioner i vattnet. Andra faktorer som påverkar är alkalinitet, ph, spårelement och ligander som finns i vattnet. Kemikaliedosen som behövs går därför inte att räkna ut direkt ifrån reaktionerna ovan och doseringen bestäms ofta med hjälp av labbförsök, speciellt om polymerer används (Burton m.fl. 2003). 2.3.3 ph-värdets inverkan på fällningsprocessen ph-värdet är en mycket viktig parameter för vattenreningsprocesser. Ytan på partiklar i vatten har grupper vilkas laddning ändras med ph-värdet. I synnerhet proteiner innehåller flera grupper som ändrar laddning med ph. Alla virus och många bakterier har en yta bestående av protein. På proteiners yta finns en del grupper som är oladdade vid låga ph och negativt laddade vid högre ph. Det finns även grupper som är positivt laddade vid låga till neutrala ph och oladdade vid höga ph. Vid höga ph-värden krävs på grund av detta högre dosering metallsalt för att neutralisera och fälla ut proteinet (Gillberg m.fl., 2000). När metallsalter tillsätts ett avloppsvatten avlägsnas fosfor från vätskefasen genom en kombination av utfällning, adsorption, utbyte och agglomeration för att sedan tas bort ur processen genom sedimentering. Den teoretiskt lägsta lösligheten för AlPO 4 ligger vid ph 6,3 och för FePO 4 vid ph 5,3. I praktiken uppnås dock goda resultat vid ph 6,5 till 7,0 vilket är kompatibelt med de flesta biologiska behandlingssteg (Burton m.fl. 2003). När de tillsatta metalljonerna reagerar med föroreningarna i vattnet påverkas inte vattnets ph men när ett aluminium- eller järnsalt reagerar med vattenmolekylerna och bildar hydroxider sjunker ph-värdet. Eftersom det finns så många fler vattenmolekyler att reagera med jämfört med antalet föroreningar kommer ph att sjunka (Gillberg m.fl., 2000). Ju mindre mängd kemikalie som används, desto viktigare är det att ha ph-värdet under kontroll och ju större dos desto mindre viktigt är det. Olika kemikalier har sin bästa 9

reningseffekt vid olika ph. Järnsalter fungerar ofta bättre vid lägre ph-värden än aluminiumsalter. Med kemikalier som har hög basicitet kan vattnet renas vid högre ph än motsvarande kemikalier med låg basicitet. Detta bror på att polyaluminiumjoner med hög basicitet ofta är mer stabila och därför behåller sin höga positiva laddning under längre tid än joner med låg basicitet (Gillberg m.fl., 2000). I vatten med låg alkalinitet kan antingen natriumaluminat och aluminium eller järn samt kalk tillsättas för att få ett ph över 5,5. Förbättrad sedimentering och mindre utgående BOD kan uppnås om polymerer också tillsätts i den sista sedimentationsbassängen. Kemikalidoseringen faller ofta i intervallet 1-3 mol Al eller Fe per mol fosfor (Burton m.fl. 2003). Figur 1 visar hur utfällningen av aluminium- och järnfosfat varierar med ph. Inom det skuggade området fälls ren metallfosfat ut (Burton m.fl. 2003). Figur 1. Aluminium- och järnfosfatutfällningen beroende av ph. Alla metallsalter innehåller negativt laddade motjoner. På marknaden kan man köpa aluminium- och järnsulfat respektive klorid och blandningar av dessa. Motjonerna påverkar resultatet av reningsprocessen vilket beror på att sulfatjoner binds till aluminium- och järn hydroxid och minskar deras positiva laddning. Kloridjoner binds inte till aluminiumjoner och endast till liten utsträckning till järnjoner. Därutöver kan sulfat, men inte klorid, i viss utsträckning bindas till säten med positiva laddningar på partiklar och därigenom ge partikeln ännu högre negativ laddning än vad den skulle ha haft i frånvaro av sulfat. Båda dessa fenomen gör att det kan krävas en något högre dos av ett järnsulfat än av en järnklorid för att fälla ut partiklar. Dessa fenomen gör också att ett vatten kan renas vid något högre ph med ett kloridsalt än med ett sulfatsalt (Gillberg m.fl., 2000). Ortofosfatjoner däremot, fälls ut lika effektivt av järnsulfat som av järnklorid. Detta beror på att ortofosfat binds starkare till hydroxiderna än vad sulfat gör. När ortofosfatjoner binds till järnhydroxid bildad från järnsulfat frigörs en del av de sulfatjoner som är adsorberade till hydroxiden (Gillberg m.fl., 2000). Om man har ett järnsulfat och vill att detta ska rena effektivt vid ph-nivåer där endast järnklorid fungerar, kan man prova att blanda in en liten dos katjonisk polymer i sulfatsaltet. Tillskottet av positiv laddning från den katjoniska polymeren medger rening vid högre ph (Gillberg m.fl., 2000). 10

2.4 Olika typer av fällning När man i slutet av 60-talet införde kemisk fällning inom avloppstekniken utfördes denna i form av efterfällning. Idag tillsätts kemikalien emellertid på ett flertal olika punkter. Beroende på var i reningsverket kemikalien tillsätts skiljer man på fyra olika fällningsförfaranden, nämligen direktfällning, förfällning, simultanfällning och efterfällning (VA-teknik 2001). 2.4.1 Direktfällning Vid direktfällning leds vattnet efter mekanik rening direkt till det kemiska reningssteget som består av flockningsbasänger och en slamavskiljningsenhet. Fällningskemikalien tillsätts före den första flockningsbassängen. Vanligen består flockningen av 2-4 seriekopplade bassänger försedda med en långsam omrörning. Omrörningen kan göras med hjälp av grindomrörare eller långsamtgående propelleromrörare. Det är viktigt att inte omrörningen är för kraftig då man riskerar att slå sönder den bildade flocken. I figur 2 visas principen för direktfällning (VA-teknik 2001). Figur 2. Direktfällning 2.4.2 Förfällning Om man i ett reningsverk, som har försedimentering biologisk rening och slutsedimentering, genomför den kemiska fällningen för den biologiska reningen talar man om förfällning. Vid denna metod tillsätts fällningskemikalien oftast i reningsverkets inloppsränna och flockbildningen sker då i sandfång och i försedimenteringens inloppsdel. Normalt anordnas int några speciella flockningsbassänger. Den bildade flocken avskiljs i försedimenteringsbassängen och samtidigt med fosforavskiljningen sker här en avsevärd minskning av avloppsvattnets innehåll av partiklar och sålunda organiskt material. I det biologiska reningssteget avlägsnas sedan större delen av återstående mängd organiskt material och fosfor. Förfällningen minskar belastningen på det biologiska reningssteget vilket t.ex. medför en lägre energiåtgång för luftning i en luftningsbassäng. I figur 3 visas principen för förfällning (VA-teknik 2001). Figur 3. Förfällning 11

2.4.3 Simultanfällning Vid simultanfällning sker den kemiska och den biologiska behandlingen i samma reningssteg. Simultanfällning kan tillämpas i en aktivslamanläggning. Fällningskemikalien tillsätts här i luftningsbassängen varför både en kemisk och en biologisk reningsprocess sker samtidigt. Bioslammet och kemslammet avskiljs tillsammans i sedimenteringsbassängen. Slammet i anläggningen kommer därför att innehålla en större andel oorganiskt material jämfört med förhållandena vid en normal aktivslamanläggning. I figur 4 visas principen för simultanfällning (VA-teknik 2001). Figur 4. Simultanfällning 2.4.4 Efterfällning Vid efterfällning sker den kemiska fällningen efter det biologiska steget. Efterfällningssteget består normalt av flockningskammare och en separationsprocess. Efterfällningen minskar också mängden suspenderad substans från det biologiskt renade vattnet. I figur 5 visas principen för efterfällning (VA-teknik 2001). Figur 5. Efterfällning 2.5 Styrning av dosering Det finns olika metoder för att styra kemikaliedoseringen. Den vanligaste är flödesproportionell dosering men det finns även ph-styrd och fast dosering. Flödesproportionell dosering innebär att doseringen sker med en viss mängd fällningskemikalie per kubikmeter avloppsvatten. Principen för denna dosering är att mängden fosfor in till reningsverket antas variera på samma sätt som flödet in till reningsverket. Denna princip gäller under torrvädersförhållanden. Regnvatten som leds till verket i ett kombinerat avloppssystem innehåller i princip inget fosfor vilket innebär en mycket hög förbrukning av kemikalie kan erhållas trots att mängden fosfor in till verket inte ökar. För att avhjälpa detta brukar doseringen begränsas till ett visst maximalt doseringsflöde (VA-teknik 2001). 12

ph kan utnyttjas för att styra doseringen eller för att överstyra en annan doseringsprincip. (VA-teknik 2001). En annan princip för att styra doseringen är i fasta steg med olika doseringsflöden under olika tidpunkter på dygnet. På detta sätt kan doseringen anpassas till variationsmönstret av mängden fosfor in till reningsverket. För detta behöver man bestämma variationsmönstret under en vecka genom provtagning och analyser vanligtvis är variationen under de olika vardagsdygnen tämligen lika. Mönstret kan se något annorlunda ut under helgdagar, dels beroende på att vattenkonsumtionen sker vid något andra tidpunkter och dels för att många industrier inte har sin verksamhet igång under helgen. I vissa fall är en fast dosering under hela dygnet en tillräckligt god styrning (VA-teknik 2001). 2.6 Faktorer som påverkar valet av fällningskemikalie De faktorer som påverkar valet av fällningskemikalie är främst: - Avloppsvattnets sammansättning och variationer i sammansättning - Vilket fällningsförfarande som utnyttjas - Avskiljningsegenskaper hos flocken - Bildad slammängd - Förtjockningsegenskaper och avvattningsegenskaper hos slammet - Behov av reglering; exempelvis flödesstyrning eller ph-styrning - Behov av ph-justering med syra eller överdosering av fällningsmedel - Behov av flockningshjälpmedel - Fällningskemikaliens innehåll av tungmetaller - Avloppsflöde och flödesvariationer (VA-teknik 2001). Innan man definitivt väljer fällningskemikalie bör man alltid genomföra fällningsförsök för att fastställa om man kan uppå önskade resultat. Vanligtvis räcker det med enkla labbförsök, men vid större avloppsreningsverk är försök i större skala en god investering. (VA-teknik 2001). Kostnaden för fällningskemikalien beror på en rad faktorer. Det kan vara vilken kemikalie som används, avloppsvattnets sammansättning och kraven på fosforrening. Av de totala driftskostnaderna vid ett reningsverk svarar kemikalierna för ca 10-20%. Vid mindre reningsverk utgör kostnaden en förhållandevis liten andel av de totala kostnaderna. Andra faktorer än kemikaliepriset får då större betydelse (VA-teknik 2001). 2.7 Fällningsprocessen Här beskrivs de olika stegen i fällningsprocessen; mixning, koagulering, flockning och sedimentering. Även en kort beskrivning av slammets påverkan av olika fällningskemikalier görs. 2.7.1 Mixning Den vanligaste typen av mixning som används vid avloppsvattenrening är så kallad kontinuerlig snabb mixning dvs. under 30 sekunder och kontinuerlig mixning. Kontinuerlig snabb mixning används främst när en substans ska mixas med en annan exempelvis mixning av fällningskemikalier till avloppsvatten. Kontinuerlig mixning används när innehållet i en reaktortank eller bassäng måste hållas i lösning, exempelvis i flockningsbassänger och bassänger för biologisk behandling (Burton m.fl. 2003). 13

Tiden för mixning är viktig för designen av mixningsanordningar och utföranden. Speciellt viktig är tiden om reaktionshastigheten mellan den substans som mixas med en vätska och vätskan är snabb. Rekommenderade mixningstider för kemikalier som aluminium- och järnsalter är mindre än 1s. Det kan vara ganska svårt att få extremet korta mixningstider vid höga flöden. I vissa fall kan det vara bra att ha dubbla mixningsanordningar för att uppnå optimal mixningstid. De mixers som används för flockning kan klassificeras som statiska mixers, paddelmixers samt turbin- och propellermixers (Burton m.fl. 2003). 2.7.2 Koagulering De partiklar som finns i avloppsvatten har oftast en negativ ytladdning. Partikelstorleken för kolloida partiklar varierar mellan 0,01 och 1µm. Detta gör att attraktionskrafterna mellan partiklarna är mycket mindre än de som verkar bortstötande. Under detta stabila förhållande håller Brownian motion, slumpvis termisk rörelse av vattenmolekyler, partiklarna i lösning. Brownian motion framkallas genom konstant bombardering av partiklarna av de relativt små vattenmolekylerna som omger dessa. Koagulering är den process där laddade partiklar neutraliseras så att de kan växa genom hopslagning (Burton m.fl. 2003). En koagulant är en kemikalie som tillsätts för att neutralisera partiklarna i ett avloppsvatten så att flockbildning kan ske. En flockulant är en kemikalie, oftast oorganisk, som tillsätts för att för att öka flockningsprocessen. Vanliga koagulenter och flockulenter innefattar naturliga och syntetiska polymerer, metallsalter som aluminium och järnsulfater samt förhydrolyserade metallsalter som polyaluminiumklorid och polyjärnklorid (Burton m.fl. 2003). Av praktiska själ klassificerar man partiklarna som suspenderade och kolloida. Suspenderade partiklar är oftast större än 1,0 µm och kan avlägsnas genom sedimentering. Eftersom kolloida partiklar inte kan sedimentera inom en rimlig tid måste kemiska metoder användas för att avlägsna dessa (Burton m.fl. 2003). Viktiga faktorer som påverkar utseendet på de kolloida partiklarna är partikelstorlek och antal, form och rörlighet, ytegenskaper inklusive laddning, partiklarnas påverkan på varandra samt partiklarnas löslighet (Burton m.fl. 2003). De kolloida partiklarnas storlek i ett avloppsvatten är vanligen 0,01-1,0 µm och deras antal är oftast mellan 10 6-10 12 /ml. Deras form kan beskrivas som sfäriska, semisfärisk, ellipsoider av varierande storlek, stavar av varierande längd och diameter, skivor samt olika spiraler. Stora organisk molekyler ser oftast ut som spiraler och stora flockar har ofta formen av fraktaler. Formen på partiklarna varierar beroende på var i reningsverket man befinner sig. Formen påverkar partiklarnas laddningsegenskaper, deras påverkan på varandra och deras löslighet (Burton m.fl. 2003). Det finns tre huvudtyper av kolloida partiklar i vätskor, hydrofoba (vattenhatare), hydrofila (vattenälskare) och kombinerade kolloider. De två första typerna baseras på partikelytans attraktion för vatten. Hydrofoba partiklar har relativt liten attraktion för vatten medan hydrofila partiklar har stor attraktion för vatten. Emellertid kan även hydrofoba partiklar ha en liten attraktionskraft till vatten men effekten av de hydrofila partiklarna är helt dominerande. Den tredje typen, kombinerade kolloider, består vanligen av ytaktiva medel som exempelvis tvål och tvättmedel (Burton m.fl. 2003). En viktig faktor när det gäller stabiliteten hos kolloider är ytladdningen. Den utvecklas på en rad olika sätt beroende på den kemiska sammansättningen av mediet (avloppsvattnet i det här fallet) och kolloidernas beskaffenhet. Ytladdning utvecklas vanligen genom isomorfiskt utbyte, ofullständig struktur, prioriterad adsorption och jonisering. Isomorfiskt utbyte 14

uppkommer i leror och andra jordpartiklar och innebär att joner i partiklarna byts ut mot joner från lösningen, oftast Si 4+ mot Al 3+, vilket ger en negativ laddning. Ofullständig struktur uppkommer genom brutna bindningar kristallernas kanter och ofullständighet vid bildning av kristallerna. Prioriterad adsorption uppkommer när olja, gasbubblor och andra inerta substanser sprids i vattnet. Dessa får en negativ laddning när de adsorberar anjoner, speciellt hydroxyljoner. När det gäller proteiner och mikroorganismer så fås en ytladdning genom jonisering av karboxyl- och aminogrupper. Oavsett hur laddningen uppkommer så måste den övervinnas för att partiklarna ska kunna flockulera (Burton m.fl. 2003). 2.7.3 Flockning Termen flockning används för att beskriva processen där storleken på partiklarna ökar på grund av partikelkollison (Burton m.fl. 2003). Flockning framkallar kollisioner mellan neutrala partiklar som slås ihop till större partiklar vilka i sin tur kan sedimentera eller filtreras bort. Syftet med flockning är att åstadkomma partiklar som kan avlägsnas genom billiga separeringsmetoder såsom sedimentation och filtrering (Burton m.fl. 2003). Flockningen börjar oftast med snabb mixning där kemikalier har tillsatts för att neutralisera partiklarna genom koagulering (Burton m.fl. 2003). Det finns två olika typer av flockning, mikroflockning och makroflockning. Skillnaden mellan dessa är partikelstorleken. Mikroflockning är hopslagning av partiklar genom slumpvis termisk rörelse av vattenmolekyler (Brownian motion) och involverar partiklar i storleksordningen 0,001 till 1µm (Burton m.fl. 2003). Makroflockning är hopslagning av partiklar större än 1-2µm och sker antingen genom framkallad hastighet där snabbare partiklar slås ihop med långsammare eller genom olika sedimentationshastigheter där större partiklar slås ihop med mindre. Flockning med framkallad hastighet är ineffektiv tills partikelstorleken överskrider 1-2µm vilken uppnås genom Brownian motion. Exempelvis virus kan inte slås ihop med makroflockning förrän de har genomgått mikroflockning och bildat större flockar (Burton m.fl. 2003). 2.7.4 Sedimentering Avlägsnande av suspenderade och kolloida partiklar från avloppsvatten med gravitationsseparation hör till de vanligaste processerna inom avloppsrening. Sedimentation är separation av partiklar som är tyngre än vatten. Sedimentation används för att avlägsna sand, TSS i försedimenteringsbassänger samt flockar från aktivslambassänger och kemiska reningssteg (Burton m.fl. 2003). Huvudsyftet med sedimentering är oftast att få ett renare utflöde men också att få ett slam som är lätthanterligt. Man kan dela upp sedimentering i fyra olika typer, diskret partikel, flockulent, förhindrad och kompression (Burton m.fl. 2003). Diskret partikelsedimentering är när partiklar i en lösning med låg koncentration av partiklar sedimenterar individuellt och ingen samverkan med andra partiklar sker; exempelvis när sand avlägsnas från avloppsvatten (Burton m.fl. 2003). Flockulent sedimentering sker i ganska utspädda lösningar av partiklar som flockulerar under sedimenteringen så att de ökar i massa och på så sätt sedimenterar fortare. Detta sker exempelvis vid kemisk fällning (Burton m.fl. 2003). 15

Hindrad sedimentering uppkommer i lösningar med hög medelkoncentration i vilka interpartikulära krafter räcker för att hindra sedimenteringen av grannpartiklar. Partiklarna tenderar att stanna i fixerade positioner i förhållande till varandra och partikelmassan sedimenterar som en enhet (Burton m.fl. 2003). Kompressionssedimentering uppkommer när partiklarna förekommer i sådan koncentration att en struktur bildas och vidare sedimentering endast kan ske genom kompression av strukturen. Kompression uppkommer från partiklarnas tyng, som kontinuerligt tillförs strukturen genom sedimentation från den överliggande vätskan (Burton m.fl. 2003). Den tid det tar för en partikel att sedimentera beror på dess densitet och storlek. Sand och lera har ofta en densitet kring 2,65 g/cm 3 medan flockar har en densitet kring 1,02 till 1,1 g/cm 3. I tabell 2 visas hur lång tid sfäriska partiklar med olika diameter behöver för att sjunka en meter i stillastående vatten. Flockar har inte sfärisk form men tabellen kan ändå ge en bild av hur det ser ut. Vid sjunkande temperaturer ökar sedimenteringstiden beroende på vattnets ökande viskositet (Gillberg m.fl., 2000). Tabell 2. Inverkan av partikeldiametern på den tid som behövs för att partiklar ska sjunka 1 m i stillastående vatten med en temperatur av 25 C, under förutsättning att sedimenteringen följer Stokes lag. Partikel- Sedimentations- Sedimentations- Sedimentations- Total diameter tid (1,05 g/cm 3 ) tid (1,10 g/cm 3 ) tid (2,65 g/cm 3 ) Partikelyta (m 2 /cm 3 ) 1 mm 37 sekunder 18 sekunder 1 sekund 0,006 0,1 mm 1 tim 31 minuter 2 minuter 0,06 10 µm 4 dagar 2 dagar 3 timmar 0,6 1 µm 1 år 0,6 år 13 dagar 6 0,1 µm 117 år 58 år 3,5 år 60 2.7.5 Slam Det slam om bildas vid rening med aluminium- respektive järnsalter har relativt stor volym. En av förklaringarna till detta är att aluminium- respektive järnhydroxiderna är positivt laddade. Olika flockar repellerar varandra och mellanrummen fylls med vatten. Eftersom flockar framställda från sulfatsalter har lägre positiv laddning än de framställda från kloridsalter, kan flockar framställda av sulfatsalter komma närmare varandra och ett sådant slam blir därför mer kompakt (Gillberg m.fl., 2000). 16

3 Beskrivning av Rosviks reningsverk Verket tar emot avloppsvatten från Rosviks samhälle och är dimensionerat för 2 500 personekvivalenter. Nuvarande anslutning är ca 2 100 personer. Anslutningen till reningsverket består främst av fysiska personer. Dessutom tillförs avloppsvatten från ett antal mindre verkstäder (Miljörapport 2002). Anläggningen har mekanisk, biologisk och kemisk rening, se figur 6. Den mekaniska reningen består av en roterande sil och ett luftat sandfång. Biologisk rening sker i en aktivslamanläggning bestående av luftningsbassäng och mellansedimenteringsbassäng. Den kemiska reningen sker genom efterfällning med järnhaltig aluminiumsulfat (alf-30). Detta är ett granulat som lagras i silos och löses upp med vatten i en upplösare innan det doseras. Det kemiska reningssteget består av en flockningsbassäng och en slutsedimenteringsbassäng. Det renade avloppsvattnet släpps sedan ut i Rosån (Miljörapport 2002). Rens och sand som avskiljs i det mekaniska steget deponeras. Biologiskt och kemiskt slam pumpas till ett slamlager. Därifrån körs det sedan till Sandholmens reningsverk i Piteå där det förtjockas, rötas och avvattnas. Dekanteringsvatten från slamlagren och eventuellt flytslam i mellansedimenteringen leds till en flytslamficka varifrån det pumpas till luftningsbasängen alternativa inlopp (Miljörapport 2002). Figur 6. Flödesschema över Rosviks reningsverk. 3.1 Avloppsvattnet I tabell 3 ser man tydligt att flödet ökar betydligt vid större nederbörd vilket kan innebära ganska tunt vatten vid exempelvis snösmältningen. 2001 var nederbörden 34 % högre än 2002 medan flödet var 27 % högre (Miljörapport 2002). 17

Tabell 3. Flödet in till reningsverket samt nederbörden i centrala Piteå under 1999, 2000, 2001 och 2002. År 1999 2000 2001 2002 Nederbörd (mm) 495 810 707 468 Avloppsvatten (m 3 /år) 163 700 258 900 227 800 167 178 De relativt låga specifika mängderna av BOD och fosfor, se tabell 4, beror på att Rosvik är en ort med många pendlare (Miljörapport 2002). Tabell 4. Reningsverkets dimensionerade belastning samt avloppsvattnets sammansättning under 2002. Parameter Dim. belastning Belastning 2002 medel Belastning 2002 max Anslutna (pe) 2500 2100 - Flöde (m 3 /d) 1000 458 1187 Flöde (m 3 /h) 60 19 49 Flöde (l/pe, d) 400 218 565 BOD 7 (kg/d) 175 76 94 BOD 7 (g/pe, d) 70 36 45 COD (kg/d) - 235 425 Totalfosfor (kg/d) 10 2,2 2,6 Totalfosfor (g/pe, d) 4,0 1,05 1,24 De krav på rening som finns för Rosviks reningsverk är att halten BOD och totalfosfor inte får överstiga 15 respektive 0,5 mg/l för kvartalsvis beräknade medelvärden. Detta uppfylldes under 2002 med god marginal enligt tabell 5 (Miljörapport 2002). Tabell 5. Vattnets sammansättning efter rening 2002 Parameter Medelvärde Maxvärde BOD 7 (mg/l) 6,7 13 BOD 7 (kg/d) 3,1 9,6 COD (mg/l) 33 52 COD (kg/d) 14,7 31,5 Totalfosfor (mg/l) 0,34 0,58 Totalfosfor (kg/d) 0,17 0,59 4 Fällningsförsök Dessa försök genomförs i liten skala där de kemikalier som ska undersökas blandas med avloppsvatten från reningsverket i så kallade flockulatorer. Dessa ska simulera mixningen, flockningen och sedimenteringen som sker i ett reningsverk. De resultat som eftersträvas här är att finna en kemikalie som renar vattnet till den nivå att gränsvärden för utgående vatten uppnås. Syftet med dessa försök är att försöka hitta en fällningskemikalie som ger bättre reningsresultat än den som idag används i Rosviks avloppsreningsverk. Helst ska kemikalieåtgång och kostnad bli lägre än vad de är idag. Under själva försöken kommer turbiditet, vilken i början endast bedöms genom ögonmått, och fosfor att analyseras. Dessa parametrar analyseras både före och efter fällning. Som tidigare sagts är gränsvärdet för fosfor i utgående vatten från Rosviks reningsverk 0,5 mg /l. I viss mån kommer även BOD, för vilket gränsvärdet är 15, och aluminiumrest att analyseras efter fällning. Eftersom BOD brukar ligga klart under gränsvärdet för utgående vatten i Rosviks reningsverk så läggs inget större fokus på denna parameter utan bara enstaka prov kommer att tas efter fällning för att bekräfta detta. Även ph och temperatur analyseras för att få liknande förhållanden under försöken. 18

4.1 Kemikalier De olika kemikalier som testades vid fällningsförsöken var PAX-XL100, PAX-XL621, PAX- 21 och PAX-221 som alla är flytande polyaluminiumklorider. En polyjärnklorid; PIX-118 undersöktes också samt tre stycken fasta kemikalier; AVR, ALG och Alf-30 som för närvarande används i Rosviks reningsverk. Kemikalierna levererades från Kemira i små burkar och informationsblad för kemikalierna finns bifogade i bilaga 1. 4.2 Provtagning Avloppsvattnet, vilket tas ut som dygnsprov i 25 liters dunkar, förvaras i kylväskor med kylklampar under själva uttaget. Uttaget sker efter det biologiska steget i sedimentationsbassängen. Provtagarna är av märket Cerlic. Principen för provtagaren är att en liten provmängd tas ut från vattnet varje gång en viss vattenmängd, som ställs in, har passerat. Provtagaren ställs in så att dunken blir full under ett dygn. Den fulla dunken fraktades sedan till Sandholmens reningsverk i Piteå för analys och försök med olika kemikalier. Vattenprover började tas ut i början av mars 2004. I labbet på Sandholmen analyserades först vattnet med avseende på fosfor för att en ungefärlig kemikaliedosering skulle kunna bestämmas. Även temperatur ph och turbiditet analyserades. 4.3 Analysmetoder Här beskrivs kort de olika analysmetoder om använts vid analyserna av avloppsvattnet för och efter fällning. De parametrar som analyserats är fosfor, turbiditet, BOD och aluminiumrest. 4.3.1 Fosfor Analysmetoden som användes för att mäta fosfor är en snabb metod men noggrannheten är så pass bra att den med fördel kan användas för dessa försök. Metoden går i stora drag ut på att 0,5 gram kaliumperoxodisulfat tillsätts till 50 ml av det vatten som ska analyseras. Vattnet kokas sedan i 16 minuter på en kokplatta för att sedan få svalna. Efter svalning filtreras provet genom ett veckfilter för att sedan fyllas på med destillerat vatten så att provmängden åter uppgår till 50 ml. Samtidigt görs även ett nollprov med destillerat vatten för att ha som referens. Därefter tillsätts 5 ml vanadatlösning till provet som kokats varvid det får stå i 10 minuter för att sedan analyseras på fosfor i en spektrofotometer. 4.3.2 Turbiditet Turbiditeten, grumligheten, analyserades med hjälp av en enkel turbiditetsmätare av märket HACH, i vilken en liten glasflaska placeras med det prov man vill analysera. Turbiditeten avläses sedan på instrumentets display och anges i NTU. 4.3.3 BOD BOD, biokemisk syreförbrukning, används som ett ungefärligt mått på mängden lätt nedbrytbart material. I stort går metoden ut på att det vatten som ska undersökas hälls upp i små glasflaskor tillammans med mikroorganismer och syremättat vatten. Därefter får dessa inkubera i ett värmeskåp vid temperaturen 20 C. Efter 7 dygn mäts syrehalten i flaskorna och efter detta kan BOD beräknas. 4.3.4 Aluminiumrest Aluminiumrest brukar mätas för att se hur pass bra processen fungerar. Om aluminiumhalten efter fällning är för hög är det ett tecken på att processen inte fungerar optimalt. För reningsverket i Rosvik strävar man efter att uppnå ett värde under 1,0 mg aluminium per liter. I stora drag går metoden ut på att det prov man vill undersöka surgörs till ca ph 2 för att lösa aluminium som är bundet till flockar eller partiklar. Därefter justeras ph med lut till ca 7 och 19

därefter med buffertlösning till ca ph 6. Sedan tillförs aluminonlösning som utvecklar ett rött färgkomplex. Provet överförs till 25 ml kyvett och färgen avläses i en spektrofotometer. Vid järnhalter över 0,3 mg/l blir bestämningarna osäkra. Även polyfosfater, sulfidjoner och höga kalciumhalter kan störa, varför metoden får anses om grov. 4.4 Kemikaliedosering För att beräkna den ungefärliga mängd kemikalie som skulle doseras mättes som sagt turbiditet, ph och fosforhalt på vattnet efter att det genomgått den biologiska reningen dvs. då kemikalien tillsätts i verket. Dessa mätningar genomfördes på alla vattenprov som togs ut. När fosforhalten i vattnet analyserats kan man beräkna den ungefärliga mängden fällningskemikalie som kommer att åtgå. I teorin så krävs det lika många mol av den aktiva substansen i fällningskemikalien, järn eller aluminium, som det finns fosfor i vattnet. I praktiken brukar det dock åtgå 1,5-3,0 ggr så mycket kemikalie som det finns fosfor i vattnet eftersom den även fäller ut annat som exempelvis BOD och att den i viss mån binder till vattenmolekylerna. Eftersom ph-värdet och alkaliniteten, vattnets buffringsförmåga, i vattnet i Rosvik är relativt höga så borde kemikalieåtgången bli lite högre än i normalfallet. I bilaga 2 finns de beräkningar som gjordes för doseringen av de olika kemikalierna. I fällningsförsöken användes 6 stycken glasbägare med en omrörare i varje, så kallade flockulatorer. Principen för omrörarna är att de ska simulera mixningen, flockningen och sedimenteringen som sker i ett reningsverk. Tiden för de olika faserna går att ställa in för varje omrörare och de tider som användes var 15 sekunder för mixning 10 minuter för flockning och 10 minuter för sedimentering. I mixningsfasen går omrörarna på maxfart för att sedan under flockningsfasen övergå till ett lägre varvtal. Vid sedimenteringsfasen står omrörarna helt enkelt stilla under tio minuter och när tiden gått så börjar de pipa. De olika kemikalierna doserades med hjälp av pipetter med hög noggrannhet. Doseringen skedde 5 sekunder efter att omröraren startat så att den gemensamma mixningstiden kunde hålla till 10 sekunder. Anledningen till detta var att det åtgår någon sekund till att tillsätta kemikalien och mixningstiderna blev även jämnare på det sättet. När programmet för omrörarna var klart togs vattenprov ut 3 cm under vattenytan i varje bägare. Proven var på ungefär 50 ml vardera och sögs upp ur bägaren för att vattnet inte skulle röras om. I proven mättes först bara turbiditet för att en grov uppskattning av kemikaliens effektivitet skulle kunna göras. När ett värde under 3,0 uppmättes så började även fosforhalten undersökas. För att kunna bestämma vid vilken turbiditet fosfor skulle börja mätas gjordes en del fosformätningar vid lite olika turbiditet tills en grov korrektion hade tagits fram. Vid slutet av försöken när en lämplig kemikalie funnits undersöktes även BOD och aluminiumrest. 4.5 Resultat Endast turbiditeten mättes alltså efter fällning i de inledande försöken innan fosfor började analyseras. Inga data över denna parameter kommer att presenteras. Dessutom gjordes en hel del analyser av fosforhalten innan en lämplig doseringsmängd funnits vilket gav upphov till otaliga mätvärden vilka var onödiga att inkludera i rapporten. En annan sak att ha i åtanke är att inga diagram för misslyckade försök har tagits med eftersom även detta ansågs vara ointressant. Med andra ord kommer här endast diagram över fosfor och ph att presenteras för de försök som uppvisade en fosforhalt nära 0,5 mg/l. För att ha lite marginal till den högsta tillåtna utsläppsnivån så har alla beräkningar gjorts för 0,4 mg fosfor per liter. Eftersom kemikalierna doserades efter hur många mol aluminium eller järn som behövdes per mol fosfor så blev det svårt att direkt göra jämförelser mellan de olika kemikalierna med hjälp av diagram. Först ritades diagram som visar hur stor massa aluminium eller järn som 20

doserades för varje kemikalie eftersom värdena på X-axeln då blev de samma oavsett vilken kemikalie diagrammet gjordes för. Så hade det inte blivit om man satt volymen på X-axeln istället, eftersom aluminiumhalten varierar en del mellan de olika kemikalierna. Se beräkningar i bilaga 2. Genom dessa diagram ser man alltså hur många gram aluminium som behövs för att fälla fosforn i vattnet för en viss kemikalie men inte hur stor mängd kemikalie som åtgår. Därför gjordes ett till diagram för varje kemikalie som visar hur mycket kemikalie som doseras på Y- axeln och hur stor massa aluminium eller järn som doserades på X-axeln. Det går alltså att se hur mycket aluminium eller järn som behöver doseras för att uppnå fosforhalter på 0,4 mg/l i det ena diagrammet och sedan se hur mycket kemikalie som åtgår för detta i det andra. För att det inte skulle bli så mycket information i varje diagram så sattes endast ett par kemikalier in i varje. De båda flytande kemikalierna PAX-XL100 och PAX-XL621 började att jämföras med varandra, sedan de två andra flytande; PAX-221 och PAX-21 och därefter järnkloriden PIX-118. Sist jämfördes de tre fasta kemikalierna AVR, ALG och Alf-30 vilken är den som används för närvarande i Rosviks reningsverk. I bilaga 3 har det gjorts lite mer exakta beräkningar för doseringen av de kemikalier som gett de bästa resultaten i fällningsförsöken. Dessa beräkningar baseras på diagrammen om visar fosforhalten i vattnet efter fällning. Dessa diagram har förstorats upp och bifogats i bilaga 4. Beräkningarna basseras på hur stor mängd aluminium som finns i de olika kemikalierna. I bilaga 3 har även doseringen räknats om till mg/l med hjälp av densiteten för de olika kemikalierna. 4.5.1 PAX-XL100 och PAX-XL621 De första kemikalierna som började undersökas den 24 mars var PAX-XL100 och PAX- XL621. Avloppsvattnet var vid den här tidpunkten relativt tjockt eftersom snösmältningen inte hade kommit igång än och läckaget in i avloppsvattenledningarna inte var särskilt stort. I tabell 6 visas de parametrar som mättes på vattenprovet innan fällningsförsöken. Tabell 6. De olika parametrar som mättes på vattnet innan fällning. Parameter Värde Turbiditet 13,0 NTU ph 7,92 Fosfor 5,4 10-3 g/l = 1,74*10-4 mol P/l Alkalinitet 220 mg HCO - 3 /l Som synes i figur 7 a så går det åt lite mindre aluminium för PAX-XL621 än för PAX-XL100 vid högre utgående fosforhalter. När doseringen sedan ökar och fosforhalten kommer ner till 0,4 mg/l så har det åtgått ungefär lika mycket aluminium för båda och man skulle därför kunna säga att de båda kemikalierna är ganska likvärdiga. Om man då studerar figur 7 b så går det ungefär 150 µl/l eller 200 mg/l, se bilaga 3, av PAX-XL100 och ungefär 190 µl/l av PAX-XL621 vilket måste innebära att PAX-XL100 är den bästa av dessa. Detta beror dels på att halten aluminium i kemikalien dvs. den aktiva substansen, är 9,21% i XL100 medan den endast är 7,62% i XL621. Den senare innehåller även 0,8% järn som inte tagits med i beräkningen men som skulle kunna fälla en del fosfor i alla fall. 21