Utvärdering av flotationsanläggningen vid Sjölunda avloppsreningsverk i Malmö

Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Utvärdering av flotationsanläggningen vid Sjölunda avloppsreningsverk i Malmö Examensarbete av Therese Johansson December 2008

Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Lunds Universitet Water and Environmental Engineering Department of Chemical Engineering Lund University, Sweden Utvärderingen av flotationsanläggningen på Sjölunda avloppsreningsverk i Malmö Evaluation of the Dissolved Air Flotation unit at Sjölunda waste water treatment plant in Malmö Examensarbete nummer: 2008-16 av Therese Johansson Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Lunds Universitet December 2008 Handledare: Michael Ljunggren Examinator: Professor Jes la Cour Jansen Bild på framsidan: 1 1. En av bassängerna i flotationsanläggningen vid Sjölunda avloppsreningsverk i Malmö Postal address: Visiting address: Telephone: P.O Box 124 Getingevägen 60 +46 46-222 82 85 SE-221 00 Lund. +46 46-222 00 00 Sweden, Telefax: +46 46-222 45 26 Web address: www.vateknik.lth.se

Summary This master thesis is a study of the Dissolved Air Flotation (DAF) unit at Sjölunda waste water treatment plant (WWTP) in Malmö, Sweden. The aim is to find out how the treatment in the DAF unit is today, why this treatment results are achieved and if the DAF unit can be operated in a better way. The DAF unit consists of 16 basins and it s capacity is 4400 l/s. Two different types of water are treated in the DAF unit, water from the post-denitrification and water from post-sedimentation at the activated sludge basins. The capacity of the post-denitrification step is 2200 l/s and when the flow increase, the post-denitrification step is by passed. Flow exceeds 2200 l/s 5 % of the time each year. During these high flow occasions the concentrations of Phosphorus and Suspended Solids increase from the DAF unit. When comparing recommended guidelines for DAF with the unit at Sjölunda WWTP, it is recommended to recycle 6-10 % of the flow in the DAF unit. At Sjölunda WWTP there are two ways to operate the recycle flow, either 10 % of the flow in the DAF unit is always recycled or the recycle flow is set to a constant flow. Best way to operate is to recycle 10 % of the flow in the DAF unit, but at Sjölunda there is some trouble with regulating the recycle flow, so there is a constant recycle flow of 170 l/s. At high flow occasions only 4-7 % of the water is recycled and this affect the treatment results in a bad way. The turbidity was measured in the DAF unit, and at high flow occasion the turbidity were much higher in basin 9-16 compared with the others. This is probably due to the water from the sedimentation at the activated sludge basins comes to these basins. When doing jartests, it was found that the water from the sedimentation at the activated sludge basins was more difficult to flotate compared with the water from the post-denitrification flotate. It was also shown that increased recycle flow improved the particle separation. At least 20 % of the flow should be recycled in order to separate particles from the activated sludge system. To investigate if the particle separation could be improved by adding coagulant jartests with three different kinds of polyaluminium chloride and two different kinds of polymer from KEMIRA were used. Some test were made with water from a high flow occasion and best reduction of turbidity was achieved when 160 ml of PAX XL100 and 60 ml of a cationic polymer are added to each cubic metre of waste water. There is no need to add any coagulant when only the water from the post-denitrification is treated in the DAF unit because the treatment results are good. However, if the concentration of Phosphorus is too high, 80 ml of PAX XL100 can be added to each cubic metre of waste water.

Förord Detta är mitt examensarbete som avslutar mina studier vid civilingenjörsprogrammet Ekosystemteknik vid Lunds Tekniska Högskola. Examensarbetet har utförts vid Sjölunda avloppsreningsverk i Malmö och för vattenförsörjning- och avloppsteknik vid institutionen för kemiteknik vid Lunds Tekniska Högskola. Först och främst vill jag tacka min examinator Jes la Cour Jansen för kreativa idéer och dygnetrunt support. Jag vill rikta ett stort tack till min handledare Michael Ljunggren för allt engagemang, uppmuntran och support under examensarbetets gång. Ett stort tack till Ulf Nyberg och Christopher Gruvberger för all praktisk hjälp ute på Sjölunda som har gjort examensarbete möjligt att utföra. Jag vill även tack all personal ute på Sjölunda för en trevlig tid under mitt examensarbete. Ett särskilt tack till Erik och Rolf för att ni har tagit er tid att svara på alla mina jobbiga frågor. Ett jättetack till Mattias för allt du har hjälpt mig med, vilket är en hel del! Även ett tack till labbpersonalen för en trevlig tid under mina laborationer. Tack till personalen vid laboratoriet vid Bulltofta vattenverk för trevlig rundvandring och analys av litiumproverna. Ett stort tack till Anders Pålsson vid KEMIRA för allt du har lärt mig om flockning och fällningskemikalier, samt för lånet av utrustning. Tack till Gertrud och Ylva på laboratoriet på VA-teknik för hjälp med mina laborationer. Tack till Lennart Jönsson för hjälp med teorin kring mitt spårämnesförsök och nya idéer. Tack Mattias Alveteg för hjälp med användbara Matlab- och L A TEX-kommandon. Även tack till Jonas Arvidsson vid Hach Lange för lån av Solitax turbiditetsmätare Ett jättetack till min älskade Lars för att du alltid finns där för mig och för all hjälp som rör datorer och allt vad det innebär. Tack mamma och pappa för att ni är helt underbara och stöttar mig i vått och torrt! Tillsist vill jag rikta ett stort tack till alla kompisar som har stöttat mig, bjudit på mat, hjälpt till med data och bara funnits där! Lund 17 december 2008 Therese Johansson

Innehåll 1 Inledning 1 1.1 Bakgrund..................................... 1 1.2 Syfte........................................ 3 1.3 Avgränsningar................................... 3 2 Grundläggande teori kring funktionen av en flotationsanläggning 5 2.1 Kemisk fällning och flockning.......................... 5 2.2 Dispersionsvatten................................. 5 2.3 Partiklar...................................... 6 2.4 Kontaktzonen................................... 7 2.5 Separationszonen................................. 7 3 Sjölunda avloppsreningsverk 9 3.1 Processbeskrivning................................ 10 3.1.1 Rening av avloppsvatten......................... 10 3.1.2 Slamhantering.............................. 11 3.2 Beskrivning av flotationsanläggningen...................... 12 3.2.1 Teknisk beskrivning........................... 12 3.2.2 Jämförelse av flotationen på Sjölunda med designvärden........ 15 3.2.3 Utvecklings och förbättringsarbeten med flotationsanläggningen.... 16 4 Metodik för laborationsförsök 19 4.1 Försöksplan.................................... 19 4.2 Turbiditet..................................... 19 4.3 Spårämnesförsök................................. 19 4.4 Fällnings- och flotationsförsök.......................... 20 4.4.1 Beredning av polymer.......................... 21 4.4.2 Mätningar av suspenderade ämne och total fosfor............ 21 5 Resultat av försök 23 5.1 Turbiditetsmätningar i flotationsanläggningens bassänger............ 23 5.2 Spårämnesförsök................................. 25 5.3 Är både vattnet från efterdenitrifikationen och aktivslamblocket bra att flotera? 25 5.4 Mängden dispersionsvattens påverkan av flotationen............... 26 5.5 Trycket på dispersionsvattnets påverkan på turbiditeten............. 28 5.6 Fällningsförsök vid högflöde........................... 29 5.7 Fällningsförsök på vatten från denitrifikationen................. 31 5.8 Fällningskemikaliers inverkan på reduktion av fosfor och suspenderade ämnen. 32 6 Diskussion 35 7 Slutsats 37 8 Förslag på fortsatta studier 39 9 Referenser 41 A Appendix 43

1 Inledning 1.1 Bakgrund Flotation är en teknik som går ut på att separerar partiklar från vattenfasen med hjälp av luftbubblor. De första flotationsanläggningarna byggdes i början på 1900-talet och användes i gruvindustrin och har sedan dess använts inom en rad andra områden, som till exempel vid avskiljning av trycksvärta från tidningspapper, vid dricksvattenrening och vid rening av avloppsvatten (Edzwald, 1995). Flotation är en separationsprocess som lämpar sig väl för att avskilja lätta partiklar. Sjölunda avloppsreningsverk i Malmö är ett reningsverk där flotationsanläggningen är en del av en efterfällningsanläggning. Redan när flotationsanläggningen uppfördes 1979 uppstod problem med anläggningen då den inte fungerade riktig som den skulle. En rad försök har utförts på anläggningen för att förbättra den, något som har resulterat i att de 16 bassänger som finns i anläggningen ser olika ut. Flotationsanläggningen fick från början ta hand om om två olika vattentyper. Ena vattentypen var vatten från biobäddarna och den andra var vatten från aktivslamblocket (som består av aktivslambassänger och efterföljande sedimentering). Vid ombyggnation av Sjölunda 1998 fick flotationsanläggningen ta emot en ny typ av vatten från efterdenitrifikationen i stället för biobäddarna. Kapaciteten för flotationsanläggningen är dubbelt så stor som för efterdenitrifikationen och när flödet överskrider denitrifikationens kapacitet kommer det även in vatten från aktivslamblocket i flotationen. Vid regnväder brukar flödet in till Sjölunda öka eftersom stora delar av ledningsnätet består av kombinerade ledningar. Detta resulterar i att reningen i flotationen inte fungerar optimalt. Sjölunda har ett reningskrav för fosfor på 0,3 mg P/l och eftersträvar att inte släppa ut mer än 10 mg/l suspenderade ämnen. I figur 1 visas dygnsmedelkoncentrationerna av suspenderade ämnen och total fosfor ut från flotationen mot dygnsmedelflödet in till flotationen. Som ses i figuren inträffar de höga koncentrationerna av suspenderade ämnen och totalfosfor när dygnsmedelflödet är över 1000 l/s in till flotationen. Under årens lopp har ett antal försök gjorts för att förbättra partikelavskiljningen i flotationsanläggningen, dock har en del försök varit dåligt dokumenterade. De dokument som har skrivits under 2000-talet om flotationsanläggningen finns bifogade i appendix. De flesta dokumenten handlade om fällningsförsök i både labbskala och fullskala. 1

Figur 1: I den översta figuren visas dygnsmedelkoncentrationen av suspenderade ämnen ut från flotationen mot dygnsmedelflödet in till flotationen. I den understa figuren visas dygnsmedelkoncentrationen av total fosfor mot dygnsmedelflödet in till flotationen. 2

1.2 Syfte Syftet med detta examensarbete är att utvärdera flotationsanläggningen på Sjölunda samt hitta förslag till att förbättra dess partikelavskiljning. Utvärderingen kommer att ske genom följande frågeställningar: Hur fungerar flotationsanläggningen idag, och varför fungerar den som den gör? Hur ska anläggningen styras så att en bra partikelseparation uppnås? 1.3 Avgränsningar I första hand är det partikelavskiljningen som har studerats i detta examensarbete. Fällningskemikalierna som har testas är begränsade till PAX XL100, PAX XL360 och PAX 15 samt polymererna C-494 och A-130 från KEMIRA. För att mäta partikelavskiljningen har turbiditeten använts som parameter då det är en snabb och enkel metod att använda. 3

4

2 Grundläggande teori kring funktionen av en flotationsanläggning I figur 2 visas en principskiss över de olika delarna i flotationsanläggning med flockning. Hur de olika delarna fungerar presenteras nedanför. Haarhoff och Van Vuurens A South African Design Guide for Dissolved Air Flotation, (1993), ligger till grund för detta kapitel om inget annat anges. Figur 2: Principskiss över hur en flotationsanläggning är uppbyggd. 2.1 Kemisk fällning och flockning För att förbättra partikelavskiljningen vid flotation kan kemikalier tillsättas innan flotationsbassängen. Kemikalierna kan ändra på partiklarnas laddningar och andra egenskaper och på så sätt få dem att lättare bilda flockar. Oftast är det två olika typer av kemikalier som används, fällningskemikalier och flockningskemikalier. De vanligaste fällningskemikalierna innehåller järn eller aluminium och doseras som klorid- eller sulfat-salter. Den vanligaste flockningskemikalien är polymer, långa kolkedjor, som används för att skapa större och mer hållbara flockar. Hur mycket kemikalier som ska doseras brukar bestämmas genom labbskaleförsök. Flockningstiden för ytvatten bör vara 4-15 minuter och antas vara samma för avloppsvatten, men flockningstiden kan variera beroende på vilken typ av vatten som flockas. Flockningstiden kan även variera för samma typ av vatten. Det viktiga är att flockarna hinner att växa till under flockningstiden. 2.2 Dispersionsvatten Dispersionsvatten är vatten som blandats med luft under högt tryck i ett dispersionskärl. När vattnet tillsätts i kontaktzonen minskar trycket och små luftbubblor frigörs. Vanligtvis brukar en del av vattnet som lämnar flotationsanläggningen recirkuleras och trycksättas i ett dispersionskärl. Det finns två olika typer av dispersionskärl, packade och opackade. Packade kärl är fyllda med packningsmaterial, som till exempel små plastbitar som ska hjälpa flödet att fördela sig mer jämt. Opackade dispersionskärl saknar packningsmaterial och rekommenderas 5

om utgående vatten från slutet på flotationsbassängen används som dispersionsvatten. Trycket i ett dispersionskärl rekommenderas att vara mellan 3 och 6 bar. Av vattnet som lämnar flotationsanläggningen är det lämpligt att 6-10 % recirkuleras. När dispersionsvattnet lämnar dispersionskärlet frigörs små luftbubblor som ska fästa på partiklarna i vattnet och föra upp dem till ytan. För att få en bra flotation behövs det ett överskott av luftbubblor i förhållande till antalet partiklar som finns i vattnet, eftersom det inte är säkert att alla luftbubblor kolliderar med partiklarna. Ibland kan en luftbubbla stiga upp till ytan utan att träffa en partikel. Om luftbubblorna kolliderar med varandra så reduceras antalet luftbubblor. I vissa fall kan luftbubblorna lossna från partiklarna och inte träffa någon ny partikel. Därför är det viktigt att säkerställa att tillgången på luftbubblor är god. Generellt styr halten av suspenderade ämnen i vattnet in till flotationen hur mycket luft som behövs. En hög halt av suspenderade ämnen kan öka effektiviteten då chansen för luftbubblorna att hitta en partikel att fästa vid ökar. För att undvika att antalet luftbubblor reduceras genom ihopslagning är det viktigt att eftersträva att alla luftbubblor är av samma storlek. När luftbubblorna är lika stora kommer de ha samma stighastighet och då minskar risken för kollision. I en flotationsanläggning kommer luftbubblorna vara olika stora, men medeldiametern ligger runt 40-110 µm. Små luftbubblor är att föredra framför stora luftbubblor, eftersom ju mindre luftbubblorna är, desto långsammare stiger de och desto mindre hydrauliska störningar blir det. Dock får bubblorna inte bli för små då stighastigheten blir för låga. Ju långsammare bubblorna stiger, desto längre tid har de på sig att fästa sig till partiklarna. Är bubblorna stora finns det risk för att de lossnar från partiklar som de redan fäst till. Det går även att skapa fler småbubbor jämfört med stora på samma mängd luft då en sfärisk luftbubbla med diametern 2 mm innehåller samma luftvolym som 64 000 sfäriska luftbubblor med diametern 50 µm. 2.3 Partiklar För att flotationen ska fungera optimalt behöver partiklarna som kommer in i flotationen vara av en viss storlek. Den optimala partikelstorleken utgörs av två kritiska gränser som är beroende av densiteten. Ena gränsen utgörs av den maximala partikelstorleken och om en partikel är större än denna kommer partiklen vara för tung eller för stor för att floteras. Partiklen kommer då att sedimentera istället för att floteras. Andra gränsen utgörs av den minimala partikelstorleken. Om en partikel är mindre än denna kommer den att följa med vattnet ut utan att floteras. Partikelstorleken kan variera mycket beroende på vilken typ av vatten som floteras. Det är inte bara storleken på partiklarna som är av betydelse, utan även deras laddning och hydrofoba egenskaper är viktiga. Nästan alla partiklar som finns i vattnet brukar vara negativt laddade. Detta medför att de repellerar varandra. När fällningskemikalier tillsätts så minskar den negativa laddningen och partiklarna kan lättare bilda aggregat. Då luftbubblorna ska fästa vid partiklarna bör partiklarna var hydrofoba eller ha en hydrofob yta. Vissa partiklar kan bli mer hydrofoba när den negativa laddningen minskar (Edzwald, 1995). 6

2.4 Kontaktzonen Kontaktzonen är den första av två zoner i en flotationsbassäng och här ska partiklarna i vattnet som kommer in till flotationsbassängen blandas med luftbubblorna i dispersionsvattnet och bilda aggregat som sedan flyter upp till ytan. Aggregat kan bildas på fyra olika sätt: 1. Adhesion innebär att luftbubblornar fäster vid partiklarna när de kolliderar. Detta scenario kommer troligen ske då partikelstorleken är liten, runt cirka 20 µm och bubbelstorleken är cirka 40 µm. 2. Partiklarna i vattnet är mycket större än luftbubblorna. Om partiklarna är cirka 200 µm och luftbubblorna cirka 40 µm och partiklarna har en ojämn yta kommer luftbubblorna fastna på partiklen. Om det finns flockar i vattnet och dessa är stora med mycket hålrum kan luftbubblorna fastna inne i dessa, och bli insnärjda i partiklarna. 3. Flocken går sönder och omformas i kontaktzonen eller om det kommer in luft i aggregaten innan de är färdigbildade. 4. Bubblorna växer till på en partikelflock, en flock där partikeln utgör en kärna för flockbildning. Gällande utformningen av kontaktzonen är det viktigt att den är väl avgränsad från nästa zon, separationszonen. Detta kan göras med hjälp av en kontaktzonsvägg. Det är även viktigt att undvika skarpa kanter och ytor som kan förstöra de aggregat som har bildats. För att få en tillfredsställande aggregatbildning krävs det att vattnet in till flotationen blandas ordentligt med dispersionsvattnet samt att partiklarna och luftbubblorna är av rätt storlek. 2.5 Separationszonen Aggregaten som bildas i kontaktzonen flyter upp till ytan i separationszonen där de bildar ett flytslam. Det finns två olika sätt att avskilja slammet från vattnet, spolning eller skrapning. Genom att spola av slammet blir det utgående vattnet renare, men själva slammet blir utspätt. När slammet skrapas av blir det tjockare och lättare att avvattna. Den hydrauliska belastningen i separationszonen bör vara runt 5-11 m/h. Tvärsnittsflödet genom separationszonen bör vara 20-100 m/h. Bassängdjupet kan variera från 1,5 till 3 m. 7

8

3 Sjölunda avloppsreningsverk Beskrivningen av hur processen på Sjölunda fungerar är i första hand baserat på driftinstruktioner som finns för verket och i andra hand efter personlig kommunikation med processingenjörer och driftpersonal och tillsist miljörapporter från 1990-2008 om inget annat anges. I figur 3 visas en processbild över Sjölunda. Processen beskrivs i avsnitt 3.1 Figur 3: Förenklad processbild av Sjölunda avloppsreningsverk. Sjölunda avloppsreningsverk uppfördes 1963 och är beläget vid oljehamnen i norra Malmö. Verket har därefter byggts ut i olika etapper 1970, 1979, 1998 och 2006-2007. Åren 1979 och 1998 ändrades utsläppskraven varpå utbyggnad blev nödvändig. Vid utbyggnaden 1979 byggdes flotationsanläggningen. Sista utbyggnaden omfattar en bräddvattenanläggning. Sjölunda är dimensionerad för att ta emot ett maxflöde på 4400 l/s. Ungefär 295000 personer var anslutna till avloppsnätet år 2007, då Sjölunda i snitt tog emot 122000 m 3 /d, vilket motsvarar 1410 l/s. BOD 7 -belastningen på verket var i snitt 22040 kg/d, fosforbelastningen i snitt 600 kg/d och kvävebelastningen 4000 kg/d. Den parameter som flotationen påverkar i första hand är fosforn och om flotationen fungerar bra ska riktvärdet för fosfor inte vara några problem att klara av. Utsläppskraven jämfört med uppnådd rening år 2007 visas i tabell 1. Tabell 1: Utsläppskrav och uppmätta medelvärdena för 2007 BOD 7 Tot-P Tot-N mg/l mg/l mg/l Utsläppskrav 12 0,3 10 riktvärde riktvärde riktmedelvärde månadsmedelvärde månadsmedelvärde årsmedelvärde Uppmätta medelvärden för år 2007 9,5 0,3 10 9

3.1 Processbeskrivning 3.1.1 Rening av avloppsvatten Det första steget i reningsprocessen på Sjölunda är ett rensgaller. Vattnet renas mekaniskt av fyra stycken rensgaller med spaltvidden 3 mm. Renset transporteras bort med hjälp av en skruv för avvattning innan det hamnar i en container. Det avvattnade renset skickas till förbränning. Efter rensgallerna delas vattnet upp på två linjer. Det finns även möjlighet att brädda vid rensgallerna. I båda linjerna leds vattnet igenom både sandfång och förluftning. Innan förluftningen doseras järnsulfat i form av Kemwater COP, ett tvåvärt järn som ska oxideras till ett trevärt järn i förluftningen. Även överskottsslam från aktivslamanläggningen ska återluftas i förluftningen. Linjerna får slam från aktivslambassängerna på respektive linje. I varje linje finns fyra cirkulära försedimenteringsbassänger. Sedimenteringsbassängerna är grupperade två och två med med en gemensam slambrunn. Primärslammet pumpas vidare till slamförtjockningen. De åtta försedimenteringsbassängerna har en total yta på 5600 m 2 och en total volym på 7900 m 3. Vattnet från från första linjen leds vidare till ett aktivslamblock bestående av aktivslambassänger och efterföljande sedimenteringsbassänger. I aktivslamblocket finns tre parallella aktivslambassänger, för BOD 7 -avskiljning. Luftningen sker med hjälp av blåsmaskiner, tre stycken i varje bassäng. I två bassänger finns fem zoner i vardera bassäng där de två första zonerna kan köras som anaeroba. Den sista bassängen har åtta zoner, och två omblandningskammare där de fyra första zonerna kan köras som anaeroba. Tillsammans har aktivslambassängerna en luftningsvolym på 9900 m 3. Luftningen efterföljs av eftersedimentering. Varje block har fyra sedimenteringsbassänger. Den totala ytan på eftersedimenteringen är 2800 m 2 och den totala volymen är 10700 m 3. Slammet som bildas pumpas antingen tillbaka som returslam till början av luftningsbassängerna eller som överskottsslam till förluftningen i början av linjen. Vattnet från den andra linjen leds via fyra snäckpumpar till det andra aktivslamblocket som är uppdelad på tre jämnstora linjer med en total volym på 10000 m 3. Varje linje är uppdelad i fyra zoner och den första av zonerna är alltid anaerob eller anoxisk. I hela blocket finns tre blåsmaskiner. Efter luftningen leds vattnet vidare till eftersedimenteringsbassänger. Det finns fjorton stycken bassänger med den totala arean 3270 m 2 och den totala volymen 11700 m 3. Slammet pumpas antingen i retur tillbaka till snäckpumparna eller som överskottslam till förluftningen i början av linjen. Vattnet från de båda aktivslamblocken blandas i en pumpstation innan det pumpas upp till fyra biobäddar. Bärarmaterialet i biobäddarna består av korrugerad plast av typen Munthers plasdek. Vattnet fördelas ut jämt över biobäddarna med hjälp av spridararmar. För att minska behovet av kolkälla recirkuleras vatten från biobäddarna in till de anaeroba zonerna i det andra aktivslamblocket. Från biobäddarna pumpas vattnet via en pumpstation upp till efterdenitrifikationen. Där fördelas vattnet på sex linjer med två bassänger i varje linje. Varje bassäng är fylld med kaldnesbärare av typen K1. Efter varje bassäng finns en sil så att bärarna inte sköljs ut. För att bärarna ska vara omblandade finns det sex stycken omrörare i varje linje som arbetar konstant. 10

För att processen ska fungera tillsätts en kolkälla i form av metanol. Den total volymen för efterdenitrifikationsbassängerna är 6300 m 3 där bärarmaterialet utgör en volym på 3150 m 3. Efterdenitrifikationen är dimensionerad för att klara av ett flöde på 2200 l/s. Då flödet överskrider 2200 l/s bräddas vatten från från det första aktivslamblocket direkt bort till flotationen. Vattnet från efterdenitrifikationen leds till flotationen via självfall. Då flödet överskrider 2200 l/s startar snäckpumparna in till flotationen och tar vattnet som kommer från aktivslamblocket. Vattnet delas upp i två kanaler för att sedan spridas ut till de 16 flockningsoch flotationsbassänger som finns i anläggningen. I mätrännan kan fällningskemikalien PAX XL100 doseras för att öka fosfor och partikelavskiljningen. Flockningsbassängerna har en total volym på 3960 m 3 och varje bassäng är indelad i två delar med totalt fyra omrörare som alla har en långsam omrörningshastighet. När vattnet har renats i flotationen släpps det ut i Öresund via två stycken ledningar som är cirka 3 km långa. Vid högflöde eller om nivån i Öresund är hög måste vattnet pumpas ut, annars rinner det med självfall. Då det är mycket flöde in till verket går en del av flödet in till bräddvattenmagasinet, som mest 3600 l/s, i stället för att gå in genom gallerna. Bräddvattenmagasinet består av två bassänger på 5000 m 3 respektive 7000 m 3. Innan vattnet leds in i den första bassängen renas det mekaniskt med renssilar. När den första bassängen är full leds vattnet över till den andra bassängen. I inloppet till bassäng 2 kan fällningskemikalier och polymer tillsättas. Bassäng 2 är en sedimentationsbassäng med lameller. Det renade vattnet från bassäng 2 släpps ut direkt i utloppskanalen. 3.1.2 Slamhantering Primärslammet från försedimenteringsbassängerna blandas och passerar en slamsil, ett fingaller med spaltvidden 2 mm. Därefter förtjockas det i gravitationsförtjockare. Det förtjockade slammet leds vidare till rötkammrarna medan ytvattnet återförs till verket innan sandfången i de båda linjerna. Ytslammet och bottenslammet från flotationen samt en del överkottsslammet från aktivslambassängerna som inte pumpas till förluftningen leds till en silbandsförtjockare. Där avvattnas slammet på en 2 m bred silduk. Om det blir problem med silbandspressen pumpas slammet tillbaka till slamåterluftningen i den andra linjen. Det förtjockade slammet rötas sedan i sex stycken rötkammare som drivs seriekopplade två och två och håller en temperatur på 35 C. Därefter kan slammet mellanlagras i en slamtank innan det avvattnas med en centrifug. Polymer tillsätts för att förbättra slamavvattningen. Rejektvattnet från centrifugen behandlas i en SBR-reaktor (sekvensiell satsvis reaktor). Efter luftning får vattnet sedimenteras innan det leds till det första aktivslamblocket. 11

3.2 Beskrivning av flotationsanläggningen 3.2.1 Teknisk beskrivning Flotationsanläggningen på Sjölunda har 16 flotationsbassänger med tillhörande flockningsbassänger. Bassängerna är uppdelade på två block med åtta bassänger till varje block. Måtten på bassängerna kan ses i tabell 2. Tabell 2: Måtten i flotationsbassängerna på Sjölunda Bredd 7,5 m Längd kontaktzon 1,1 m Djup kontakzon 4,4 m Längd separationszon 17,7 m Djup separationszon 2,75 m På botten av flotationsbassängen finns en bottenslamskrapa som har 10 skrapblad som skrapar ner slammet i bottenslamfickan. På ytan finns en ytslamskrapa med 14 skrapblad som skrapar ner slammet i en ränna. I slutet av separationszonen sitter en vägg som vattnet måste rinna under innan det kan släppas ut genom ett överfall. I figur 4 visas hur bassängerna är numrerade i flotationsanläggningen på Sjölunda. Bassäng 3, 4, 13, 14, 15 och 16 har kontaktzonsväggar. Till varje bassäng finns ett opackat dispersionskärl. Mängden dispersionsvatten som ska tillsättas styrs av flödet och målet är att 10 % av flödet som lämnar flotationen ska recirkuleras som dispersionsvatten. Dock har problem med den flödesstyrda regleringen gjort att dispersionsflödet till varje bassäng varit låst på 10,5 l/s. Alla bassänger har sex stycken ställen där dispersionsvattnet kommer in i kontaktzonen, men bassäng 7 är ombyggd och där finns endast två stycken ställen där dispersionsvattnet kommer in i kontaktzonen. Figur 4: Numrering av bassängerna i flotationsanläggningen på Sjölunda sett ovanifrån. I tabell 3 visas måtten för en flockningsbassäng i flotationen. I mitten på flockningsbassängen finns två väggar som vattnet ska rinna under och över, då flockningsbassängen består av två flockningskammare. I varje flockningsbassäng finns fyra stycken grindomrörare som långsamt rör om i vattnet. 12

Tabell 3: Måtten för en flockningsbassäng på Sjölunda. Bredd 7,4 m Längd 7,4 m Djup 5 m I figur 5 visas en modell över inloppet i flotationen där flödena från efterdenitrifikationen och aktivslamblocket möts. Genom ett 113 meter långt rör leds vattnet från efterdenitrifikationen in på drygt 3 meters djup i flotationsanläggningen. Vattnet från aktivslamblocket kan komma in genom två luckor på 0,8 meters djup där det ska blanda sig med vattnet från efterdenitrifikationen vid högflöde. Via två kanaler som är ungefär 25 meter långa delar vattnet upp sig på de två blocken. Ungefär lika mycket vatten kommer in i varje kanal. I slutet av kanalen finns en mätränna där flödesmätningen sker. Efter mätrännan kan fällningskemikalier doseras vid behov. Figur 5: Inloppet till flotationsanläggningen. I figur 6 visas ett varaktighetsdiagram över hur stor del av tiden ett visst flöde inträffar. Diagrammet är baserat på flödesmätningar med intervall på sex minuter under 2006 och 2007. Hur flödet sedan fördelar sig på de två blocken under 2007 kan ses i figur 7. Anmärkningsvärt är att endast 5 % av tiden överskreds flödet 2200 l/s in till flotationen enligt figur 6 och det är detta höga flöde som ger höga värden av suspenderade ämnen och fosfor ut från flotationen som sågs i figur 1. 13

Figur 6: Varaktighetsdiagram över flödet in till flotationsanläggningen baserat på flödesmätningar under 2006 och 2007 Figur 7: Flödesfördelningen in till de båda blocken under 2007. 14

3.2.2 Jämförelse av flotationen på Sjölunda med designvärden För att se hur väl flotationsanläggningen på Sjölunda stämmer överens med designkriterierna för flotation som nämndes i kapitel 2 jämförs de olika parametrarna. Som minsta flöde in till flotationsanläggningen väljes 400 l/s vilket motsvar 25 l/s i varje bassäng. Maximalt kommer det in 4400 l/s som motsvarar 275 l/s i varje bassäng. Uppehållstiden, HRT, i en bassäng beräknas enligt ekvation 1 där V bassäng är volymen på bassängen och Q bassäng är flödet in till bassängen. HRT = V bassäng Q bassäng (1) Ytbelastningen, HRL, i en bassäng beräknas enligt ekvation 2 där A yta är ytarean i separationszonen. HRL = Q bassäng A yta (2) Andel recirkulerat flöde, re beräknas enligt ekvation 3 där Q disp är dispersionsflödet i en bassäng. re = Q disp (3) Q bassäng Tvärsnittsflödet, v, i separationszonen beräknas enligt ekvation 4 där A tvär är tvärsnittsarean i separationszonen. v = Q bassäng A tvär (4) I tabell 4 visas en jämförelse mellan designkriterierna i kapitel 2 och de faktiska förhållandena i flotationsanläggningen på Sjölunda. Ju högre flödet i flotationen är, desto mindre blir både flockningstiden och andelen vatten som recirkuleras (om dispersionsflödet in till varje bassäng är konstant). Flockningstiden är fortfarande över rekommenderat värde vid maxflöde men andelen flöde som recirkuleras blir under det rekommenderade, vilket kan leda till att det blir för lite dispersionsvatten för att får en tillfredsställdande flotation. Den hydrauliska belastningen och tvärsnittsflödet ökar med ökat flöde, men ligger inom rekommenderade värden även vid högflöde. Jämförelsen visar att flotationsanläggningen är designad inom rekommenderade designvärden, utom för andelen recirkulerat flöde när den frekvensstyrda pumpen somreglerar recirkulationsflödet inte fungerar. Den lägre ytbelastningen gör att aggregaten får längre tid på sig att stiga till ytan, vilket kan öka partikelseparationen. Att även flockningstiden är längre påverkar bara på ett positivt sätt. Om det tillsätts en konstant mängd dispersionsvatten till varje bassäng kommer detta påverka flotationsanläggningen på ett dåligt sätt då det inte blir för lite dispersionsvatten i kontaktzonen enligt designguiden. 15

Tabell 4: Jämförelse mellan designvärden och de faktiska förhållandena i flotationsanläggningen på Sjölunda. Designvärden Sjölunda Flockningstid 4-15 min 16 min - 3 h Andel av flödet som 6-10 % 3,8-42 % recirkuleras 10 % om frekvespumpen fungerar Hydraulisk belastning 5-11 m/h 0,7-7 m/h i separationszonen Tvärsnittsflödet i 20-100 m/h 4,4-48 m/h separationszonen 3.2.3 Utvecklings och förbättringsarbeten med flotationsanläggningen År 1975 bestod Sjölundas reningssteg av mekanisk rening i form av galler, luftat sandfång och försedimentering samt en biologisk rening i form av aktivslamanläggning med efterföljande sedimentering, men nya reningskrav på 90 % reduktion av fosfor och BOD 7 resulterade i att utbyggnad av verket behövdes. Det som behövdes byggas till var biologisk rening med biobäddar samt en efterfällningsanläggning och Lunds Tekniska Högskola fick i uppdrag att undersöka vilka möjligheter som fanns (Särner, 1976). Andersson (1976) fick i uppdrag att hitta den mest lämpade efterfällningsmetoden av sedimentering, lamellsedimentering och flotation. Som efterfällningskemikalier valdes AVR (järnhaltig aluminiumsulfat) och järnklorid och vid flockning visade det sig att de partiklarna som bildades hade en stor fasgränsyta som lämpade sig för flotation. Andersson gjorde många olika försök där han varierade olika parametrar för att bygga upp empiriska modeller. När han gjorde sina flotationsförsök utgick han från en ytbelastning på 4,0 m/h och en recirkulationsgrad på 15 %. Den inkommande mängd suspenderade ämnen var 30 mg/l (även för de andra anläggningarna) och doseringen av både AVR och järnklorid var 170 mg/l. Med dessa värden blev den utgående mängd suspenderade ämnen 10,9 mg/l vid fällning med järnklorid och 7,1 mg/l vid fällning av AVR. Andersson kom fram till att en ökning av ytbelastningen inte påverkade den utgående koncentrationen av suspenderade ämnen. Genom att öka dispersionsflödet och kemikaliedoseringen minskade den utgående koncentrationen av suspenderade ämnen. Både vid sedimentering och lamellsedimentering ökade den utgående koncentrationen av suspenderade ämnen vid ökad ytbelastning varpå flotationen blev den efterfällningsanläggning som byggdes, se figur 8. 16

Figur 8: Presentation av valet för flotationsanläggning vid Sjölunda. Vid jämförelse mellan Anderssons ytbelastning på 4,0 m/h och det rekommenderade designvärdet på 5-10 m/h så borde ytbelastningen på Anderssons pilotanläggning eventuellt vara större. Recirkulationsgraden vid Anderssons försök var högre än designvärdet på 6-10 %. I början av 1990-talet var det problem med att flotera vattnet från biobäddarna vilket resulterade i en medelmängd suspenderade ämnen ut ur flotationen på 20 mg/l jämfört med önskade 10 mg/l. Byte av fällningskemikalie från AVR till PAX XL60 (polyaluminiumklorid) under 1995 ledde till att koncentrationerna av suspenderade ämnen minskade och även tungmetallshalterna i avloppsslammet minskade. Åren 1997-1998 utökades kvävereningssteget med en efterdenitrifikationsanläggning och vattnet från anläggningen behandlas i flotationen. När flödet överskrider 2200 l/s, maxkapaciteten för efter-denitrifikationen, förbileds vatten från aktivslamblocket direkt in till flotationen. Mellan 1999 och 2006 byttes samtliga skrapor ut till plastskrapor istället för stålskrapor och dispersionsventilerna till varje bassäng rengjordes. Under 1998 stängdes doseringen av fällningskemikalier och polymer ner och återupptogs inte förrän år 2006, med ett kort undantag 1999. Under 2006 gjordes försök med olika fällningskemikalier på vattnet från denitrifikationen vilket resulterade i att PAX XL60 byttes ut mot PAX XL100 (polyaluminiumklorid)(miljörapporter, 1990-2008). Under sommaren 2007 gjordes en undersökning av driften av flotationsanläggningen med tyngdpunkten på hur skraptiden påverkar reningsresultatet. Hur länge skraporna var igång tycktes inte påverka resultatet genom jämförelse mellan block 1 och block 2 där skraptiderna är 10 respektive minuter 7. Det påvisades dock att mängden suspenderaande ämnen ökade då skraporna var igång och koncentrationen av suspenderade ämnen stabiliserades igen efter 30 minuter (Magnusson och Moberg, 2007). 17

18

4 Metodik för laborationsförsök Syftet med experimenten är att undersöka hur partikelavskiljningen i flotationsanläggningen på Sjölunda fungerar vid hög- och lågflöde, samt att undersöka om partikelavskiljningen kan bli bättre vid tillsats av fällningskemikalier. 4.1 Försöksplan Försöken redovisas nedan: För att undersöka hur flödet påverkar partikelavskiljningen i flotationsanläggningen, utförs turbiditetsmätningar vid både hög- och lågflöde. Turbiditeten tas på både vatten som kommer in i flotationsanläggningen samt på utgående vatten från varje bassäng. På så sätt kan även eventuella skillnader på bassängerna upptäckas. Vid ett högflödestillfälle tas även prov på suspenderade ämnen, både på vatten som kommer in i flotationsanläggningen och utgående vatten i några bassänger. För att undersöka hur vatten från aktivslamblocket blandar sig med vattnet från efterdenitrifikationen görs ett spårämnesförsök där spårämnet litium tillsätts i vattnet från efterdenitrifiktationen och mäts i de båda kanalerna in till varje block. För att undersöka hur väl lämpade vattnen från aktivslamblocket respektive efterdenitrifikationen är för flotation utförs flotationstest där både mängden dispersionsvatten och trycket på dispersionsvattnet varierar. För att undersöka om partikelavskiljningen kan bli bättre vid tillsatts av fällningskemikalier gör fällningsförsök på vatten in till flotationen vid högflöde och lågflöde. 4.2 Turbiditet Turbiditeten mättes med hjälp av en portabel turbiditetsmätare, Hach Lange 2100P, se figur 9. Provet hälldes i en kyvett som fylldes upp till ett vitt streck (15 ml), se figur 9. Därefter torkades kyvetten av och sattes i turbidimetern. Vid avläsning skickas vitt ljus via en lins och förhållandet mellan två ljusdetektorer beräknas. Två ljusdetektorer kompenserar för förändringar av ljuselektrodens ljusstyrka och minskar störningar av ströljus, vilket ökar mätnoggrannheten och gör att turbidimetern inte behöver kalibreras så ofta. Mätnoggrannheten för turbidimetern är ±2 % plus ströljus (<0,02 NTU). Mätområdet för turbidimetern är 0-1000 NTU (Hach Company, 2004). 4.3 Spårämnesförsök Som spårämne användes litium i form av litiumklorid som i förväg lösts upp i vatten. Vid högflöde doserades lösningen med litiumklorid momentant i slutet av efterdenitrifikationen. Via mobiltelefonkontakt kunde provtagningen inne i flotationen påbörjas då litiumkloriden doserades. Därefter togs prov var 10:e sekund i kanalerna som leder vattnet till de båda blocken. Två personer skötte provtagningen och en person sa till när proven skulle tas. Prov togs även på vattnet innan försöket startade för att få fram bakgrundskoncentrationen av litium samt på litiumkloridlösningen för att fastställa hur mycket litium som doserats. Litiumproverna skickades sedan till laboratoriet vid Bulltofta vattenreningsverk för analys de 19

Figur 9: Turbidimetern som användes vid turbiditesmätningarna. analyserades med atomabsorbtionsteknik med flammetoden där acytylen brinner med luft. Litiumkoncentrationen mättes sedan på instrumentet perkin elmer AAS-300 (Zachowski, 2008). 4.4 Fällnings- och flotationsförsök För att undersöka hur partikelavskiljningen blir vid flotation gjordes flotationsförsök med och utan fällningskemikalier. De fällningskemikalier som testades var tre olika aluminiumkloridsalter från KEMIRA; PAX XL100, PAX XL360 och PAX 15. Den fällningskemikalie som används i flotationsanläggningen idag är PAX XL100. Fällningskemikalierna PAX XL360 och PAX 15 rekommenderades av Pålsson (2008). I PAX XL360 finns även organisk polymer. Även två olika sorters polymer testades, en katjonisk polyakrylamid C-949 och en anjonisk polyakrylamid A-130. Båda polymeren har en hög molekylvikt. I tabell 5 visas hur mycket aluminium som fällningskemikalierna innehåller, densiteten på fällningskemikalierna samt en uträkning på hur många mg aluminium som går på 1 ml PAX. Även priset på de olika produkterna visas i tabell 5. Mer information om de olika kemikalierna finns i produktbladen som återfinns i appendix. Tabell 5: Pris på fällningskemikalier och polymer, samt aluminiuminnehållet i fällningskemikalierna. Fällningskemikalie/ Vikt% Al Densitet mgal/ml PAX Pris polymer (g/cm 3 ) PAX XL360 6,9 1,29 89 1650 kr/ton PAX XL100 9,1 1,38 126 1550 kr/ton PAX 15 7,6 1,30 99 1375 kr/ton C-494 27 kr/kg A-130 23 kr/kg Vid fällningsförsöken har 1, 2, 5, 10, 15 och 20 mg Al/l doserats. För att beräkna mängden PAX som ska doseras används ekvation 5. ml P AX = mängd Al(mg/l) provvolym(l) mgal/ml P AX (5) Försöken utfördes i enlitersbägare och vid fällningsförsök användes även flockningsutrustning 20

Flocculator 2000 från KEMIRA KEMWATER där tiden för inblandning, omrörning och sedimentering ställdes in. Vid fällningsförsöken startade först snabbinblandningen och därefter doserades fällningskemikalien. Snabbinblandningen var igång i 11 sekunder, därefter tog långsaminblandningen vid i 10 minuter. Vid de försök där polymer användes, doserades polymeren i provet efter cirka 5 minuters långsaminblandning. Efter omrörningen tillsattes dispersionsvattnet med hjälp av en dispersionsspruta, som ses i figur 10. Luften till dispersionssprutan fylldes på med hjälp av ett pumpmunstycke som var monterat till ett luftuttag. På dispersionsklockan fanns en tryckluftsmätare som mätte trycket inne i klockan. Som dispersionsvatten användes kranvatten som mättes upp innan och efter dosering för att se hur mycket vatten som tillsattes. Trycket i dispersionsklockan var runt 5 bar för att efterlikna trycket i dispersionskärlen ute i flotationsanläggningen. Mängden dispersionsvatten som tillsattes motsvarade cirka 10 % recirkulation, vilket är så mycket dispersionsvatten som tillsätts flotationsanläggningen om recirkulationen är flödesstyrd (vilket eftersträvas). Efter tillsats av dispersionsvatten fick provet flotera i 10 minuter. Prov togs ut med hjälp av en slang eller en pipett. Slangen var antingen fasttejpad på en bägare så prov kunde tas från botten med hjälp av en spruta eller så stacks slangen ner när provet floterat klart och prov togs ut. När prov togs ut med pipett stacks pippetten ned under slamtäcket och prov samlades in. Figur 10: Dispersionssprutan som användes vid flotationsförsöken. 4.4.1 Beredning av polymer Vid labbskaleförsöken användes en 0,05 % polymerlösning. Lösningen blandades genom att 0,5 gram polymerpulver löstes upp i 99,5 gram destillerat vatten under kraftig omrörning. Därefter fick lösningen stå i cirka 1 timme för att mogna (efter instruktioner av Pålsson, 2008). 4.4.2 Mätningar av suspenderade ämne och total fosfor Mätningarna av suspenderat material utfördes enligt standarden SS-EN 872. Vid mätning av suspenderat material filtrerades en känd mängd prov på ett filterpapper av känd vikt. Filterpappret torkades sedan i 105 C i en timme innan det vägdes och susphalten kunde beräknas enligt ekvation 6. mg susp/l = torkat filter med prov filter provvolym (6) Koncentrationen av totalfosfor mättes med hjälp av Dr Langes testkyvetter, LCK 349 som mäter totalfosfor i området 0,05-1,5 mgp/l. Metoden baseras på fosfatjoner som reagerar i sur lösning med molybdat- och antimonjoner till ett antimonylfosformolybdat- komplex. Vid tillsats av askorbinsyra bildas ett blått komplex som mäts i fotometer (Lange, 2008). 21

22

5 Resultat av försök 5.1 Turbiditetsmätningar i flotationsanläggningens bassänger För att undersöka om det är någon skillnad på partikelseparationen i de olika bassängerna i flotationsanläggningen på Sjölunda mättes turbiditeten på utgående vatten från varje bassäng under både högflöde och lågflöde. Varje mätning började med att ett prov togs på inkommande vatten till flotationen, därefter togs i nummerordning prov på utgående vatten från varje bassäng och försöket avslutades med att prov togs på inkommande vatten för att få en indikering på om turbiditeten ändrats något under försökets gång. Proven som samlades in var stickprov och togs med hjälp av en tvålitersbägare som var fastsatt på en träpinne. Turbiditeten mättes direkt på plats i flotationen. Ett provtagningstillfälle tog cirka en timme. De första mätningarna gjordes den 26 maj 2008 då det var högflöde. Två mätningar utfördes denna dag då flödet varierade mellan 2500-3800 l/s. Nästkommande mätningar utfördes den 2, 3 och 10 juni 2008. Under dessa dagar var det lågflöde och flödet varierade mellan 800-1000 l/s. Varje provtagningsdag gjordes tre mätningar i varje bassäng. Sista turbiditetsmätningen utfördes den 4 augusti 2008. Då var flödet in till flotationen cirka 4400 l/s. I figur 11 ses hur turbiditeten varierar i de olika bassängerna under lågflöde och högflöde. Under lågflöde varierar inte medelvärdet av turbiditeten mellan bassängerna och skillnaden mellan högsta och lägsta uppmätta turbiditet är liten. Vid högflöde är skillnaden mellan bassängerna mer påtaglig, särskilt skillnaden mellan block 1 (bassäng 1-8) och block 2 (bassäng 9-16). Under andra mättillfället den 26 maj 2008 var turbiditeten högre än under första mätningen samma dag. Denna dag gick det även att visuellt se skillnaden på block 1 och block 2. I block 1 fanns ett tjockt slamtäcke, men block 2 saknade slamtäcke och vattnet var fullt av svarta klumpar. Figur 11: Variation i turbiditeten i de olika bassängerna i flotationsanläggningen under högflöde (3600 l/s + 4400 l/s och lågflöde (800-1000 l/s). 23

Den 4 augusti 2008 togs även stickprov på sju olika mätpunkter i flotationsanläggningen där koncentrationen av suspenderade ämnen mättes. Detta var för att få en indikering av hur mycket suspenderade ämnen som reduceras och för att se om en hög turbiditet ger en hög koncentration av suspenderade ämnen. I figur 12 visas turbiditeten och koncentrationen av suspenderade ämnen i de sju olika mätpunkterna. Fyra mätpunkter är tagna på utgående vatten i bassäng 4, 8, 9 och 13. Resterande tre mätpunkter är tagna på inkommande vatten till flotationen. Två av mätpunkterna är in till de båda blocken och tredje mätpunkten är provpunkten för alla turbiditetsvärden in till flotationen. I tredje mätpunkten blandas vattnet från aktivslamblocket med vattnet från denitrifikationen. Vid provtagning i bassäng 8 var skraporna igång vilket kan ha påverkat mängden suspenderade ämnen. Proven in till blocken togs före turbiditetsmätningarna påbörjades och resterande prov togs efter turbiditetsmätningarna. Cirka en liter prov samlades in i varje provpunkt och analyserades cirka 3 timmar senare inne på laboratoriet. Första mätningen av suspenderade ämnen i vattnet in till block 2 visade 132,5 mg/l, men i detta prov följde en klump med, varpå ett nytt prov gjordes som visade 30,1 mg/l vilket verkar mer rimligt. Som ses i figur 12 är det ingen större variation i turbiditeten och koncentrationen av suspenderade ämnen mellan de utgående proverna. Figur 12: Koncentrationen av suspenderade ämnen och turbiditet i olika mätpunkter i flotationen under högflöde. 24

5.2 Spårämnesförsök För att se hur vattnet från efterdenitrifikationen delar upp sig i de två blocken i flotationsanläggningen vid högflöde utfördes ett spårämnesförsök den 14 oktober 2008. När spårämnesförsöket utfördes var flödet in till flotationen 2760 l/s. Innan försöket börjades togs prov på vattnet i de båda kanalerna i flotationen för att mäta bakgrundskoncentrationen av litium. Vid analys av proven var bakgrundskoncentrationen 0,005-0,006 mg litium/l. Försöket började då 23 g litium doserades där vattnet lämnar efterdenitrifikationen för vidare transport genom ett 113 meter långt rör bort till flotationsanläggningen. Försöket pågick under 2 minuter där prov togs i de båda kanalerna var 10:e sekund. I figur 13 visas hur koncentrationen av litium ändras i de båda kanalerna under försökets gång. Figur 13: Den uppmätta litiumkoncentrationen i de båda kanalerna i flotationen. Som ses i figur 13 uppmättes högre koncentration av litium i kanal 1 än i kanal 2. Av de 26 g litium som doserades i slutet av efterdenitrifikationen samlades 11 g litium upp i kanal 1 och 6 g litium i kanal 2 under försökets gång. Detta tyder på att 65 % av flödet från efterdenitrifikationen går in i block 1 och resterande 35 % går in i block 2 vid detta flödestillfälle. Vid denna mätningen skulle det innebära att endast vatten från efterdenitrifikationen går in i block 1. I block 2 blir det en blandning av vatten från efterdenitrifikationen och vatten från aktivslamblocket. 5.3 Är både vattnet från efterdenitrifikationen och aktivslamblocket bra att flotera? För att se om både vattnet från efterdenitrifikationen och aktivslamblocket är lämpade för flotation görs ett flotationstest. I en enlitersbägare tillsattes 800 ml prov från aktivslamblocket och i en annan enlitersbägare tillsattes 800 ml prov från efterdenitrifikationen. I vardera bägare tillsattes också 80 ml dispersionsvatten med trycket 5 bar. Proven fick flotera i en timme för att 25

efterlikna uppehållstiden vid 10 % recirkulation innan de analyserades. Försöket utfördes den 9 november 2008. I figur 14 visas resultatet av turbiditeten efter en timmes flotation. Referensprovet visar vad turbiditeten var i de båda proven innan de floterades. Som ses i figuren reducerades turbiditeten mer i provet från efterdenitrifikationen än vad den gjorde i provet från aktivslamblocket. Figur 14: Förändring av turbiditeten vid flotering av vatten från efterdenitrifikationen respektive aktivslamblocket. 5.4 Mängden dispersionsvattens påverkan av flotationen För att undersöka hur mängden dispersionsvatten påverkar reduktionen av turbiditet vid flotering av vatten från efterdenitrifikationen och från aktivslamblocket görs fyra flotationsförsök där mängd tillsatt dispersionsvatten varierar. Mängden dispersionsvatten som tillsätts motsvarar 4, 6, 10 och 20 % recirkulation. Haarhoff och Van Vuuren (1993) rekommenderade att mellan 6 och 10 % av flödet skulle recirkuleras och vid Sjölunda recirkuleras 10 % om flödesstyrningen av dispersionsvattnet fungerar. När tillsatsen av dispersionsvatten är låst till 10,5 l/s till varje bassäng motsvarar det en recirkulation på 4 % vid ett maximalt flöde in till flotationen på 4400 l/s. Vid ett flöde på 840 l/s in till flotationen recirkuleras 20 % om 10,5 l/s dispersionsvatten tillsätts till varje bassäng. För att efterlikna förhållandena i flotationen fick proven flotera olika länge beroende på mängden tillsatt dispersionsvatten och floteringstiden för de olika fallen visas i tabell 6 26