Konkurrerande organismer vid biologisk fosforavskiljning

Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Konkurrerande organismer vid biologisk fosforavskiljning Examensarbete av Marie Persson 2004-01-16

Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Lunds Tekniska Högskola Lunds Universitet Department of Water and Environmental Engineering Lunds Institute of Technology University of Lund Sweden Konkurrerande organismer vid biologisk fosforavskiljning Competing organisms in biological phosphorus removal systems Examensarbete / Master s Thesis number: 2004-01 by Marie Persson Department of Water and Environmental Engineering December 2003 Handledare / Supervisor: Eva Tykesson Examinator / Examiner: Erik Särner Postal address: P.O Box 118 SE_221 00 Lund Sweden Visiting address: John Ericssons väg 1 Telephone: +46 46-222 89 96 +46 46-222 00 00 Telefax: +46 46-222 42 24 Web address: www.vateknik.lth.se

Summary Chemical precipitation is the main phosphorus removal method used for wastewater in Sweden. There is also a method for biological phosphorus removal (bio-p). Bio-P is not widely used at Swedish wastewater treatment plants. In the biological phosphorus removal process polyphosphate-accumulating organisms (PAO) accumulate phosphorus. The conditions required for bio-p are alternating anaerobic and aerobic conditions and access to volatile fatty acids (VFA) in the anaerobic phase. A threat to bio-p is glycogen-accumulating organisms (GAO). GAO competes with PAO for VFA but do not contribute to any phosphorus removal and are therefore not desirable. The purpose of this master s thesis was to study competing organisms in biological phosphorus removal systems. The purpose was also to operate sequencing batch reactors (SBR) for bio-p and to cultivate sludge dominated by populations of GAO and PAO. The sludge was then used to perform experiments. The competition between GAO and PAO is affected by several factors for example ph, temperature and the access to phosphorus. The presence of GAO affects the phosphorus removal capability of the sludge. One way to estimate the phosphorus removal capability is to measure the ratio of the rate of phosphorus release and VFA uptake in the anaerobic phase. Three different experiments were performed with the cultivated sludge. In all the experiments acetate was used as VFA source. One experiment was performed to examine if ph affected the VFA uptake rate of GAO. Batch tests were performed where the acetate uptake rate for the sludge dominated by GAO was measured at ph from 6.5 to 8.0. The results showed that GAOs acetate uptake rate was higher at lower ph. In another experiment the ratio of the rate of phosphorus release and acetate uptake was measured for three sludges with different contents of GAOs and PAOs. The ratio was lower the less PAO the sludge contained. To examine if GAO and PAO belongs to the same group of organisms an experiment was performed where the phosphorus dose to the GAO-reactor was temporary increased. The GAO-reactor was not noticeable affected. GAO and PAO did not seem to belong to the same group of organisms.

Sammanfattning Kemisk fosforavskiljning är den metod man framförallt använder i Sverige för att avskilja fosfor från avloppsvatten. Det finns även en metod för biologisk fosforavskiljning, bio-p. Bio-P förekommer dock inte i någon större utsträckning i Svenska avloppsreningsverk. Vid biologisk fosforavskiljning tar polyfosfatackumulerande organismer (PAO) upp fosfor ur avloppsvattnet. Förutsättningarna för detta är växelvis anaeroba och aeroba förhållanden samt tillgång till flyktiga fettsyror (volatile fatty acids, VFA) i den anaeroba fasen. Ett hot mot bio- P är glykogenackumulerande organismer (GAO). GAO konkurrerar med PAO om VFAn men bidrar inte till någon fosforavskiljning och är alltså inte önskvärda. Syftet med detta examensarbete var att studera konkurrerande organismer vid biologisk fosforavskiljning. Syftet var också att driva laboratoriereaktorer för bio-p och odla upp slam med populationer som dominerades av PAO respektive GAO. Slammet som uppodlades i reaktorerna användes därefter för att utföra försök. Konkurrensen mellan GAO och PAO påverkas av flera faktorer t ex ph, temperatur och tillgång på fosfor. Närvaro av GAO påverkar fosforavskiljningsförmågan hos ett slam. Ett sätt att uppskatta ett slams fosforavskiljningsförmåga är att mäta kvoten mellan fosforsläpp och upptagen VFA (P/VFA-kvot) i den anaeroba fasen. Tre olika försök utfördes med det uppodlade slammet. I försöken (liksom vid uppodlingen av slam) användes VFA i form av acetat. I ett försök undersöktes om VFA-upptaget för GAO påverkades av ph. I batch-försök testades acetatupptagshastigheten för slammet från GAO-reaktorn vid ph från 6.5 till 8.0. Försöksresultaten visade att GAO tog upp acetat snabbare vid lägre ph. I ett annat försök uppmättes P/acetat-kvoten i batchförsök för tre olika slam med olika innehåll av GAO och PAO. P/acetat-kvoten var lägre ju mindre andel PAO slammet innehöll. För att undersöka om GAO och PAO tillhör samma grupp av organismer gjordes ett avslutande försök då fosfordosen tillfälligt ökades till GAO-reaktorn. Detta påverkade inte GAO-reaktorn anmärkningsvärt. GAO och PAO verkar inte tillhöra samma grupp av organismer.

INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1 Inledning 2 1.1 Bakgrund 2 1.2 Syfte 2 2 Biologisk fosforavskiljning 3 2.1 Princip för biologisk fosforavskiljning 3 2.2 Konkurrerande organismer 4 2.3 Är GAO och PAO samma organism? 5 2.4 P/VFA-kvot 5 2.5 Faktorer som påverkar konkurrensen mellan organismer 5 2.5.1 ph 5 2.5.2 Temperatur 6 2.5.3 Fosfortillgång 7 3 Laboratorieförsök 8 3.1 Material och metoder 8 3.1.1 Laboratoriereaktorer 8 3.1.2 Cykelstudier 9 3.1.3 Blandningsförsök 10 3.1.4 ph-försök 10 3.1.5 Försök med att öka fosforhalten i inkommande vatten till GAO-reaktorn 11 3.2 Resultat och diskussion 11 3.2.1 Lab-reaktorer 11 3.2.2 Blandningsförsök 14 3.2.3 ph-försök 15 3.2.4 Försök med att öka fosforhalten i inkommande vatten till GAO-reaktorn 16 3.3 Slutsatser 17 Litteraturförteckning Bilagor: 1 Syntetiskt avloppsvatten 2 Analysmetoder Sid

1 Inledning 1.1 Bakgrund Fosfor anses vara det begränsande näringsämnet i sötvatten och kustnära vatten. Det betyder att det är brist på fosfor som begränsar tillväxten av alger. Tillförsel av näringsämnen till vattendrag orsakar eutrofiering som kan ge upphov till igenväxning och algblomning. Framförallt så är fosfor orsaken till övergödning av sjöar och åar. Fosfor tillförs från utsläpp från kommunala avloppsreningsverk och industrier samt avrinning från jordbruksmark. På 1960-talet började problem med algblomning och igenväxning av sjöar i Sverige. Detta ansågs bero på ökande utsläpp av avloppsvatten som inte var tillräckligt renat från näringsämnen. Staten satsade 1.5 miljarder kronor mellan 1971 och 1979 för utbyggnad av de kommunala avloppsreningsverken. För att motverka eutrofiering av vattendrag skulle fosfortillförseln minskas. Man införde då fosforreduktion genom kemisk fällning med metallsalter i avloppsreningsverken. Kemisk fosforavskiljning är den metod man framförallt använder i Sverige. Fosforavskiljningen görs genom att man tillsätter fällningskemikalier som fäller ut fosforn. Ungefär 90 % av fosforn tas bort på detta sätt. Det finns även en metod för biologisk fosforavskiljning (bio-p) där fosforn tas upp av mikroorganismer som sedan bortförs med slammet. Bio-P förekommer inte i någon större utsträckning i Svenska avloppsreningsverk. Det finns dock en del reningsverk som använder bio-p och där det fungerar bra. Nackdelen med bio-p är att processen är instabil och mindre flexibel. En fördel är att slammet som bildas blir av bättre kvalité för att användas som gödselmedel än det slam som bildas vid kemisk fosforavskiljning. Fosforn i slammet blir mer lättillgängligt för växter. 1999 antog riksdagen 15 miljökvalitetsmål. Flera av dessa mål berör avloppsvattenrening. Naturvårdsverket har därför utarbetat en aktionsplan (Naturvårdsverket, 2002) för återföring av näringen från avlopp till mark där näringen behövs, utan risk för hälsa och miljö. I aktionsplanen föreslås som ett delmål för att uppnå detta långsiktiga mål att: "2015 ska minst 60 % av fosforn i avlopp återföras till produktiv mark, varav minst hälften bör återföras till åkermark". Återföringen av fosfor ska ersätta användningen av andra gödselmedel. Man drar slutsatsen att återvinning av fosfor från avlopp är mycket viktig. Anledningen är den övergödning som uppstår då näringen i avlopp annars hamnar någon annanstans. Även gruvbrytning och tillverkning av gödselmedel orsakar miljöproblem och mängden brytbar fosfatmineral som finns är inte oändlig. Ökad användning av bio-p i svenska reningsverk kan vara ett steg på vägen för att uppnå miljökvalitetsmålen och kraven på ökad återvinning av fosforn i avlopp. Bio-P-processen är dock komplicerad och mer kunskap och erfarenhet behövs inom området. 1.2 Syfte Syftet med examensarbetet var att studera konkurrerande organismer vid biologisk fosforavskiljning samt att driva laboratoriereaktorer för bio-p. I lab-reaktorerna skulle slam odlas upp med populationer som dominerades av polyfosfatackumulerande organismer (PAO) respektive glykogenackumulerande organismer (GAO). Det slam som uppodlades i reaktorerna användes därefter för att utföra försök och cykelstudier. 2

2 Biologisk fosforavskiljning Biologisk fosforavskiljning (bio-p) är en metod för att reducera fosfor i avloppsvatten. Bio-P innebär att bakterier tar upp fosfor från avloppsvattnet som ackumuleras i form av polyfosfat i biomassan. Då bakterierna innehåller mycket fosfor bortförs de med slammet. Fosfor förbrukas även för mikrobiell tillväxt. I Sverige används oftast kemisk fosforavskiljning men bio-p förekommer också. De reningsverk som använder bio-p förlitar sig inte enbart på den metoden för att kunna uppnå de låga fosfornivåer som tillåts i utflödet (Tykesson, 2002). I dessa fall kombineras kemisk fosforavskiljning med bio-p. Endast ett fåtal reningsverk använder enbart bio-p. Kväveavskiljning kan kombineras med fosforavskiljning och detta påverkar reningsverkets utförande. Endast fosforavskiljning kräver en anaerob (syrefri) del och en aerob (syrerik) del i reningsverket. Med kväveavskiljning tillkommer en anox del där det finns tillgång till nitrat men inte syre. En fördel med bio-p jämfört med kemisk fosforavskiljning är att mindre mängd eller inga kemikalier behöver användas. Minskad kemikaliekonsumtion medför mindre kostnader för avloppsreningsverken. Mängden slam som bildas blir också mindre och slammet blir av bättre kvalité för att användas som gödselmedel. Fosforn i slammet blir också mer lättillgängligt för växter. Nackdelar med bio-p är att processen är instabil och inte så flexibel. Om förutsättningarna för bio-p processen varierar mycket t ex vid stora regnfall påverkar det fosforinnehållet i utflödet. Avloppsvattnets sammansättning, t ex kolinnehållet, påverkar också slammets möjligheter för tillväxt av mikroorganismer. 2.1 Princip för biologisk fosforavskiljning Förutsättningarna för bio-p processen är växelvis anaeroba och aeroba förhållanden och att en del av slammet recirkuleras. I den anaeroba fasen behövs flyktiga fettsyror, VFA (volatile fatty acids). I den aeroba fasen ackumulerar polyfosfatackumulerande organismer (PAO) fosfor. Slammet innehåller alltså mycket fosfor i slutet på den aeroba fasen och det är då borttagandet av fosfor sker genom att man tar bort överskottsslam. Huvuddelen av slammet recirkuleras till den anaeroba fasen och resten tas bort som överskottsslam. Under anaeroba förhållanden har PAO förmåga att ta upp VFA, t ex acetat. De flesta heterotrofa organismer har inte denna förmåga och det ger PAO konkurrensfördel (Filipe et al., 2001 b). VFA:n tas upp och lagras som polyhydroxyalkanoater (PHA) i cellerna. För att transportera VFA genom cellmembranet och ackumulering av PHA krävs energi och ett reducerande ämne. Slammet som recirkulerats till den anaeroba fasen innehåller mycket fosfor i form av polyfosfat. Energin till VFA-upptaget fås genom nedbrytning av denna polyfosfat. Polyfosfat omvandlas till ortofosfat som avges till vätskefasen. Detta innebär att mängden fosfat i vätskefasen ökar i den anaeroba perioden. Under det anaeroba VFAupptaget förbrukas glykogen. Glykogen används som reducerande ämne vid ackumulering av PHA. I den aeroba fasen används den lagrade PHA:n som kol- och energikälla för tillväxt av PAO och för att återställa glykogen- och polyfosfatförråden (Filipe et al., 2001 c). Fosfaten i 3

vätskefasen upptas och lagras som polyfosfat i cellen. Nettoupptaget av fosfat sker genom att PAO i aerob fas växer till sig och tar då upp större mängd fosfor än som tidigare släppts i anaerob fas. En förenklad modell över PAOs metabolism i anaerob och aerob fas ses i figur 2.1. Anaerob Aerob energi Glykogen reducerande ämne C Glykogen PHA energi PHA energi Polyfosfat Polyfosfat VFA Fosfat Fosfat Figur 2.1. Förenklad modell över PAOs metabolism. 2.2 Konkurrerande organismer Ett hot mot bio-p processen är konkurrerande mikroorganismer. Det har förekommit att bio-p har urartat i lab-reaktorer på grund av att andra mikroorganismer än PAO har varit närvarande. Dessa organismer kan ta upp kolkälla i den anaeroba fasen utan att avge någon fosfor (Mino et al., 1998; Zeng et al., 2002). Dessa kallas glykogenackumulerande organismer (GAO). Man har även kommit fram till att de existerar i fullskaliga avloppsreningsverk (Saunders et al., 2003). Glykogenackumulerande organismer har liksom PAO förmåga att uppta VFA anaerobt och kan därmed konkurrera med PAO om VFA i den anaeroba fasen. GAO har däremot inte förmåga att ta upp fosfor och bidrar därför inte till något fosforborttag ur avloppsvattnet. GAO:s metabolism liknar PAO:s men har några skillnader. VFA tas upp i den anaeroba fasen och lagras som PHA. Istället för polyfosfat använder GAO lagrat glykogen både som energikälla och som reducerande ämne för att få energi till det anaeroba VFA-upptaget (Filipe et al., 2001 c). Anaerob Aerob energi PHA Glykogen reducerande ämne energi PHA C Glykogen VFA Figur 2.2. Förenklad modell över GAOs metabolism. 4

I den aeroba fasen används den lagrade PHA:n som kol- och energikälla för tillväxt av GAO och för att återställa glykogenförrådet. GAO ackumulerar inget fosfat utan enbart glykogen i den aeroba fasen. GAO bidrar alltså inte till någon reducering av fosfor i avloppsvattnet. Om tillgången på VFA är begränsad och den tas upp av GAO så kommer PAO-populationen att minska. Förekomst av GAO i bio-p-slammet påverkar alltså fosforborttagningsförmågan negativt. En förenklad modell över GAOs metabolism i anaerob och aerob fas ses i figur 2.1. 2.3 Är GAO och PAO samma organism? Brdjanovic et al. (1998 a) har undersökt om GAO och PAO kan vara en grupp av organismer. Hypotesen i denna studie var att observerad GAO-aktivitet berodde på PAO som var uttömda på polyfosfat. Kan PAO ta upp VFA i frånvaro av polyfosfat när tillräcklig mängd glykogen finns närvarande? PAO använder glykogen och polyfosfat för att få energi till VFA-upptaget - GAO använder enbart glykogen. Försök utfördes i lab-reaktor med PAO-population. Man undersökte slammets förmåga att anaerobt ta upp VFA i form av acetat i samband med minskad fosfortillförsel och överskott på glykogen i reaktorn. Enda sättet att få energi till acetatupptaget blir då genom glykolys av glykogen. Resultaten visade att nästan inget acetat togs upp. Detta tydde på att PAO inte kan använda glykogen som enda energikälla för det anaeroba acetatupptaget utan behöver polyfosfat. Man drog slutsatsen att PAO och GAO inte tillhör samma grupp av organismer. 2.4 P/VFA-kvot För att uppskatta ett slams fosforborttagningsförmåga har kvoten mellan släppt fosfor och upptagen VFA i en cykel, P/VFA-kvoten, använts (Saunders et al., 2003). Hypotesen är att kvoten påverkas av storleken på PAO- och GAO-populationerna i det aktuella slammet. Ju större mängd GAO desto lägre P/VFA-kvot eftersom fosforsläppet blir mindre för samma mängd VFA som förbrukas av PAO. Barnard och Scruggs (2003) menar att P/VFA-kvoten kan användas som ett test för att mäta om GAO är närvarande. Enligt dem är kvoten för en väletablerad PAO-population 0.5 g fosfor/g acetat. Ifall kvoten är lägre så kan man anta att GAO är närvarande och tar upp VFA. Enligt Smolders et al. (1994) varierar kvoten med varierande ph på grund av att fosforsläppet påverkas av ph-värdet. I deras studie varierade kvoten mellan fosforsläpp och acetatupptag mellan 0.25 till 0.75 P-mol/C-mol vid ph från 5.5 till 8.5. Vid ph 7.0 uppmättes P/VFAkvoten till 0.50 P-mol/C-mol. 0.50 P-mol/C-mol motsvarar 0.52 g fosfor/g acetat. 2.5 Faktorer som påverkar konkurrensen mellan GAO och PAO Eftersom GAO och PAO konkurrerar om VFA i den anaeroba fasen, men GAO inte bidrar till någon fosforavskiljning, så är det intressant att se hur olika faktorer påverkar konkurrenssituationen mellan organismerna. 2.5.1 ph Smolders et al. (1994) har undersökt inverkan av ph i den anaeroba fasen för PAO. Resultaten visade att i den anaeroba fasen varierade kvoten mellan fosforsläpp och acetatupptag mellan 0.25 till 0.75 P-mol/C-mol vid ph från 5.5 till 8.5. Detta berodde på att fosforsläppet påverkades i hög grad av ph-värdet. Energin som behövs för att transportera VFA genom cellmembranet varierar med ph-värdet. Vid lågt ph-värde kräver acetatupptaget 5

mindre energi än vid högre ph. Eftersom energin till VFA-upptaget alstras genom att avge fosfat betyder det att mindre mängd fosfat avges vid låga ph. Hastigheten för acetatupptaget visade däremot ingen relation till ph-värdet. Även Filipe et al. (2001 b) drog slutsatsen att PAOs acetatupptagshastighet är oberoende av ph. Enligt deras undersökningar så är den maximala acetatupptagshastigheten för PAO samma för ph mellan 6.5 och 8.0. I motsats till PAO så påverkas GAO mycket av ph-värdet när det gäller hastigheten på acetatupptaget i den anaeroba fasen (Filipe et al., 2001 a). I denna studie upptog GAO acetat fortare vid låga ph. Man fann också att mängden konsumerat glykogen per upptagen acetatmolekyl ökade med ökande ph. Vid lågt ph var glykogenkonsumtionen minimerad och detta tydde på att GAO var mer effektiv när ph minskade (till ett minimum av 6.5) i den anaeroba fasen. Eftersom acetatupptaget var oberoende av ph för PAO, och mycket beroende när det gällde GAO, så ger detta en möjlighet att minimera ackumulation av GAO genom att öka ph i den anaeroba fasen i bio-p-system (Filipe et al., 2001 b). De föreslår också att man genom att utföra anaeroba batchtester vid ph 6.5 och 8.0 och jämföra acetatupptagshastigheten skulle kunna få information om GAO är närvarande i bio-p-system. En ökning av ph i den anaeroba fasen skulle ju också innebära en ökning av ph i den aeroba fasen om inte ett neutraliseringssteg införs (Filipe et al., 2001 c). Därför undersökte man effekten av ph på den aeroba metabolismen för GAO och PAO. Resultaten visade att PAOs aeroba metabolism påverkades negativt av lågt ph i den aeroba zonen i ett bio-p-system. Fosfatupptagshastigheten vid ph 6.5 var endast 37% av hastigheten vid ph 7.5. Lågt ph innebar alltså försämrad fosforborttagningsförmåga och detta innebär i sin tur att PAOpopulationen skulle kunna minska på grund av att mängden polyfosfat tillgänglig för acetatupptag i den anaeroba fasen begränsas. PAO-populationen skulle alltså gynnas av ett högre ph i den aeroba zonen. ph i den aeroba zonen hade inte någon betydande påverkan på GAO i denna studie. Ett lägre ph i den aeroba fasen skulle ge GAO fördelar i konkurrensen med PAO. Filipe et al. (2001 d) menar att GAO tar upp acetat snabbare än PAO vid ph under 7.25 i den anaeroba fasen. Enligt deras experimentella resultat i denna studie uppnåddes fullständig fosforavskiljning i en lab-reaktor för bio-p endast då ph tilläts ett minimum på 7.25. De drar slutsatsen att bio-p systems stabilitet kan förbättras genom att öka ph i den anaeroba zonen. Schuler et al. (2002) har undersökt effekten av ph på bla anaerobt acetatupptag och fosforsläpp i lab-reaktorer och föreslår ph 7.4 till 8.5 som optimalt ph för bio-p-system. Detta på grund av att vid lägre ph så har GAO konkurrensfördelar över PAO och vid högre ph så minskar acetatupptagshastigheten för PAO enligt deras resultat. I motsats till Filipe et al. (2001 b), vars resultat visade att acetatupptaget var oberoende av ph för PAO, så varierade acetatupptagshastigheten för PAO vid olika ph i denna undersökning. 2.5.2 Temperatur Brdjanovic et al. (1998 b) har undersökt effekten på stökiometri och kinetik av långvarig (veckor) temperaturändring på bio-p-system vid temperaturer från 5 C till 30 C. Stökiometrin (förändringen i mängdförhållande mellan de ämnen som reagerar) i bio-p-system var relativt okänslig för temperaturförändring. Däremot påverkades kinetiken (hastigheter för släpp och upptag) i anaerob fas ganska starkt enligt denna studie. I den anaeroba fasen var temperaturens effekt på fosforsläpp och acetatupptag likartat. I motsats till den anaeroba fasen observerades inte en sådan likformig påverkan på de metaboliska processerna i den aeroba 6

fasen. Fosforupptaget i aerob fas påverkades måttligt av temperaturen medan andra metaboliska processer i den aeroba fasen (PHA-konsumtion, tillväxt och syreutnyttjandegrad) påverkades starkt. Eftersom fyra olika mer eller mindre oberoende processer sker i den aeroba fasen (tillväxt, fosforupptag, glykogenformation och underhåll) kunde denna olikformiga påverkan förväntas. Man fann också att sammansättningen av den bakteriella populationsstrukturen förändrades med temperaturen. Även vid kortvarig (timmar) temperaturändring var stökiometrin för anaeroba processer okänslig för temperaturförändringar (Brdjanovic et al., 1997). Man observerade en liten effekt på aerob stökiometri. Däremot hade temperaturen en betydande effekt på kinetiken för både anaeroba och aeroba processer. Erdal et al. (2003) undersökte hur GAO- och PAO-populationer förändras vid temperaturändringar. Man utförde försök i lab-reaktorer vid temperaturer från 5ºC till 20ºC. Till skillnad från andra studier om temperaturpåverkan på bio-p så lät man systemet acklimatiseras (två till tre gånger slamåldern) efter temperaturändring innan någon jämförelse av data gjordes. Deras resultat visade att bio-p-system fungerar bättre vid låga temperaturer. PAO-populationen var större och fosforavskiljningen bättre vid 5ºC än vid 20ºC fastän PAOs acetatupptagshastighet var långsammare än vid 20ºC. Förmodligen berodde detta på att andra bakterier kunde konkurrera mer framgångsrikt med PAO om substrat i den anaeroba fasen vid 20ºC. De anser också att slamåldern har stor betydelse för hur bio-p-systemet fungerar. Whang och Park (2002) undersökte hur konkurrensen mellan GAO och PAO påverkades vid temperaturerna 20ºC och 30ºC. De kom fram till att GAO kunde konkurrera ut PAO och dominera vid 30ºC. Antagligen berodde detta på acetatupptagshastigheten som undersöktes för GAO- respektive PAO-dominerat slam. Vid 30ºC var acetatupptagshastigheten högre för slammet som dominerades av GAO. Även Panswad et al. (2003) undersökte hur den mikrobiella populationen i bio-p-system påverkas av temperaturförändringar. I denna studie undersökte man bio-p-systems effektivitet mellan 20 C och 35 C. Man fann att det mikrobiella samhället påverkades av variation mellan dessa temperaturer och därmed också fosforborttagningsförmågan. PAO dominerade vid 20ºC eller möjligen lägre och GAOs optimala temperatur var mellan 25ºC och 32.5ºC. 2.5.3 Fosfortillgång Kemisk fosforavskiljning skulle kunna konkurrera med PAO om tillgänglig fosformängd (Tykesson et al., 2003) och det skulle kunna gynna GAO i konkurrensen med PAO om VFA. Experiment utfördes i lab-reaktorer där kemisk och biologisk fosforavskiljning kombinerades. Till den kemiska fosforavskiljningen användes järnklorid. När järnklorid tillsattes minskade bio-p-aktiviteten (fosforsläpp) men VFAn togs fortfarande upp. Samtidigt minskade P/VFAkvoten. En förklaring till den minskade kvoten var att VFAn används av andra organismer, förmodligen GAO. GAO skulle alltså kunna gynnas av kemisk fosforavskiljning om PAO får brist på fosfor. 7

3 Laboratorieförsök 3.1 Material och metoder 3.1.1 Laboratoriereaktorer Två st laboratoriereaktorer för bio-p drevs under 62 respektive 42 dagar. Syftet var att odla upp slam med två olika bakteriekulturer som dominerades av PAO i den ena reaktorn och GAO i den andra. Reaktorerna drevs som SBR (sequencing batch reactor) där inflödet skedde satsvis var 6:e timme istället för kontinuerligt flöde som i den vanligaste typen av reningsverk. Volymen på reaktorerna var 2.5 liter. Den hydrauliska uppehållstiden var tolv timmar. Reaktorerna drevs i cykler på sex timmar. Cykeltiden var fördelad med två timmar anaerob period, tre timmar och 15 minuter aerob period därefter 30 minuter för sedimentering, tio minuter för tömning och fem minuter för påfyllning av syntetiskt avloppsvatten (se figur 3.1). Påfyllning Anaerob period Tömning Aerob period Sedimentering Figur 3.1. Modell över lab-reaktorernas cykel. Vid uppstart av reaktorerna användes slam från Helsingborgs reningsverk. Helsingborgs reningsverk har bio-p-anläggning vilket gör att slammet innehåller mycket PAO. 312 ml överskottsslam togs bort manuellt dagligen i slutet av den aeroba perioden förutom dag före och efter helg då dubbelt så mycket slam (625 ml) togs bort eftersom inget överskottsslam togs bort under helgen. Denna mängd överskottsslam var uträknad för att uppnå en slamålder på åtta dagar. Eftersom en liten mängd slam försvann med utflödet vid tömning av reaktorerna så blev den verkliga slamåldern, med denna slammängd inräknad, ungefär sju dagar. Efter sedimentering tömdes reaktorerna till hälften och därefter fylldes de på med syntetiskt avloppsvatten. Påfyllning och tömning skedde med hjälp av pumpar som var tidsstyrda. Omrörning av reaktorerna skedde under anaerob och aerob period och gjordes med omrörare kopplad till en timer. Aeroba förhållanden åstadkoms genom luftning med en pump. ph kontrollerades under anaerob och aerob period till max 7.5 med hjälp av en ph-mätare som var kopplad till en pump som pumpade in HCl då ph översteg 7.5. Bild på en av labreaktorerna ses i figur 3.2. Reaktorn är behållaren med vitt lock nere till vänster i bilden. 8

Figur 3.2. Lab-reaktor. Under varje cykel fylldes 1.25 liter syntetiskt avloppsvatten på i reaktorerna. Detta syntetiska avloppsvattnet bestod av en fosforlösning blandad med avjoniserat vatten samt ett koncentrerat substrat (innehållet beskrivs bilaga 1). Fosforlösningen innehöll olika koncentration fosfor för GAO- och PAO-reaktorn för att gynna GAO respektive PAO. I GAO-reaktorn tillfördes endast så mycket fosfor som krävs för normal tillväxt av biomassan, 2 mgp/l. Till PAO-reaktorn tillfördes till en början 25 mg/l men ökades till 30 mg/l dag 13. Det koncentrerade substratet innehöll VFA i form av acetat. COD-halten var omkring 400 mg/l. Det koncentrerade substratet steriliserades i autoklav och späddes 40 gånger med fosforlösningen vid påfyllningen. ATU tillsattes till det syntetiska avloppsvattnet för att förhindra nitrifikation. Till GAO-reaktorn tillsattes även en buffertlösning till det syntetiska avloppsvattnet. Provtagning för analys av SS, VSS, fosfat-fosfor, totalfosfor, nitrat och acetat utfördes kontinuerligt i lab-reaktorerna. Proverna filtrerades direkt efter provtagningen, förutom prover för totalfosforanalys, SS och VSS. COD-analys utfördes på det koncentrerade substratet (analysmetoder presenteras i bilaga 2). 3.1.2 Cykelstudier Cykelstudier utfördes i GAO- och PAO-reaktorerna för att få en bild av processen och kunna jämföra fosforsläpp och upptag samt acetatupptagshastighet. Vid cykelstudierna mättes fosforsläpp, fosforupptag samt acetatupptag under en cykel i både GAO- och PAO-reaktorn. Provtagning för fosfat- och acetatanalys gjordes var 15:e minut under anaerob och aerob period. 9

Proverna filtrerades direkt efter provtagningen. Fosfatproverna analyserades med Autoanalyzer. Acetatanalys utfördes med gaskromatograf (analysmetoder beskrivs i bilaga 2). 3.1.3 Blandningsförsök Blandningsförsöket bestod av tre olika försök. Ett batchförsök där slam från GAO-reaktorn och slam från Helsingborgs reningsverk blandades och fosforsläpp och acetatupptag under anaeroba förhållanden mättes. Detta jämfördes med en cykelstudie i GAO-reaktorn vid samma tidpunkt och ett batchförsök med bara Helsingborgsslam. Syftet var att jämföra acetatupptagshastighet och P/acetat-kvoten i ett slam som dominerades av GAO, ett som dominerades av PAO (Helsingborgsslammet) och en blandning av dessa två slam. Anledningen till att slam från Helsingborgs reningsverk användes till försöket som slam dominerat av PAO istället för slam från PAO-reaktorn var att PAO-reaktorn var nerlagd då detta försök utfördes. Resultaten från försöket med det blandade slammet jämfördes med teoretiskt förväntat resultat som beräknats efter resultaten från försöken med GAO-slammet och Helsingborgsslammet. Syftet med att beräkna ett resultat är att se om GAO och PAO uppför sig likadant i en blandning som de gör var för sig eller om de påverkas av varandra. Om organismerna påverkas av varandra borde det beräknade resultatet skilja sig avsevärt från det uppmätta. Batchförsöket där slam från GAO-reaktorn och slam från Helsingborgs reningsverk blandades utfördes enligt följande. Slammen togs i slutet av den aeroba perioden då maximal mängd fosfor är ackumulerad i biomassan. Till försöket användes 750 ml av respektive slam som blandades i en behållare och förluftades därefter i 45 minuter. Syftet med förluftningen var att all fosfor skulle vara upptagen då försöket startade, eftersom en del fosfor kunde ha avgivits sedan slammet togs från reningsverket/gao-reaktorn. Efter förluftningen startades släppförsöket som pågick i fyra timmar. För att uppnå anaeroba förhållanden bubblades slammet med kvävgas. När syrehalten var noll tillsattes acetat och provtagningen startade. Acetat tillsattes så att en koncentration på 500 mg/l erhölls i reaktorn. Provtagning för fosfatoch acetatanalys gjordes var 15:e minut. Slammet bubblades med kvävgas under hela försökstiden. Syrehalt och ph mättes under hela försöket. ph reglerades manuellt med NaOHoch HCl-lösningar till 7.0. Cykelstudien i GAO-reaktorn utfördes under anaerob period då fosforsläpp samt acetatupptag mättes. Provtagning för fosfat- och acetatanalys gjordes var 15:e minut. ph reglerades till max 7.5. Batchförsöket med slam från Helsingborgs reningsverk utfördes som försöket med det blandade slammet (se ovan). Enda skillnaden var att provtagning skedde var tionde minut istället för var femtonde på grund av att resultaten användes i ett annat försök. Proverna filtrerades direkt efter provtagningen. Fosfatproverna analyserades med Autoanalyzer. Acetatanalys utfördes med gaskromatograf (analysmetoder presenteras i bilaga 2). 3.1.4 ph-försök Tre stycken batchförsök med slam från GAO-reaktorn gjordes för att mäta acetatupptaget vid olika ph. Försöken gjordes vid ph 6.5, 7.0 och 8.0 under tre olika cykler. Till batchförsöken användes 300 ml slam från GAO-reaktorn som togs i slutet av den aeroba perioden. Eftersom försöket startade strax efter att slammet togs ur reaktorn gjordes ingen förluftning. Acetat 10

tillsattes så att en koncentration på 232-233 mg/l erhölls, detta motsvarar en CODkoncentration på 248-249 mg/l vilket är något högre än i GAO-reaktorn. Försöket pågick under två timmar och prover för acetatanalys togs var tionde minut. Prover för fosfatanalys togs vid start, mitt i och slut på försöket. Omrörning gjordes med magnetomrörare. ph-mätning gjordes under hela försökstiden och reglerades manuellt med HCl- och NaOH-lösningar. Syremätning utfördes sporadiskt under försöket för att kontrollera att anaeroba förhållanden rådde. Samma provtagning som i batchförsöken utfördes även under en cykel i GAO-reaktorn under anaerob period för att mäta acetatupptaget då ph reglerades till max 7.5. Proverna filtrerades direkt efter provtagningen. Fosfatproverna analyserades med Autoanalyzer. Acetatanalys utfördes med gaskromatograf (analysmetoder presenteras i bilaga 2). 3.1.5 Försök med att öka fosforhalten i inkommande vatten till GAO-reaktorn Innan GAO-reaktorn avslutades ökades fosforhalten i det inkommande syntetiska avloppsvattnet till samma nivå som PAO-reaktorn tidigare hade fått, alltså 30 mgp/l. Syftet med försöket var att undersöka om GAO-slammet hade förmåga att direkt börja ta upp större mängd fosfor. Försöket pågick i nio cykler det vill säga drygt två dygn. Tre stycken cykelstudier för att mäta fosforsläpp, fosforupptag samt acetatupptag utfördes. Provtagning för fosfat- och acetatanalys gjordes enligt följande: Första cykeln aerob period samt andra cykeln anaerob period - provtagning var femtonde minut Femte cykeln anaerob och aerob period - provtagning en gång per timme Nionde cykeln anaerob och aerob period - provtagning en gång per timme Proverna filtrerades direkt efter provtagningen. Fosfatproverna analyserades med Autoanalyzer. Acetatanalys utfördes med gaskromatograf (analysmetoder presenteras i bilaga 2). 3.2 Resultat och diskussion 3.2.1 Lab-reaktorer PAO PAO-reaktorn drevs i 42 dagar. Slammet innehöll redan från start stor andel PAO. All fosfat togs dock inte upp de första åtta dagarna, fosforvärdena i slutet på aerob period gick upp och ner (se figur 3.3). Från dag nio var fosforvärdena i slutet på aerob period nära noll vilket betyder att all tillgänglig fosfat tagits upp av PAO. Dag 13 ökades fosforhalten i det inkommande syntetiska avloppsvattnet till reaktorn från 25 till 30 mg/l men även den ökade mängden fosfor togs upp. Mängden släppt fosfor ökade från 61.5 mg/l dag sex till 89.5 mg/l dag nio. Dessa värden beräknades genom att ta fosforvärdet i början på den anaeroba fasen minus fosforvärdet i slutet på den anaeroba fasen. Slammets fosforborttagningsförmåga ökade och detta berodde antagligen på att PAO-populationen hade vuxit. Acetatvärdena i slutet på anaerob period var noll eller nära noll (utom vid ett mättillfälle) vilket betyder att all acetat förbrukades. 11

PO4-P, slut aerob PO4-P, slut anaerob Acetat, slut anaerob PO 4 -P (mg/l) 120 100 80 60 40 20 18 15 12 9 6 3 Acetat (mg/l) 0 0 10 20 30 40 Dag Figur 3.3. Fosfatfosfor- och acetatvärden i PAO-reaktor dag ett till 42. 0 Reaktorn höll sig inte stabil på dessa nivåer någon längre tid. Från dag 22 togs inte längre all fosfat upp i den aeroba perioden och mängden kvarvarande fosfor i slutet på aerob period steg efterhand till närmare 30 mg/l, det vill säga lika mycket fosfor som tillsattes reaktorn. Parallellt sjönk mängden släppt fosfor i anaerob period. PAO-slammets fosforupptagningsförmåga försämrades alltså avsevärt. P/acetat-kvoten dag 30 (resultat från cykelstudie) var 0.19 mg fosfor/mg acetat vilket är ett ganska lågt värde som kan tyda på att GAO vuxit till sig och dominerade över PAO-populationen. Enligt Barnard och Scruggs (2003) tyder en P/VFA-kvot under 0.5 g fosfor/g acetat på att GAO är närvarande. Samtidigt som dessa förändringar skedde ökade temperaturen i laboratoriet och därmed också i reaktorn (figur 3.4) eftersom temperaturen däri inte reglerades utan höll rumstemperatur. PO4-P, slut aerob Temperatur 30 30 PO 4 -P (mg/l) 25 20 15 10 5 0 9 20 31 42 Dag Figur 3.4. Fosfatfosforvärden i slutet på aerob period och temperatur i PAO-reaktorn dag nio till 42. 25 20 Temperatur (grader Celsius) 12

Temperaturökningen och det minskade fosforupptaget skulle kunna ha ett samband. Enligt Panswad et al. (2003) påverkas fosforborttagningsförmågan negativt av ökad temperatur. I denna studie fann man att PAO dominerade endast vid 20ºC eller möjligen lägre och GAOs optimala temperatur låg mellan 25ºC och 32.5ºC. PAO borde alltså ha fördel vid lägre temperatur. Det skulle kunna vara så att GAO vuxit till sig i reaktorn när temperaturen ökade. Den låga P/acetat-kvoten, 0.19 mg fosfor/mg acetat, från cykelstudien dag 30 tyder också på att GAO dominerade över PAO. Dag 38 placerades reaktorn i vattenbad för att kunna kontrollera temperaturen och se om fosforupptagningsförmågan kunde återhämta sig. På grund av tekniska problem pumpades alltför mycket saltsyra in följande två dagar så att ph sjönk så lågt att organismerna dog. Förmodligen störde vattenbadet ph-mätaren så att den uppmätte fel värden. Dag 42 avslutades PAO-reaktorn. GAO GAO-reaktorn drevs i 64 dagar. Slammet dominerades från start av PAO vilket bekräftades av fosforsläpp och upptag de första dagarna (figur 3.5). Även all acetat togs upp i anaerob period under första veckan vilket tyder på aktivitet av PAO. För att missgynna PAO tillfördes reaktorn endast en liten mängd fosfor, de höga fosforvärdena som uppmättes i slutet på anaerob period till en början berodde på att slammet vid start innehöll stora mängder fosfor upptagen av PAO. Efterhand sjönk fosforvärdena och dag 17 var fosforhalten i slutet på anaerob period nere på 5.0 mg/l. I slutet på aerob period var fosforvärdena hela tiden nära noll. Alltså togs den lilla mängd fosfor som fanns upp. Från dag nio togs inte längre all acetat upp i anaeroba fasen vilket tyder på minskad population av PAO. Dag 24 tas återigen all acetat upp. Troligtvis har då GAO ökat i antal och konsumerar all acetat. Reaktorn höll sig sedan stabil på dessa nivåer tills den avslutades. PO4-P, slut aerob PO4-P, slut anaerob Acetat, slut anaerob PO 4 -P (mg/l) 60 50 40 30 20 10 0 0 10 20 30 40 50 60 Dag 200 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 Acetat (mg/l) Figur 3.5. Fosfatfosfor- och acetatvärden i GAO-reaktor. Cykelstudier Dag 30 utfördes en cykelstudie i båda reaktorerna. Resultaten ses i figur 3.6 och 3.7. Maximala upptags- och släpphastigheter beräknades på lutningen av en regressionslinje 13

genom aktuella punkter i diagram med mätresultaten. Hastigheterna redovisas i figur 3.8. All acetat togs upp inom 45 minuter i båda reaktorerna. Upptagshastigheten skiljde sig dock mellan dem. GAO-slammet tog upp acetaten betydligt snabbare än PAO-slammet. GAOs acetatupptagshastighet var 246 mg/gvss*h och PAOs 93 mg/gvss*h. Mängden släppt fosfor per upptagen acetat, P/acetat-kvoten, var också olika för de båda slammen. Kvoterna anges i milligram släppt fosfor per milligram upptagen acetat. PAO-slammet som släppte mycket mer fosfor än GAO-slammet hade en mycket högre kvot, 0.19 jämfört med GAO-slammets 0.02. Det var dock en mycket låg kvot för ett slam som förväntas domineras av PAO. Normal kvot för en PAO-population är enligt Barnard och Scruggs (2003) 0.5. Vid en liten cykelstudie (provtagning en gång per timme) dag nio då slammet fortfarande tog upp all fosfat uppmättes en kvot på 0.61 för PAO-reaktorn. Förmodligen missgynnades PAO av den ökade temperaturen (se ovan) och GAO kunde växa till. VSS var lägre än normalt för GAO-reaktorn vid mättillfället. Lågt värde på VSS ger ju ett högt värde på acetatupptagshastigheten. Acetatupptagshastigheten för GAO-reaktorn vid två andra mättillfällen var 123 respektive 155 mg/gvss*h vilket är mycket lägre än vid detta mättillfälle då det uppmättes till 246 mg/gvss*h. Kanske berodde det låga VSS-värdet på ett mätfel. Det skulle isåfall förklara den oväntat höga upptagshastigheten. P/acetat-kvoten påverkas inte av VSS-värdet. PO4-P Acetat PO4-P Acetat PO4-P (mg/l) 120 100 80 60 40 20 0 0 60 120 180 240 300 Tid (min) 200 160 120 80 40 0 Acetat (mg/l) PO4-P (mg/l) 5 4 3 2 1 0 0 60 120 180 240 300 Tid (min) 200 160 120 80 40 0 Acetat (mg/l) Figur 3.6. Cykelstudie i PAO-reaktorn dag 30. Figur 3.7. Cykelstudie i GAO-reaktorn dag 30. PAO GAO Acetatupptag (mg/gvss*h) 93 246 Fosforsläpp (mg/gvss*h) 16.3 4.0 Fosforupptag (mg/gvss*h) 15.6 6.8 P/acetat (mg/mg) 0.19 0.02 Figur 3.8. Resultat från cykelstudierna. 3.2.2 Blandningsförsök Syftet med blandningsförsöket var att jämföra acetatupptagshastighet och mängden släppt fosfor per upptagen acetat, P/acetat-kvoten, för slam med olika sammansättning av GAO och PAO. De slam som användes var ett slam från Helsingborgs reningsverk som innehöll mycket 14

PAO och slam från GAO-reaktorn som innehöll mycket GAO samt en blandning med volymmässigt lika delar av dessa två slam. Resultaten från försöket med det blandade slammet jämfördes med ett resultat som beräknats utifrån resultaten från försöken med GAOslammet och med Helsingborgsslammet. Slammen som användes i försöket hade mycket olika VSS och vid beräkningen förutsattes att slammen bidragit till upptagshastigheten och P/acetat-kvoten med en andel som beräknats utifrån slammens VSS. Hastigheterna för acetatupptag och P-släpp anges i mg per gram VSS och timme för att kunna jämföra resultaten från de olika slammen. Syftet med att beräkna ett resultat är att se om GAO och PAO uppförde sig likadant i en blandning som de gjorde var för sig eller om de påverkades av varandra. Om organismerna påverkades av varandra borde det beräknade resultatet skilja sig avsevärt från det uppmätta. Resultaten presenteras i figur 3.9. De beräknade resultaten är relativt lika de uppmätta för blandslammet beträffande fosforsläpp och VSS. Däremot skiljer sig acetatupptagshastigheten. Det beräknade värdet är endast 82 % av det uppmätta värdet. Detta gör också att den beräknade P/acetat-kvoten blir högre. Kanske påverkades acetatupptagshastigheten när slammen blandades men fosforsläppet var opåverkat. Liksom vid cykelstudierna i GAO- och PAO-reaktorerna (se kap 3.2.1) så hade GAO-slammet här ett betydligt snabbare acetatupptag. Även slammens P/acetat-kvoter visade stora skillnader. Högst kvot, 0.40 mg fosfor/mg acetat, hade Helsingborgsslammet och lägst kvot, 0.02 mg fosfor/mg acetat, hade GAO-slammet. Kvoten är alltså högre ju större mängd PAO slammet innehåller. Hastighet P-släpp (mg/gvss*h) Hastighet acetatupptag (mg/gvss*h) P/acetat-kvot (mg/mg) GAO Helsingborg GAO/Hbg GAO/Hbg beräknat 2 16 11 11 123 40 85 70 0.02 0.40 0.13 0.16 VSS (g/l) 1.8 3.3 2.5 2.6 Figur 3.9. Resultat från blandningsförsöket. 3.2.3 ph-försök Syftet med ph-försöken var att mäta hur acetatupptagshastigheten för GAO förändrades vid olika ph. Hastigheten för upptag av acetat har mätts i milligram upptaget acetat per gram SS och timme. Resultaten som visas i figur 3.10 visar att upptagshastigheten varierade från 170 till 112 mg/gss*h vid ph 6.5-8.0. Högsta hastighet uppmättes för ph 6.5 och minskade sedan med ökande ph. Vid ph 8.0 var hastigheten 66 % av hastigheten vid ph 6.5. Enligt Filipe et al. (2001, a) så påverkas GAO mycket av ph-värdet när det gäller hastigheten på acetatupptaget, GAO tar upp acetat fortare vid låga ph. PAOs acetatupptagshastighet påverkas däremot inte av ph (Smolders et al., 1994). Detta borde ge GAO fördel i konkurrensen om acetat i bio-p-system med lågt ph i den anaeroba zonen. 15

Acetatupptag (mg/gss*h) 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 6.5 7.0 7.5 8.0 ph Figur 3.10. VFA-upptagshastighet vid olika ph. 3.2.4 Försök med att öka fosforhalten i inkommande vatten till GAO-reaktorn Resultaten från detta försök (GAO-reaktorn dag 62 till 64) jämförs med värden från GAOreaktorn vid ordinarie fosfordos (dag 57 och 58). Fosforsläpp dag 57 och 58 samt dag 62 och 64 redovisas i figur 3.11 där fosforvärdena anges i mg/gvss. Fosforsläpp och upptag under försökstiden redovisas i figur 3.12 och här anges fosforvärdena i mg/l. Fosforsläpp Fosforsläpp Fosforupptag 2,5 8 Fosfat (mg/gvss) 2 1,5 1 0,5 Fosfat (mg/l) 6 4 2 0 57 58 62 64 0 62 63 64 Dag Dag Figur 3.11. Fosforsläpp i GAO-reaktorn vid ordinarie fosfordos (dag 57-58) samt vid ökad fosfordos (dag 62 och 64). Figur 3.12. Fosforsläpp och upptag under försöket med ökad fosfordos. Diagrammen visar att en liten förändring i fosforsläpp inträffade under försöket. Fosforsläppet ökade något jämfört med värdena från GAO-reaktorn vid ordinarie låg fosfordos. Däremot skedde inte någon större förändring i varken fosforsläpp eller upptag från dag ett till tre under försökstiden. GAO-slammet föreföll inte ha förmåga att direkt börja ta upp en större mängd fosfor. Förmodligen fanns en mindre mängd PAO som gav upphov till det ökade fosforsläppet. Om försöket pågått en längre tid hade PAO-populationen troligtvis kunnat växa till sig och konkurrera ut GAO. Brdjanovic et al. (1998) undersökte om GAO och PAO kunde vara en grupp av organismer. Hypotesen var att GAO-aktivitet berodde på PAO som inte hade tillgång till polyfosfat. Man gjorde försök med att minska fosfordosen till ett slam med PAO-population. Resultaten visade att PAO och GAO inte tillhörde samma grupp av organismer. 16

3.3 Slutsatser PAO-reaktorns fosforupptagningsförmåga försämrades samtidigt som temperaturen i reaktorn ökade. Troligtvis berodde det på ökad GAO-population. Resultaten från blandningsförsöket visade att acetatupptagshastigheten var högre ju mer GAO slammet innehöll och P/acetat-kvoten var högre ju större mängd PAO slammet innehöll. Vid jämförelse med resultaten från försöket med det blandade slammet och det beräknade resultatet så var fosforsläppet lika men acetatupptagshastigheten inte exakt lika. Möjligen var det så att GAO och PAO påverkade varandra i en blandning avseende acetatupptagshastigheten men fosforsläppet var opåverkat. Försöksresultaten visade att GAO tog upp acetat snabbare vid lägre ph. Tillfälligt ökad fosfordos påverkade inte GAO-reaktorn anmärkningsvärt. Endast en liten ökning av fosforsläppet skedde. GAO och PAO verkar inte tillhöra samma grupp av organismer. 17

Litteraturförteckning Barnard J.L. och Scruggs C.E. (2003). Biological Phosphorus Removal - Secondary release and GAOs can be your hidden enemies. Wat.Env.Tech., 15(2) 27-33. Brdjanovic D., van Loosdrecht M.C.M., Hooijmans C.M., Alaerts G.J. och Heijnen J.J. (1997). Temperature effects on physiology biological phosphorus removal. Journal of Environmental Engineering Vol. 123 No. 2. Brdjanovic D., van Loosdrecht M.C.M., Hooijmans C.M., Mino T., Alaerts G.J. och Heijnen J.J. (1998 a). Effect of polyphosphate limitation on the anaerobic metabolism of phosphorusaccumulating microorganisms. Appl Microbiol Biotechnol 50: 273-276. Brdjanovic D., Logemann S., van Loosdrecht M.C.M., Hooijmans C.M., Alaerts G.J. och Heijnen J.J. (1998 b). Influence of temperature on biological phosphorus removal: process and molecular ecological studies. Water Research Vol. 32 No 4 pp 1035-1048. Bydén, Stefan, Larsson, Anne-Marie, Olsson, Mikael. Mäta vatten. Undersökningar av sött och salt vatten. Institutionen för tillämpad miljövetenskap och Oceanografiska institutionen, Göteborgs universitet 1996. ISBN 91-88376-07-9. Erdal U.G., Erdal Z.K. och Randall C.W. (2003). The competition between PAOs (phosphorus accumulating organisms) and GAOs (glycogen accumulating organisms) in EBPR (enhanced biological phosphorus removal) systems at different temperatures and the effects on system performance. Water Science and Technology Vol 47 No 11 pp 1-8. Filipe C.D.M., Daigger G.T. och Grady Jr C.P.L. (2001 a). A metabolic model for acetate uptake under anaerobic conditions by glycogen accumulating organisms: Stoichiometry, kinetics, and the effect of ph. Biotechnology and Bioengineering 76:17-31. Filipe C.D.M., Daigger G.T. och Grady Jr C.P.L. (2001 b). Stoichiometry and Kinetics of Acetate Uptake Under Anaerobic Conditions by an Enriched Culture of Phosphorus- Accumulating Organisms at Different phs. Biotechnology and Bioengineering 76: 32-43. Filipe C.D.M., Daigger G.T. och Grady Jr C.P.L. (2001 c). Effects of ph on the rates of aerobic metabolism of phosphate-accumulating and glycogen-accumulating organisms. Water Environment Research Volume 73 Number 2. Filipe C.D.M., Daigger G.T. och Grady Jr C.P.L. (2001 d). ph as a key factor in the competition between glycogen-accumulating and phosphorus-accumulating organisms. Water Environment Research Volume 73 Number 2. Janssen P.M.J., Meinema K., van der Roest H.F. (2002). Biological Phosphorus Removal, Manual for design and operation. ISBN: 1 84339 0124 Kungliga Tekniska Högskolan, Institutionen för miljöskydd och arbetsvetenskap (1996). Miljöeffekter - kompendium i miljövård, del 4. ISBN 91-7170-733-6

Mino T., van Loosdrecht M.C.M. och Heijnen J.J. (1998). Microbiology and biochemistry of the enhanced biological phosphate removal process. Water Research Vol. 32, No. 11, pp 3193-3207. Naturvårdsverket (2002). Aktionsplan för återföring av fosfor ur avlopp. Rapport 5214. Huvudrapport till "Bra slam och fosfor i kretslopp. Panswad T., Doungchai A. och Anotai J. (2002).Temperature effect on microbial community of enhanced biological phosphorus removal system. Water Research 37 409-415. Saunders A.M., Oehmen A., Blackall L.L., Yuan Z. och Keller J. (2003). The effect of GAOs (glycogen accumulating organisms) on anaerobic carbon requirements in full-scale Australian EBPR (enhanced biological phosphorus removal) plants. Water Science and Technology Vol 47 No 11 pp 37-43. Schuler A.J. och Jenkins D. (2002). Effects of ph on enhanced biological phosphorus removal metabolisms. Water Science and Technology Vol 46 No 4-5 pp 171-178. Smolders G.J.F., van der Meij J., van Loosdrecht M.C.M. och Heijnen J.J. (1994). Model of the anaerobic metabolism of the biological phosphorus removal process: Stoichiometry and ph influence. Biotechnology Bioengineering, 43:461-470. Tykesson E. (2002). Combined biological- and chemical phosphorus removal in wastewater treatment - Swedish experience and practical application of phosphorus release batch test. Licentiate thesis. LUTVDG/(TVVA-3007). ISSN:1650-5050. Tykesson E., Blackall L., Keller J. och la Cour Jansen J. (2003). Growth of glycogen accumulating organisms as a probable consequence of simultaneous chemical precipitation in enhanced biological phosphorus removal. Presenterad på IWA konferens: Environmental Biotechnology Advancement on Water and Wastewater Applications in the tropics, 9-10 december 2003, Kuala Lumpur, Malaysia. Whang L.-M. och Park J.K. (2002). Competition between polyphosphate- and glycogenaccumulating organisms in biological phosphorus removal systems - effect of temperature. Water Science and Technology Vol 46 No 1-2 pp 191-194. Zeng R.J., van Loosdrecht M.C.M., Yuan Z. och Keller J. (2002). Metabolic model for glycogen-accumulating organisms in anaerobic/aerobic activated sludge systems. Biotechnology Bioengineering, 81: 92-105.