Biologisk fosforavskiljning en studie av bio-p-processen och slamhydrolys samt en utvärdering av Smålandsstenar avloppsreningsverk

LUNDS TEKNISKA HÖGSKOLA Lunds universitet Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Biologisk fosforavskiljning en studie av bio-p-processen och slamhydrolys samt en utvärdering av Smålandsstenar avloppsreningsverk Examensarbete av David Gustavsson Lund, september 2005

2

Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Lunds Tekniska Högskola Lunds Universitet Department of Water and Environmental Engineering Lund Institute of Technology University of Lund Sweden Biologisk fosforavskiljning en studie av bio-p-processen och slamhydrolys samt en utvärdering av Smålandsstenar avloppsreningsverk Biological phosphorus removal a study of the bio-p-process and sludge hydrolysis and an evaluation of Smålandsstenar wastewater treatment plant Examensarbete / Master s Thesis number: 2005-11 David Gustavsson Department of Water and Environmental Engineering September 2005 Handledare / Supervisor Professor Jes la Cour Jansen Assisterande handledare / Assisting supervisor Environmental engineer Carl Dahlberg Examinator Lektor Karin Jönsson Postal address Visiting address Telephone Box 118 John Ericssons väg 1 +46 46 222 89 96 SE-221 00 LUND +46 46 222 00 00 Sweden Telefax +46 46 222 42 24 Web address www.vateknik.lth.se 3

Bild på framsida: Smålandsstenar avloppsreningsverk är förlagt inomhus. 4

Sammanfattning För att minska övergödningen av hav, sjöar och vattendrag finns hårda utsläppskrav gällande fosforavskiljning vid svenska kommunala avloppsreningsverk. Den kemiska fosforavskiljningens enkelhet i jämförelse med biologisk fosforavskiljning har hindrat användningen av den senare metoden. Driften av biologisk fosforavskiljning har ofta visat sig vara svår och kräver mer övervakning och kunskap, men minskar kemikaliedosering och förbättrar slamegenskaper. Genom att läsa denna rapport fås en ökad förståelse för biologisk fosforavskiljning, men rapporten fungera också som ett hjälpmedel vid en etablering och utvärdering av denna process. Slamhydrolys, som ett hjälpmedel vid brist på lättflyktiga fettsyror (VFA), studeras också ingående i rapporten. Dessutom görs en utvärdering av den biologiska fosforavskiljningen vid Smålandsstenar avloppsreningsverk. Den biokemiska modellen för biologisk fosforavskiljning är principiellt klar idag. Ofta råder det brist på lättnedbrytbart organiskt material, som är eller kan omvandlas till VFA, i det inkommande avloppsvattnet. Andra faktorer som försvårar driften av bio-p-processen är nitratrecirkulation till den anaeroba zonen, sekundärt fosforsläpp, för häftig luftning samt konkurrens med glykogenackumulerande organismer (GAO). Smålandsstenar avloppsreningsverk, som saknar krav på kväveavskiljning, drivs med en A/Oprocess där en del av avloppsvattnet inte genomgår försedimentering och där allt returslam pumpas till den anaeroba zonen. Denna konfiguration sattes igång i februari 2004 för att gynna den biologiska fosforavskiljningen. Denna studie kunde genom fosforsläppförsök och datasimulering konstatera att verket har en väl fungerande bio-p-process. Utökad övervakning kan dock innebära att den kvarvarande kemikaliedoseringen kan sänkas ytterligare. Eventuellt råder magnesiumbrist för bio-p-processen i verket. Slamhydrolys av primär- och returslam men även hydrolys av en 50/50-blandning av de två slammen utfördes för att undersöka respektive slams VFA-produktion. Både primär-, returoch det blandade slammet visade ge en hög VFA-produktion. Utbytena var högre hos returslammet än hos primärslammet, dock producerade primärslammet VFA snabbare. Returslamshydrolysen gav för höga ortofosfathalter som skulle leda till att den producerade VFA inte skulle räcka för att gynna bio-p-processen. Blandningen av primär- och returslam förväntades ge en snabbare VFA-produktion än de respektive slammen. Denna hastighet visade sig också vara något högre men fler försök behövs för att kunna konstatera detta. Intressant vore också att testa andra blandningsproportioner. 5

Hydrolysis of primary, secondary and mixed sludge GUSTAVSSON, D. J. I. Master student at Department of Water and Environmental Engineering, Lund Institute of Technology. Abstract Enhanced biological phosphorus removal (EBPR) suffers when sufficient amounts of easily biodegradable organic matter as VFA is lacking in the wastewater, which often is the case in Sweden. Biological hydrolysis under anaerobic conditions of sludge has often been used to increase the availability of VFA for the EBPR-process. This study investigated the hydrolysis of primary and secondary sludges but also a hydrolysis of a 50/50-mixture of the two sludges. The hydrolysis experiments were performed in the laboratory in batch reactors at 20ºC, with stirring and nitrogen gas supply and without adding any chemicals. An increase in concentrations of dissolved COD, acetate, propionate, NH 4 -N and PO 4 -P during the first days of the hydrolysis was stated in all experiments. Hydrolysis of secondary sludge showed the highest yields of all products, while the hydrolysis of primary sludge seemed to produce VFA faster. However, the mixture produced VFA fastest. Hydrolysis of secondary sludge produced too high phosphorus concentrations to be used as an extra VFA source. Keywords: sludge hydrolysis, enhanced biological phosphorus removal (EBPR), primary sludge, secondary sludge, mixed sludge, volatile fatty acids (VFA) Introduction Enhanced biological phosphorus removal (EBPR) is a treatment that has been known for quite a while without becoming dominant. Chemical precipitation of phosphorus is easy to perform while EBPR often has been experienced with operational problems caused by for example nitrate recirculation into the anaerobic zone, secondary phosphorus release and competition with glycogen accumulating organisms (GAOs). However, a more basic problem, often experienced in Sweden, is the lack of sufficient amounts of volatile fatty acids (VFAs) (Särner et al., 2004). One solution for this problem is biological hydrolysis of sludge under anaerobic conditions, which increases VFA production without using external chemicals and energy input. The phosphate accumulating organisms (PAOs) are responsible for the luxury uptake of phosphorus and are known to need a varying anaerobic and aerobic/anoxic environment. In the anaerobic zone PAOs take up VFAs, preferably acetic acid, using energy from breaking polyphosphate bindings causing a release of orthophosphate into the surrounding water. Later, in the aerobic/anoxic zone, PAOs grow and orthophosphate is taken up again using the stored carbon. A net uptake of phosphorus is seen and the microbial growth is taken out as surplus sludge. Abu-ghararah & Randall (1991) and Christensson et al. (1995) suggest that at least between 10 and 20 mg HAc-COD is needed to remove 1 mg phosphorus. Biological hydrolysis under anaerobic conditions can be seen as four degradable steps; hydrolysis, fermentation, anaerobic oxidation and methane production (Gujer & Zehnder, 1983). Acetic acid is produced through fermentation and anaerobic oxidation. If the degradation goes too far, the acetic acid is lost to methane production. Morgenroth et al. (2002) stated that the mechanism in biological hydrolysis of wastewater is not totally known, however, according to Banister & Pretorius (1998) the hydrolysis is affected by retention time 6

(see Fig. 1), ph, temperature, wastewater content, plant configuration, trace metals and redox potential. VFA production Methane production VFAconc. Sludge retention time Figure 1 VFA concentration increases with the solid retention time in a hydrolysis basin or tank, but decreases when methane production starts. The sludge types of interest in sludge hydrolysis are primary and secondary sludge. The secondary sludge contains mainly of bacteria, while primary sludge contains more easily biodegradable substrate. Primary sludge hydrolysis in external tanks has been used for decades to increase the fraction of easily degradable COD for the EBPR. However, solid retention times of several days often leads to technical problems such as clogging, production of smelly and poisonous gases such as hydrogen sulphide and low ph (Teichgräber et al., 2000). Hydrolysis of secondary sludge has not been applied in many wastewater treatment plants. The problem with this hydrolysis is often high internal loadings of nitrogen and phosphorus, coming from the degradation of biomass. In addition, the VFA production rate is lower than in primary sludge hydrolysis (Petersen, 2002). Anyway, in 2002 13 Danish wastewater treatment plants hydrolysed secondary sludge for VFA production and Särner et al. (2004) investigated one Swedish wastewater treatment plant working with this type of hydrolysis. The advantages with secondary sludge hydrolysis are the highly available amounts of secondary sludge, the lack of smell problems and the fact that ph does not decrease as much as when hydrolysing primary sludge (Petersen, 2002; Särner et al., 2004). Jönsson & Jansen (2005) showed that treatment without primary settling and low solid retention times increases the production of easily biodegradable COD in hydrolysis of secondary sludge. Nobody has earlier studied the effect of hydrolysing a mixture of primary and secondary sludge. Mosel-Engeler et al. (1998) studied a mixed sludge without studying the two different sludges at the same time. In this study, three different batch reactors containing primary, secondary respectively a 50/50-mixed sludge was held under anaerobic conditions under several days to follow the hydrolysis of the different sludges. The hypothesis was that the VFA production rate would increase because of the using of the numerous bacteria in a secondary sludge together with the more easily degradable substrate of a primary sludge. Material and methods The sludge used in the study was collected from Smålandsstenar wastewater treatment plant in southern Sweden, which has an A/O-configuration and a yearly mean inflow of more than 2000 m 3 /day. Around 30 % of the inflowing water is unsettled and flows directly into the anaerobic zone where it is mixed with all return sludge, hereafter called secondary sludge. The plant uses post-precipitation without mixing chemical sludge with secondary sludge. No discharge limit regarding nitrogen exists. The aerobic solid retention time is approximately 8.5 days and the total approximately 15 days. 7

Experiments were carried out at two different occasions, two months in between, during the spring of 2005. The sludge was delivered from the plant to the laboratory of the Department of Water and Environmental Engineering at Lund Institute of Technology. The experiments were started the same day as the sludge arrived. The first occasion only included hydrolysis of primary and secondary sludge, while the second also included a hydrolysis of a 50/50-mixture of the two former sludges. Two respectively three beakers of glass containing four litres of sludge were placed in a temperature regulated water bath where the temperature was held at 20ºC ± 1ºC. Each beaker was covered with a plastic lid with holes for a stirrer, a nitrogen gas supplier and sampling. The stirring speed was kept as low as possible without letting the sludge settle. The experimental set-up was the same as Jönsson & Jansen (2005) and Daton & Wallergård (2003) have used. In the beginning, two samples per day were taken, decreasing to one per day during the last days. The samples were filtrated before analysing concentrations of dissolved COD, NH 4 -N and PO 4 -P with Dr Lange-ampoules and concentration of VFA with a gas chromatograph. The VFAs measured were acetic acid and propionic acid. Also, ph was measured in every sample. Before and after the experiments total COD, SS, VSS, TS and VS were measured. Results All experiments are summarised in Tab. 1, where start date, sludge type, experiment time and different initial conditions are shown. The first hydrolysis was carried out a few days longer in order to find out how the hydrolysis behaved. The analysis of total COD failed during the first occasion, as did the measurements of solids in the primary sludge. Anyway, the latter s results can be seen in Tab. 1. Tab. 2 shows the hydrolyses yields and initial rates in different units. Table 1 The different hydrolysis batch reactors. Start date Id. Sludge type Experiment time (days) Initial tot-cod (mg/l) Initial VSS (g/l) Initial TS (%) 28 feb P1 Primary 8,7-6,8 0,6 28 feb R1 Secondary 9,7-9,4 1,2 27 apr P2 Primary 5,7 16840 9,5 1,2 27 apr R2 Secondary 5,7 14180 9,3 1,1 27 apr PR2 50/50-mixture 5,7 14100 9,1 1,1 Table 2 Yields and hydrolysis rates. Experiment P1 P2 R1 R2 PR2 Maximum yields mg dissolved COD/g VSS VFA-COD/initial total COD in % mg VFA-COD/g VSS mg VFA-COD/l mg PO 4 -P/g initial total COD mg NH 4 -N/g initial total COD Initial hydrolysis rates mg dissolved COD/(g VSS. h) mg VFA-COD/(g VSS. h) g VFA-COD/(g initial COD. d) mg NH 4 -N/(g VSS. h) Other yields VFA/dissolved COD in % Acetate/dissolved COD in % Propionate/dissolved COD in % 268-118 800 - - - 1,74-0,08 43 22 21 251 6,9 107 1159 1,6 5,2 6,06 2,12 0,033 0,13 44 27 17 363-96 902 - - - 0,89-0,17 32 18 15 394 10,3 157 1455 2,8 17 6,47 2,08 0,033 0,32 42 24 17 302 10,0 155 1406 2,5 13 6,21 2,19 0,018 0,25 46 26 20 8

The production of dissolved COD decreased after 3-4 days in all experiments, see Fig. 1. Initial hydrolysis rates and yields, expressed in dissolved COD, was higher for the secondary sludge. The production of VFA in the primary sludge had higher initial rates, however, the yield may be higher in the secondary sludge. The mixture showed the highest initial VFA production rate. Experiment R1 and P2 showed a decrease in VFA production after approximately 4.5 days, while the production in the other experiments seemed to decrease after approximately 6 days, see Fig. 2. R2 and PR2 had the highest VFA production. The initial VFA concentration was zero in the hydrolyses of secondary sludge, while the primary sludge consisted of 34.8 VFA-COD/l (P1) and 108.5 mg VFA-COD/l (P2). The mixture had an initial VFA concentration in between the two sludges, 49.8 mg VFA-COD/l, which could be a proof of good mixing. If one look at the ratios VFA/dissolved COD, acetate/dissolved COD and propionate/dissolved COD, it can be seen that almost every ratio is higher in the primary sludge hydrolyses than in the secondary sludge hydrolyses. Löst COD (mg/g VSS) 450 400 350 300 250 200 150 100 50 0 0 2 4 6 8 10 P1 R1 P2 R2 PR2 VFA (mg COD/g VSS) 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 0 2 4 6 8 10 P1 R1 P2 R2 PR2 Tid (dygn) Tid (dygn) Figure 1 The production of dissolved COD during the experiments. Figure 2 The production of VFA during the experiments. ph during the hydrolyses is shown in Fig. 3. In hydrolysis of secondary sludge ph decreased during the first days, thereafter ph increased. Favourable conditions for methane production occurred when hydrolysing secondary sludge, since a ph interval between 6.7 and 7.4 favours methane production (Bitton, 1994). The ph of the primary sludge decreased to 5.5 and stabilised after approximately 5 days. The mixture showed a ph development in between the two different sludges. ph 8,5 8,0 7,5 7,0 6,5 6,0 5,5 5,0 0 2 4 6 8 10 Tid (dygn) P1 R1 P2 R2 PR2 Figure 3 The ph development during the experiments. When comparing Fig. 2 and Fig. 3 one can see that ph decreased when the VFA concentration increased, which is natural since VFAs are acids. However, in experiment R2 9

ph increased even if the VFA concentration increased, which may be explained by an extensive methane production. Fig. 4 and Tab. 2 show that the concentration respectively the yield and initial hydrolysis rates of NH 4 -N was higher in the secondary sludge than in the primary sludge. The mixture resembled a secondary sludge. Also the production and release of PO 4 -P was higher in the secondary sludge, see Fig. 5. NH 4 -N (mg/g VSS) 35 30 25 20 15 10 5 0 0 2 4 6 8 10 P1 R1 P2 R2 PR2 PO4-P (mg /g VSS) 12 10 8 6 4 2 0 0 2 4 6 8 10 P1 R1 P2 R2 PR2 Tid (dygn) Tid (dygn) Figure 4 The production of NH 4 -N during the experiments. Figure 5 The production of PO 4 -P during the experiments. Fig. 6 shows that when a VFA-COD/P-ratio of 10 is valid hydrolyses of primary and mixed sludge resulted in a surplus of VFA in the hydrolysate. The secondary sludge reached the limit after two days, however, thereafter R1 most likely got methane production. With a stricter ratio of 20, only the primary sludge produced a surplus of VFA during the whole experiment, while the mixture reached that ratio after 3,7 days. PO 4 -P (mg/g VSS) 14 12 10 8 6 4 2 0 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 VFA (mg COD/g VSS) P1 R1 P2 R2 PR2 10 20 Figure 6 PO 4 -P as a function of VFA-COD. The black and the grey lines show the limit for net addition of VFA when a VFA-COD/P-ratio of 10 respectively 20 is needed for EBPR. A relation between produced VFA and produced NH 4 -N could be found. Fig. 7 shows the relation in primary sludge, but the same relation could also be found in secondary and mixed sludge. The secondary sludge produced most NH 4 -N per VFA, 0,17 mg NH 4 -N/mg VFA- COD and the primary least, 0,08 mg NH 4 -N/mg VFA-COD. The mixture again showed a value in between, 0,13 mg NH 4 -N/mg VFA-COD. 10

NH4-N (m g /g VSS) 14 12 10 8 6 4 y = 0,0756x + 2,3289 R 2 = 0,8905 P1 P2 2 0 0 20 40 60 80 100 120 140 VFA (mg COD/g VSS) Figure 7 NH 4 -N as a function of VFA-COD in the primary sludge. Discussion An increase in concentrations of dissolved COD, acetate, propionate, NH 4 -N and PO 4 -P during the first days of the hydrolysis was stated in all experiments. The experiment temperature was 20ºC, which probably is between 5-10ºC higher than the real process temperature in Smålandsstenar wastewater treatment plant. Therefore, the found yields and hydrolysis rates should be higher than in reality. Hydrolysis of secondary sludge got the highest yields of all products, while the hydrolysis of primary sludge seemed to produce VFA faster. The primary sludge also produced more VFA per produced dissolved COD than the secondary sludge. The hydrolysis of the mixture often resulted in values in between the two different sludges. However, the initial VFA production seemed to be the fastest in the mixture which also had the highest VFA production per produced dissolved COD. Anyhow, trustable conclusions about the mixture cannot be drawn after a single experiment. It would also be interesting to test different proportions of the two different sludges. A hydrolysis of primary sludge during one or two days should be preferred if tanks tolerating low ph are used. The hydrolysis of secondary sludge gave a too high load of phosphorus why no extra VFA was produced. An alternative would be to separate the clear phase of the hydrolysed secondary sludge and add chemicals to precipitate phosphorus, before pumping it to the anaerobic zone. A relation between VFA production and increased NH 4 -N-concentrations was found which also was seen by Daton & Wallergård (2003). Conclusions Hydrolysis of secondary sludge showed the highest yields of all products, while the hydrolysis of primary sludge seemed to produce VFA faster. The initial VFA production seemed to be the fastest in the 50/50-mixture of primary and secondary sludge. Hydrolysis of secondary sludge produced too high phosphorus concentrations to be used as an extra VFA source. A relation between VFA production and increased NH 4 -N-concentrations was found. 11

Acknowledgements I would like to thank my supervisor Jes la Cour Jansen for his great help 24-hours a day. The laborants Gerd Persson, Ylva Persson och Mona Wretling-Hamrin helped me a lot with my laborations and was nice friends during my work. Also Carl Dahlberg at Gislaved s municipality, where all the sludge was taken, is worth to mention. References Abu-ghararah, Z. H. & Randall, C. W. 1991. The effect of organic compounds on biological phosphorus removal. Water Science and Technology, 23(4-6): 585-594. Banister, S. S., Pitman, A. R. & Pretorius, W. A. 1998. The solubilisation of N and P during primary fermentation and precipitation of the resultant P. Water SA, 24(4): 337-342. Bitton, G. 1994. Wastewater microbiology. John Wiley & Sons Inc., New York. Christensson, M., Jönsson, K., Lee, N., Lie, E., Johansson, P., Welander, T. & Østgaard, K. 1995. Utvärdering av biologisk fosforavskiljning vid Öresundsverket i Helsingborg processtekniska och mikrobiologiska aspekter. VA-Forskrapport nr. 93-111. In Swedish. Daton, M. & Wallergård, A. 2003. Evaluation of the VFA-resources for a BPR process at the Västra Stranden wastewater treatment plant. Master s Thesis Nr. 2003-01, Department of Water and Environmental Engineering, Lund Institute of Technology. Gujer, W. & Zehnder, A. J. B. 1983. Conversion processes in anaerobic digestion. Water Science & Technology, 15(8-9): 127-167. Jönsson, K. & Jansen, J. la C. 2005. Hydrolysis of return sludge for production of easily biodegradable carbon effect of pre-treatment, sludge age and temperature. Unpublished. Morgenroth, E., Kommedal, K. & Harremoës, P. 2002. Processes and modelling of hydrolysis of particulate organic matter in aerobic wastewater treatment a review. Water Science & Technology, 45(6):25-40. Petersen, G. 2002. Biologisk slamhydrolyse af aktivt slam en naturlig process i renseanlæg. Spildevands-teknisk tidskrift, nr 4, okt 2002. In Danish. Särner, E., Jonasson, C. & Petersson, M. 2004. Hydrolys av returslam för förbättrad biologisk fosforavskiljning. Vatten, 60(4): 231-238. In Swedish. Teichgräber, B. 2000. Acidification of primary sludge to promote increased biological phosphorus elimination and denitrification. Water Science & Technology, 41(9): 163-170. 12

Förord Denna rapport är ett examensarbete, som avslutar mina studier i civilingenjörsprogrammet ekosystemteknik vid Lunds Tekniska Högskola. Examensarbetet utfördes på Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik i samarbete med Gislaveds kommun. Jag vill tacka min handledare Jes la Cour Jansen, för att han under alla tider på dygnet haft tid att svara på mina frågor. Mitt samarbete med min biträdande handledare Carl Dahlberg har gett mig många skratt och inspiration för min framtida yrkesutövning. Ett stort tack även till Gerd Persson, Ylva Persson och Mona Wretling-Hamrin på laboratoriet, som har hjälpt mig vid mina labförsök men också för deras trevliga sällskap. Dessutom tack till alla andra på avdelningen som har svarat på mina frågor. Lund den 1 september 2005 David Gustavsson 13

Förkortningar/Ordlista bio-p-processen BOD 5, BOD 7 COD GAO NH 4 -N PAO PHA PHB PO 4 -P TKN slamålder SS TS VFA VS VSS fosforavskiljningsprocessen med PAOs biokemisk syreförbrukning (eng. Biochemical Oxygen Demand) under 5 respektive 7 dagars inkubationstid kemisk syreförbrukning (eng. Chemical Oxygen Demand) glykogenackumulerande organism ammoniumkväve fosforackumulerande organism polyhydroxyalkanoat polyhydroxybutyrat ortofosfatfosfor total Kjeldahl-kväve genomsnittlig uppehållstid för en slampartikel i de biologiska bassängerna uttryckt i dagar suspenderad substans torrsubstans lättflyktig fettsyra (eng. Volatile Fatty Acid) organisk andel av TS (eng. Volatile Solids) organisk andel av SS (eng. Volatile Suspended Solids) 14

Innehåll 1 INLEDNING... 17 1.1 BAKGRUND... 17 1.2 SYFTE... 17 1.3 AVGRÄNSNINGAR... 18 1.4 LÄSANVISNINGAR... 18 2 BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING... 19 2.1 BIOKEMISK MODELL... 20 2.2 DENITRIFIERANDE POLYFOSFATACKUMULERANDE ORGANISMER... 21 2.3 GLYKOGENACKUMULERANDE ORGANISMER (GAOS)... 21 2.4 VIKTIGA FAKTORER OCH KONKURRENS MED GAOS... 22 2.4.1 Temperatur... 22 2.4.2 ph... 23 2.4.3 Avloppsvattnets sammansättning... 23 2.4.4 Kolkälla... 25 2.4.5 Nitrat och syre... 25 2.4.6 Slamålder och belastning... 25 2.4.7 Anaerob uppehållstid... 26 2.4.8 Motjoner... 26 2.4.9 Kombination med kemisk fosforavskiljning... 27 2.5 FÖRDELAR OCH NACKDELAR... 28 2.6 FOSFORSLÄPPFÖRSÖK... 29 2.7 KONFIGURATIONER... 30 2.7.1 Phoredox och UCT... 31 2.7.2 Dephanox... 33 2.7.3 Bio-Denipho... 33 2.7.4 A/O... 34 2.7.5 Phostrip... 34 3 SLAMHYDROLYS... 36 3.1 TEORI... 36 3.2 METODER... 38 3.2.1 Primärslamshydrolys... 38 3.2.2 Returslamshydrolys... 40 3.2.3 Blandning av primär- och returslam... 41 4 DATAMODELLERING... 42 5 SMÅLANDSSTENAR AVLOPPSRENINGSVERK... 43 6 METODIK... 50 6.1 HYDROLYSFÖRSÖK... 50 6.1.1 Material... 50 6.1.2 Utförande... 51 6.2 FOSFORSLÄPPFÖRSÖK... 51 6.2.1 Material... 51 6.2.2 Utförande... 52 6.3 NITRIFIKATIONSFÖRSÖK... 53 6.3.1 Material... 53 6.3.2 Utförande... 53 6.4 DATASIMULERING... 53 6.4.1 Syfte... 53 6.4.2 Data... 53 6.4.3 Förenklingar och antaganden... 54 6.4.4 Kalibreringsstrategi... 55 6.4.5 Simuleringar... 56 15

7 RESULTAT... 57 7.1 HYDROLYSFÖRSÖK... 57 7.2 FOSFORSLÄPPFÖRSÖK... 63 7.3 NITRIFIKATIONSFÖRSÖK... 67 7.4 DATASIMULERING... 67 7.4.1 Kalibrering... 67 7.4.2 Simuleringar... 69 8 DISKUSSION... 71 8.1 HYDROLYSFÖRSÖK... 71 8.2 FOSFORSLÄPPFÖRSÖK... 72 8.3 NITRIFIKATIONSFÖRSÖK... 73 8.4 DATASIMULERING... 73 9 UTVÄRDERING AV SMÅLANDSSTENAR AVLOPPSRENINGSVERK... 75 10 BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING EN SAMMANFATTNING... 76 11 SLUTSATSER... 78 12 FÖRSLAG PÅ FORTSATTA STUDIER... 79 13 REFERENSER... 80 BILAGA I... 86 BESTÄMNING AV ANDEL ICKE-FÖRSEDIMENTERAT VATTEN AV INFLÖDET... 86 BILAGA II... 88 SLAMÅLDERSBERÄKNING... 88 BILAGA III... 90 ANALYSMETODER... 90 APPARATUR... 90 BILAGA IV... 92 BERÄKNING AV DOSERING I EFOR (2003)... 92 BILAGA V... 93 HYDROLYSFÖRSÖK: PRIMÄRSLAM 1... 93 HYDROLYSFÖRSÖK: PRIMÄRSLAM 2... 94 HYDROLYSFÖRSÖK: RETURSLAM 1... 95 HYDROLYSFÖRSÖK: RETURSLAM 2... 96 HYDROLYSFÖRSÖK: 50/50-BLANDNING AV PRIMÄR- OCH RETURSLAM... 97 BILAGA VI... 98 FOSFORSLÄPPFÖRSÖK 1... 98 FOSFORSLÄPPFÖRSÖK 2... 99 FOSFORSLÄPPFÖRSÖK 3... 100 FOSFORSLÄPPFÖRSÖK 4... 101 BILAGA VII... 102 NITRIFIKATIONSHASTIGHETSFÖRSÖK... 102 BILAGA VIII... 103 OMRÄKNING AV NITRIFIKATIONS-, HYDROLYS- OCH SYRABILDNINGSHASTIGHET... 103 16

1 Inledning 1.1 Bakgrund Att minska övergödningen av hav, sjöar och vattendrag är ett av svenska Naturvårdverkets 15 miljökvalitetsmål. Detta miljöproblem har uppstått på grund av omfattande utsläpp av näringsämnen, framför allt kväve och fosfor. Näringsläckage från gödslade jordbruksmarker är den största bidragande orsaken till detta problem. Dock är även näringsurlakning från skogsbruk, förbränning av fossila bränslen, utsläpp från reningsverk och enskilda avlopp viktiga bidragande faktorer. Punktutsläpp, som från reningsverk, är lättare att förhindra, vilket har gjort att det satsats en hel del de sista decennierna på att minimera deras utsläpp, även om deras roll i övergödningen är mindre. Alla reningsverk har som första krav att minska utsläppen av COD (eng. Chemical Oxygen Demand), det vill säga kolföreningar som är syretärande genom dess naturliga nedbrytning. Under sjuttiotalet ökade även kraven på fosforavskiljning på grund av fosforns bidragande del i övergödningen. Lösningen blev att sätta till kemikalier för att fälla ut fosforn. Under sena åttiotalet och tidiga nittiotalet byggdes många reningsverk ut för att även kunna inkludera biologisk kväveavskiljning. De stora utgifterna hos reningsverk är kemikalieanvändning, slamhantering och energikostnader. Som ett ekologiskt alternativ till kemikalieanvändning vid fosforavskiljning, har biologisk fosforavskiljning kommit att allt mer diskuteras och också användas. Dock har driftsvårigheter och okunskap om bio-p-processen bidragit till att den inte har slagit igenom. Dock minskar denna process kemikaliekostnader och ger en mer ekologiskt drift. Denna rapport kan leda till att öka kunskapen och intresset för biologisk fosforavskiljning och fungera som ett hjälpmedel vid uppförandet och drift av denna process. Utsläppskraven för fosfor i Sverige är hårda. De flesta reningsverk har gränsvärden mellan 0,3 och 0,5 mg P/l som månads- eller kvartalsmedelvärde, beroende på recipientens känslighet (Tykesson, 2005). Ofta har det visat sig vara svårt att uppfylla dessa krav med enbart biologisk fosforavskiljning, varvid kemikaliedosering varit tvunget att fungera som ett komplement. Ett problem hos svenska kommunala avloppsreningsverk är att det ofta råder brist på lättnedbrytbara organiska ämnen (Särner et al., 2004), som är en förutsättning för både biologisk kväve- och fosforavskiljning. En extern kolkälla kan tillsättas, vilket ofta innebär ytterligare en kostnad. Detta är naturligtvis inte önskvärt. Hydrolys av det slam som avskiljs i verket, har visat sig kunna vara en lösning för att kunna öka tillgången av dessa ämnen. 1.2 Syfte Syftet med detta examensarbete var att skapa en rapport om biologisk fosforavskiljning i kommunalt avloppsvatten, som ska kunna fungera som ett hjälpmedel vid etablering och optimering av bio-p-processen. För att uppnå syftet genomfördes arbetet genom att dela upp studien i tre olika delar; en omfattande litteraturstudie, en undersökning av slamhydrolys, ett hjälpmedel för förbättrad fosforavskiljning, samt en utvärdering av Smålandsstenar avloppsreningsverks bio-p-process. Förutom litteraturstudier, har även laborationer och datasimulering varit viktiga moment i studien. 17

1.3 Avgränsningar Denna rapport är inte en fullgjord manual för biologisk fosforavskiljning, men väl ett mycket bra hjälpmedel vid uppförandet av en sådan process. Forskningsområdet är så stort att ett halvårs studier inte hinner omfatta alla delarna inom det. Exempelvis tas i princip ingenting upp om hantering av slam från ett avloppsreningsverk med biologisk fosforavskiljning. Dessutom behandlas inte det idag vanligaste sättet att avskilja fosfor från avloppsvatten, kemisk avskiljning genom tillsats av kemikalier. Ingen noggrannare studie om kombination av kemisk och biologisk fosforavskiljning har heller gjorts. 1.4 Läsanvisningar Rapporten inleds med tre teoridelar. Kap. 2 förklarar teorin bakom och förutsättningarna för biologisk fosforavskiljning. Kap. 3 berättar om slamhydrolys, medan Kap. 4 kort redogör tidigare datamodellering av avloppsreningsverk med biologisk fosforavskiljning. I Kap. 5 finns en beskrivning av Smålandsstenar avloppsreningsverk. Kap. 6 innehåller metodiken bakom laborativa försök och datasimuleringar, vars resultat sedan redovisas i Kap. 7 och diskuteras i Kap. 8. I Kap. 9 görs en utvärdering av Smålandsstenar avloppsreningsverk. Kap. 10 sammanfattar vad som krävs och gäller vid biologisk fosforavskiljning. Kap. 11 innehåller studiens slutsatser i punktform medan Kap. 12 ger förslag på fortsatta studier. Avslutningsvis redovisas samtliga referenser i Kap. 13 och ett antal bilagor bifogas. 18

2 Biologisk fosforavskiljning Fosfor delas ofta in i tre olika fraktioner i avloppsvatten: ortofosfat, polyfosfat och organiskt bundet fosfor. De två förstnämnda fraktionerna är lösta föreningar, medan den sistnämnda är uppbundet i kolloidala eller suspenderade partiklar. 30-50 % av den inkommande fosforn är organiskt bundet (Kemira Kemwater, 2003). Det finns en rad olika processer i ett avloppsreningsverk som bidrar till fosforavskiljningen. Vid den mekaniska reningen, som inkluderar eventuella galler, sandfång och försedimenteringsbassänger, avlägsnas upp till 30 % av den inkommande fosforn som är i form av organiskt bundet fosfor (Kemira Kemwater, 2003). Vid assimilering, mikroorganismers näringsämnesupptag för fortlevnad och förökning, sker generellt ett viktbaserat upptag av löst fosfor med kvoten BOD 5 :N:P = 100:5:1 (Kemira Kemwater, 2003), som leder till en halt av fosfor i överskottslammet på cirka 2 % av torrsubstansen (TS) med försedimentering och något under 2 % utan försedimentering (Janssen et al., 2002). Vid en fungerande biologisk fosforavskiljning består 3-5 % av TS utav fosfor (Janssen et al., 2003). När optimala förhållanden råder, kort sammanfattat med då acetat och polyfosfat finns i överskott, kan dock en fosforhalt på 10-15 % av TS uppnås (Janssen et al, 2002). Det sker även en kemisk fällning av löst fosfor i avloppsreningsverk. Denna fällning kan ske helt naturligt med hjälp av de metaller, mest järn, aluminium, kalcium och magnesium (Janssen et al., 2002), som följer med avloppsvattnet in i verket och är beroende av rådande ph och ortofosfatkoncentrationer i verkets olika bassänger. Kemikalier, innehållande järn eller aluminium, tillsätts även för att fälla ut fosfor för att klara det utsläppskrav som respektive verk har. Redan under slutet av 50-talet rapporterades det om så kallat biologiskt lyxupptag av fosfor då man såg att mer fosfor togs upp än vad som krävdes vid enbart assimilering (Janssen et al., 2002). Den mikrobiologiska och biokemiska bakgrunden bakom detta fenomen var dock oklart länge. Idag tycker man sig i alla fall principiellt veta hur denna utökade biologiska fosforavskiljning fungerar. En grupp som kallas polyfosfatackumulerande organismer (PAOs) är de bakterier som ansvarar för den så kallade bio-p-processen där ett lyxupptag av fosfor sker. På senare år har det även diskuterats mycket om en annan bakteriegrupp, så kallade glykogenackumulerande organismer (GAOs), som konkurrerar om kolkälla med PAOs. Även om allt inte varit känt gällande bio-p-processen har processen använts i fullskala runt om i världen, vilket hela tiden bättrat på förståelsen om processen. I Sverige finns minst 24 anläggningar som antingen driver bio-p-processen eller som är dimensionerade för denna. Det är främst mindre reningsverk som satsat på processen i Sverige då endast sju verk som driver processen belastas med mer än 15 000 m 3 /dygn. Det finns olika konfigurationer som gynnar en bio-p-process och dessa behandlas i Kap. 2.7. Vid stabil drift av biologisk fosforavskiljning får ett fosforutsläpp runt 1 mg/l sägas vara godkänt för bio-p-processen. Dock kan en bra process ge mycket lägre utsläpp. Utsläppskravet på många svenska reningsverk är 0,5 mg/l eller ännu lägre, vilket gör att kemisk avskiljning av fosforn ofta används som ett komplement. För- och nackdelar gällande biologisk fosforavskiljning i jämförelse med kemisk fosforavskiljning tas upp i Kap. 2.5. 19

2.1 Biokemisk modell Principiellt vet man idag hur bio-p-processen fungerar. Två olika miljöer krävs, dels en anaerob, dels en anoxisk eller aerob. Under anaeroba förhållanden har PAOs förmågan att ta upp lättflyktiga fettsyror, VFAs (eng. Volatile Fatty Acids), framför allt acetat, vilka lagras som polyhydroxyalkanoater (PHA), mest som polyhydroxybutyrat (PHB). VFA-upptaget är möjligt på grund av att energi erhålls genom hydrolys av lagrad polyfosfat i bakteriernas cell. Detta ger upphov till ett fosforsläpp i form av ortofosfat (PO 4 3- ) till omgivningen. Varifrån den reducerande förmågan i reaktionen kommer ifrån finns det två olika teorier om. I Minomodellen (Mino et al., 1998) är det en reduktion av lagrat intracellulärt glykogen som bidrar till denna, medan i Comeau/Wenzel-modellen (Comeau et al., 1986) är det acetatet själv som bidrar med denna när det går in i den anaeroba trikarboxylsyra-cykeln. Dock verkar det som om många i litteraturen ser glykogen som reduktionsmedlet (t ex Smolders et al.,1994; Janssen et al., 2002). Under anoxiska eller aeroba förhållanden används nitrat respektive syre som elektronacceptorer för att kunna använda PHA, enligt Mino-modellen, till att skapa den energi som behövs för tillväxt och för att fylla på polyfosfatlagret. PHA används också som kolkälla för att till exempel bilda nytt glykogen. Ett nettoupptag av fosfor ses och fosfor kan avskiljas genom slamuttag. En översiktsbild av processen kan ses i Fig. 2.1 och Fig. 2.2. De PAOs som idag är identifierade kallas Candidatus Accumulibacter phosphatis och ingår i släktet Rhodocyclus som så kallade beta-proteobakterier (Saunders et al., 2003). Det är dock känt idag att det finns ett antal olika bakterier som kan kallas PAOs. Anaerob miljö Aerob/Anox miljö VFA tillväxt glykogen NADH 2 glykogen poly-p PHA poly-p PHA ATP ATP NADH 2 P P H 2 O O 2 eller NO 3 - CO 2 Figur 2.1 En förenklad bild över bio-p-processen enligt Mino-modellen. Polyfosfaten i bakteriernas celler lagras i granuler, vilka lätt kan ses i mikroskop efter infärgning, exempelvis med Neisser-metoden (Janssen et al., 2002) eller Gohar-metoden (Borglund, 2004). Meinhold et al. (1999) kom fram till att två olika populationer PAOs existerar; dels de som kan använda sig av både av nitrat och syre som elektronacceptor och dels de som endast kan använda sig av syre som elektronacceptor. 20

Konc. Anaerob Fosforsläpp Aerob Fosforupptag VFA-upptag Nettoupptag Tid Figur 2.2 Koncentrationen av ortofosfat och VFA mot tiden i bio-p-processen. Även om tillräckliga mängder VFA har påvisats i reningsverk, så har bio-p-processen inte alltid fungerat så bra i alla fall. I dessa fall har två olika faktorer visat sig vara orsaken till misslyckandena (Barnard & Scruggs, 2003); sekundärt fosforsläpp samt dominans av GAOs framför PAOs. Sekundärt fosforsläpp sker när PAOs utsätts för anaeroba förhållanden utan att VFA finns tillgängligt. Ett långsamt fosforsläpp sker då för att ge cellen energi för att upprätthålla dess funktioner och i och med att inget VFA tas upp finns då inte heller energi för att ta upp fosfor i den anoxiska/aeroba miljön. Förutom i den anaeroba bassängen, kan brist på VFA och en anaerob miljö också hittas i den anoxiska bassängen när nitratet är slut, i den efterföljande sedimenteringen om nitrathalten är väldigt låg samt i rötkammare. Överdimensionerade anaeroba bassänger och för långa uppehållstider i anoxiska bassänger är därför inte bra (Borglund, 2004). Mer om GAOs följer i Kap. 2.3. 2.2 Denitrifierande polyfosfatackumulerande organismer PAOs som har förmågan att använda sig av nitrat som elektronacceptor fungerar också som denitrifierare. I ett reningsverk med både biologisk fosfor- och kväveavskiljning skulle ett väl fungerande anoxiskt fosforupptag av PAOs minska behövd mängd lättnedbrytbart COD men även minska syrekonsumtionen samt slamproduktionen (Kuba et al., 1996). Detta eftersom vanliga denitrifierare även de kräver COD-upptag i form av lättnedbrytbara organiska föreningar, fosforupptag sker med nitrat istället för med syre samt för att denitrifierande PAOs hjälper till vid både kväve- och fosforavskiljning. Dock visade Hu et al. (2002) att den specifika denitrifikationshastigheten med PHB-COD är en femtedel av vad de vanliga heterotrofa denitrifierarna kommer upp i. Dessutom visade samma studie att även om 60 % av PAOs var denitrifierare så stod dessa endast för 20 % av denitrifikationen. Fler fullskaleförsök måste utföras för att kunna utvärdera om PAOs signifikant bidrar med denitrifikation. 2.3 Glykogenackumulerande organismer (GAOs) Vanliga heterotrofer kan inte ta upp VFA i anaeroba miljöer. Man trodde först att PAOs i princip var ensamma om detta upptag, men efter en del misslyckanden i vissa verk med rätta förhållanden, upptäcktes ännu en grupp som var kapabla att ta upp VFA i denna miljö, så kallade glykogenackumulerande organismer (GAOs). GAOs metabolism är i stort sett densamma som PAOs, med skillnaden att GAOs använder sig av glykogen som både energikälla och reduktionsmedel (Satoh et al., 1994) och bidrar därmed inte till något fosfatupptag. Konkurrensen med GAOs om VFA för PAOs är därmed uppenbar. De GAOs 21

som är identifierade idag kallas Candidatus Competibacter phosphatis, vilka även de tillhör Rhodocyclus-släktet men hör istället till grupperna alfa- och gamma-proteobakterierna (Saunders et al., 2003). 2.4 Viktiga faktorer och konkurrens med GAOs 2.4.1 Temperatur Generellt kan man säga att reaktionshastigheter och mikroorganismers aktivitet är lägre vid lägre temperaturer. Dock är olika mikroorganismer anpassade till att klara av ett visst temperaturintervall. Detta gör att vissa grupper klarar sig och konkurrerar bättre vid en specifik temperatur än andra. Temperaturen på inflödande avloppsvatten varierar med årstiderna men även under dagen. Exempelvis varierar temperaturen i Öresundverket i Helsingborg i försedimenterat vatten mellan 8-18 (Christensson et al., 1995). Vid häftiga regnväder kan temperaturen sjunka med så mycket som 5 C. Brdjanovic et al. (1997) kom fram till att stökiometrin för den anaeroba delen av bio-pprocessen inte förändrades med temperaturförändringar mellan 5ºC och 30ºC. Dock kunde en viss skillnad påvisas under den aeroba delen. I samma studie skedde maximalt P-släpp vid 20ºC, medan den aeroba processens upptag ökade med temperaturen. Enligt Erdal et al. (2003a) har många fullskaleförsök i litteraturen visat att bio-p-processen fungerar bäst vid lägre temperaturer. Detta kan bero på den konkurrens övriga bakterier, inklusive GAOs, bedriver mot PAOs vid högre temperaturer. PAOs har förmågan att anpassa sig till låga temperaturer genom att öka viskositeten i cellmembranen och därmed bibehålla förmågan att ta upp substrat (Erdal et al., 2003b). Erdal et al. (2003a) visade att temperaturer på 10ºC eller lägre gynnar PAOs i förhållande till icke-paos. En lägre temperatur ger alltså en större PAO-population och bättre fosforavskiljning. Dock finns det en specifik kritisk slamålder för temperaturer mellan 10ºC och 30ºC (Mamais & Jenkins, 1992). Dessutom krävs ett acklimatiserat slam och en tillräcklig anaerob uppehållstid för att få igång processen (Erdal et al., 2003a). Bio-P-slam kan klara av en temperaturförändring men behöver två till tre slamåldrar för att nå steady-state (Erdal et al., 2003a). Dock visade Whang & Park (2002) att PAOs kan dominera även vid lite högre temperaturer. Vid 20ºC dominerade PAOs medan GAOs tog över vid 30ºC med en slamålder på 10 dagar. Alltför höga temperaturer är tydligen inte bra för bio-p-processen. En nedre temperaturgräns för processen är runt 5ºC. Marklund & Morling (1994) såg en markant sänkning av fosforupptaget med en sänkning av temperaturen från 5ºC till 4ºC. Baetens et al. (1999) nämner en rad andra effekter av en temperatursänkning. Den biologiska fosforavskiljningen gynnas då nedbrytningen av döda bakterierna minskar, vilket ger en större slamproduktion. Nitrifikationen missgynnas och därmed minskar bildat nitrat som kan minska VFA-tillgången för PAOs. Samtidigt sker dock en sämre hydrolys av nedbrytbart organiskt material vilket minskar tillgången på VFA. Mer fosfor kemfälls ut vid lägre temperaturer om löslighetsprodukten överskrids. 22

2.4.2 ph Den mängd energi som krävs för att transportera acetat (ättiksyra) genom cellmembranet hos bakterierna är ph-beroende. Detta visade Smolders et al. (1994), som observerade P/acetatkvoter mellan 0,25 till 0,75 P-mol/C-mol i ph-intervallet 5,5 till 8,5. Vid lågt ph krävs ingen energi för transport av acetat genom membranet utan den energi som går åt är vid omvandlingen av acetat (Smolders et al., 1994). Ökat ph innebär alltså att mer polyfosfat måste lagras och tillväxten i den aeroba miljön minskar. Filipe et al. (2001b) såg också ett linjärt samband mellan P/acetat-kvoten och ph men påpekar att de absoluta värdena varierar mellan olika studier. Dock är VFA-upptagets hastighet inte ph-beroende mellan ph 5,5 och 8,5 (Smolders et al., 1994). Även hos GAOs kostar det energi att ta upp VFA. Ökat ph innebär att mer glykogen behöver användas till energi. Det vill säga mer PHA behövs för att bilda glykogen i aeroba förhållanden i stället för att använda denna till tillväxt. Skillnaden mellan PAOs och GAOs är att det krävs mindre PHA för att fylla på polyfosfatlagret än att producera glykogen (Filipe et al., 2001a). Dessutom verkar GAOs upptagshastighet av acetat vara beroende av ph (Filipe et al., 2001b), det vill säga att vid lägre ph-värden tar GAOs upp acetat snabbare. PAOs kommer därmed att ha fördel vid konkurrens vid högre ph. Schuler & Jenkins (2002) föreslog att optimalt ph för bio-p-processen är mellan 7,4 och 8,5. Vid lägre ph-värde är konkurrensen hård med GAOs och vid högre ph-värde sjunker hastigheten på acetatupptaget. Ovanstående konstateranden och resultat kommer ifrån försök med satsvis reaktor, så kallad SBR (eng. Sequencing Batch Reactor), i labskala och med acetat som kolkälla. Tykesson et al. (2003) fann i fosforsläppförsök med slam från ett fullskaligt verk, att fosforsläpphastigheten ökade med ökat ph Kemisk fällning på naturlig väg förekommer vid högt ph (>7,5) då löslighetskonstanter för flera metallfosfatföreningar överskrids (Janssen et al., 2002). Mängden utfällt fosfor beror, förutom på ph, också på koncentrationen av katjoner och fosfater. Under den anaeroba perioden då dessa koncentrationer ökar, sker en kemisk utfällning spontant när ph är högt. 2.4.3 Avloppsvattnets sammansättning Bio-P-processen är starkt beroende av att en tillräcklig mängd VFA flödar in till eller hinner produceras i reningsverkets anaeroba del. Om mängden lättnedbrytbart organiskt material inte är tillräcklig kan en hydrolys av antingen primär- eller returslam, eller en tillsats av en extern kolkälla, som till exempel ättiksyra, genomföras för att öka denna. De allra flesta kommunala avloppsreningsverk i Sverige behöver idag ett tillskott av lättnedbrytbart organiskt material om bio-p-processen ska kunna tillämpas helt utan kemisk fällning. Dock varierar sammansättningen av de kommunala avloppsvattnen. Ett kommunalt avloppsvatten innehåller vanligen 2-10 % VFA av totalt ingående COD och ytterligare 10-20 % är lättnedbrytbart, hydrolyserbart organiskt material (Henze et al., 1995). I litteraturen kan man hitta rekommendationer för hur sammansättning av avloppsvattnet bör se ut för att en fungerande bio-p-process ska kunna uppnås. Enligt Pitman et al. (1992) fungerar den biologiska fosforavskiljningen bra när inflödet innehåller mer än 100 mg/l lättnedbrytbart organiskt material eller VFA. Är koncentrationen lägre än 50 mg/l är den svår att upprätthålla. Ett återkommande riktvärde i litteraturen kommer från Abu-ghararah & Randall (1991), som kom fram till att minst 20 mg ättiksyra-cod krävs för att avskilja 1 mg fosfor biologiskt. Christensson et al. (1995) nämner en något lägre kvot och skriver att en VFA/P-kvot på större än 10 krävs i Öresundverket i Helsingborg. En GAO-population i 23

slammet ökar mängden behövd VFA för fosforavskiljning (Saunders et al., 2003), vilket också en tillförsel av nitrat och syre till den anaeroba bassängen gör. Mätning av inkommande COD är dock enklare än mätning av inkommande VFA och sker regelbundet vid de flesta avloppsreningsverk. VFA är väldigt lättnedbrytbart och prover kan därmed inte förvaras under en längre tid. Metoder för VFA-bestämning kräver dessutom stora analytiska kunskaper och/eller dyr utrustning. En relativt enkel titrermetod, den så kallade fempunktstitrermetoden, finns beskriven i Jönsson (1995). En COD/P-kvot är ofta känd och Fig. 2.3 kan då användas för att uppskatta hur mycket fosfor som måste tas upp biologiskt för att få en god reningsgrad vid olika COD/P-kvoter. Observera dock att kvoten i Fig. 2.3 gäller försedimenterat vatten, då mycket av det inerta, partikulära COD avskiljts. Fig. 2.3 bygger på att 1 kg inkommande COD ger upphov till 0,5 kg biomassa (Kemira Kemwater, 2003). När försedimentering tillämpas bidrar assimilationen med en andel fosfor på cirka 2 % i överskottsslammet (Janssen et al., 2002), medan resterande mängd måste tas upp genom bio- P-processen eller kemisk fällning. I Sverige används ofta försedimentering. Denna minskar COD/P-kvoten, men koncentrationen av de lättnedbrytbara kolföreningarna minskar endast marginellt på grund av att de redan är lösta. Försedimentering minskar dock processvolymerna och den totala syreåtgången. 7 Andel fosfor i överskottslam (%) 6 5 4 3 2 1 0 30 40 50 60 70 80 COD/P-kvot i inflödet till det biologiska steget 90 % P-reduktion Assimilation Figur 2.3 Nödvändigt fosforinnehåll (vikt-%) i överskottslammet för 90 % reduktion av fosfor. Assimilationen ger överskottslammet ett fosforinnehåll på cirka 2 % om försedimentering tillämpas. Kraftiga regn kan påverka bio-p-processen, då ledningssystemet spolas rent från avlagrat, delvis hydrolyserat slam, och har visat sig ge en förhöjd fosforavskiljning i flera veckor efteråt (Särner et al., 2004). Längden på ledningssystemet är också av betydelse. Längre ledningar innebär att en eventuell hydrolys hinner fortgå en längre period i avloppsvattnet innan detta når reningsverket. Kombinerade ledningssystem och läckor som leder in regnvatten eller grundvatten in i systemet kan orsaka ökade halter av nitrat och syre, vilka förbrukar lättnedbrytbara kolföreningar. Belastning av COD och näringsämnen varierar dagligen och säsongsvis. Speciellt låg belastning brukar ses under sommaren under semestertider, men också under helger eller under hög hydraulisk belastning då i vissa fall en spädningseffekt påvisas. 24

Generellt är ett molförhållande mellan inkommande järn och fosfatfosfor under 0,5 bra om man driver en bio-p-process (Borglund, 2004). Kommer det in för mycket järn, fäller detta ut den fosfor som PAOs vill ta upp i den aeroba delen. Bio-P-processen är också beroende av att vissa andra katjoner, som fungerar som motjoner till ortofosfat vid fosforsläpp och fosforupptag, finns närvarande i avloppsvattnet. Mer om dessa katjoner kan hittas i Kap. 2.4.8. 2.4.4 Kolkälla VFA, det vill säga lättflyktiga fettsyror, framför allt korta sådana som ättiksyra och propionsyra, har visat sig vara den rätta kolkällan för PAOs. Ättiksyra är den mest förekommande VFA i avloppsvatten men även propionsyra förekommer i högre koncentrationer. I de flesta modeller idag behandlas all VFA som ättiksyra. Även längre fettsyror som smörsyra, valeriansyra och mjölksyra kan fungera, men troligen måste dessa omvandlas till kortare fettsyror innan upptag kan ske (Tykesson, 2002). Tillsats av glukos (t ex Sudiana et al., 1999) och etanol (Christensson, 1997) har också visat sig ge en förhöjd biologisk fosforavskiljning. Dock krävs det en tillräcklig anaerob uppehållstid så att dessa kolkedjor ska kunna brytas ned till kortare sådana. Oehmen et al. (2004) visade att GAOs i stor utsträckning inte kunde tillgodogöra sig VFA i form av propionat. I alla fall när en snabb omställning gjordes. PAOs visade sig dock ha ett bra upptag av propionat tillsammans med acetat. Propionat som VFA-källa skulle alltså kunna gynna PAOs framför GAOs. Acetatupptag gav dock det bästa fosforupptaget. Det sistnämnda stöds av Randall & Liu (2002), som såg en korrelation mellan typen av PHA och aerobt fosforupptag. De visade att när acetat användes som VFA-källa bildades mest PHB medan användning av propionat gav mest polyhydroxyvaleriat (PHV). PHB gav ett bättre fosforupptag än PHV. 2.4.5 Nitrat och syre Då VFA ofta är en begränsande faktor för bio-p-processen i den anaeroba miljön är det viktigt att denna tas tillvara. Om syre eller nitrat kommer in i den anaeroba bassängen kommer VFA att förloras. Dessa ämnen kan dels komma med i inloppet och dels med recirkulationsströmmar och returslam i reningsverket. Nitratet utnyttjas av denitrifierare som också behöver lättillgängligt kol och konkurrerar därmed med PAOs. Dessutom kan nitrat- eller syreläckage leda till anoxiskt respektive aerobt fosforupptag istället för ett fosforsläpp. Exempel på olika konfigurationer av reningsverk och deras lösningar för att minska nitrat- och syreläckage in i den anaeroba zonen kan hittas i Kap. 2.7. Vilken syre- eller nitrathalt som krävs för ett bra fosforupptag är inte beskrivet i litteraturen. Christensson (1997) konstaterar dock att även när biologisk kväveavskiljning tillämpas tillsätts sådana mängder syre att ett fosforupptag av PAOs sker. Ett antagande är att ju längre uppehållstid i en anoxisk eller aerob miljö, desto lägre nitrat- respektive syrehalt krävs. 2.4.6 Slamålder och belastning Den biologiska fosforavskiljningen har visat sig fungera dåligt vid låg organisk belastning som under helger, semestertider samt vid hög hydraulisk belastning under längre perioder av regn. Detta har visat sig bero på att vid dessa förhållanden sker en alltför häftig luftning som gör att PAOs PHA gradvis försvinner (Brdjanovic et al., 1998) och slutligen att glykogen 25