Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Studie av sedimentation och avvattning av slam från reningsverk med biologisk fosforreduktion Examensarbete av Bengt Andersson Februari 2005
Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Lunds Tekniska Högskola Lunds Universitet Department of Water and Environmental Engineering Lund Institute of Technology University of Lund Sweden Studie av sedimentation och avvattning av slam från reningsverk med biologisk fosforreduktion Examensarbete nr 2005-03 av Bengt Andersson Avdelningen för Vattenförsörjnings- och avloppsteknik Februari 2005 Handledare / Examinator: Professor Jes la Cour Jansen Postadress: Besöksadress: Telefon: Box 118 John Ericssons väg 1 +46 46-222 89 96 221 00 Lund +46 46-222 00 00 Telefax: +46 46-222 42 24 Webadress: www.vateknik.lth.se
Sammanfattning Fosfor är ett näringsämne som i stora mängder tillförs recipienter med syrebrist och övergödning som följd om ingen rening av avloppsvattnet sker. Problemen uppmärksammades i Sverige alltmer under 1970-talet, varvid åtgärder i form av kemisk rening började genomföras på ett antal reningsverk. Den kemiska behandlingen, som fortfarande är den dominerande reningsmetoden, innebär en omfattande förbrukning av kemikalier och en stor produktion av slam. Dessutom kan andra driftsprocesser, som nitrifikation och denitrifikation, påverkas negativt. Genom forskningen framkom metoder att på biologisk väg genomföra fosforreduktion och dessa provades bland annat på Öresundsverket i Helsingborg från och med en ombyggnad av verket i början av 1990-talet. Eftersom det inkommande vattnet renas i fyra parallella linjer finns möjligheter att variera och utprova olika behandlingsmetoder på ett bra sätt. Slamvolymsindex (SVI) har uppmätts med täta intervaller under hela driften. En stor del av kostnaderna för ett reningsverk utgörs av slambehandlingen. Minskade volymer, bättre avvattning och effektivare sedimentation är följaktligen egenskaper av stor betydelse för driften. Svenska såväl som internationella erfarenheter antyder bättre sedimentering och avvattningsegenskaper hos bio-p-slam. Detta examensarbete genomfördes med målsättningen att på dessa grunder jämföra det biologiska slammet med det kemiska. En metod som användes var en analys av SVI-data från Öresundsverket, där olika jämförelser mellan linjerna gjordes. Bland annat undersöktes hur SVI varierade över tiden. Laboratorieförsök med prover från de olika linjerna utfördes vid ett flertal tillfällen. Analys av extracellulära polymera substanser (EPS), kapillär uppsugningstid (CST) och försök med kombinerad filtrering/pressning gjordes. I sistnämnda fall utnyttjades ett nyligen utvecklat instrument från Kemira AB i Helsingborg, som med enkla metoder kan användas för att fastställa avvattningsegenskaper hos slammet. Överlag visade dataanalyserna lägre SVI för bio-p-linjerna. Variationerna var också lägst för dessa linjer. Autokorrelationsundersökningar visade bra tillförlitlighet för mätningar upp till cirka 7 dagar, varefter korrelationen avtog. Detta garanterar dataunderlagets kvalitet, då SVI inte mätts med längre intervaller under någon del av den studerade tiden. Slammets innehåll av extracellulära polymera substanser, EPS, undersöktes. Analysen visade entydigt högst andel total EPS och högst andel extraherbar EPS för bio-p-linjen. Tidigare försök som utförts på verket visar att andelen EPS, liksom laddningsdensiteten hos substanserna, är mycket viktiga parametrar för avvattningen. Undersökningen av kapillär uppsugningstid tyder på att det biologiska slammet avger mindre mängder vatten. Även vid filtreringen uppvisade bio-p-slammet lägre torrsubstansinnehåll än övriga prover. Däremot kunde en högre halt spåras efter pressningen. Den höga andelen EPS innebär förmodligen kompakta, väl uppbyggda flockar, som också sedimenterar väl. Dessa flockar har ett högt vatteninnehåll, som inte kan avlägsnas inbart genom filtrering, men väl genom pressning, då en högre halt av torrsubstans kan uppnås. Försöken och undersökningarna pekar totalt i riktning mot bättre avvattnings- och sedimentationsegenskaper för bio-p-slam. Dock skulle fler och mer omfattande studier ytterligare öka fötståelsen för processerna. Undersökningar av fler svenska reningsverk med andra förutsättningar skulle innebära intressanta jämförelser.
Förord Detta examensarbete utfördes på Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik på Lunds Tekniska Högskola under hösten 2004. Kapitel 1 presenterar syftet med arbetet. Kapitel 2 innehåller en litteraturstudie omfattande biologisk fosforbehandling, en kortare genomgång av den kemiska behandlingsmetod som är vanlig i Sverige och som används på Öresundsverket i Helsingborg. Samma reningsverk presenteras närmare i kapitel 3. Kapitel 4 beskriver de dataanalyser som genomfördes med mätserier av slamvolymindex som underlag. I kapitel 5 avhandlas försök med mätning av andelen extracellulära polymera substanser, kapillär uppsugningstid samt filtrering och pressning. Resultaten diskuteras och slutsatserna dras i kapitel 6. Ett antal personer har på olika sätt bidragit till projektets utförande och jag skulle i tur och ordning vilja tacka följande: Min handledare och examinator Jes la Cour Jansen, för idéer, uppmuntran och outsinlig kunskap. Alzbeta Bouskova, för massor av hjälp med analyser och tolkningar av resultaten. Lars-Erik Jönsson på Öresundsverket i Helsingborg, för SVI-data som utgjorde underlaget för dataanalyserna, och för prover som användes i försöken. Personalen på laboratoriet, Gerd Persson, Ylva Persson och Mona Wretling-Hamrin, för hjälp med experiment och trevlig samvaro. Michael Ljunggren, Åsa Davidsson och Eva Tykesson, för tips och hjälp och, inte minst, sällskap under kaffesejourerna. Tobias Hey, för hjälp med experiment och diskussioner om allt. Min familj, Susanne och Joel, för all hjälp under hela utbildningen.
Innehållsförteckning 1 Inledning 1 1.1 Syfte 1 2 Teoretisk bakgrund 3 2.1 Fosfor 3 2.2 Biologisk fosforrening i Sverige 4 2.3 Tekniker för fosforrening 4 2.3.1 Biologisk fosforrening 4 2.3.2 Motjoner 6 2.3.3 Typer av mikroorganismer 7 2.3.4 Faktorer av betydelse för fungerande bio-p 7 2.3.4.1 Temperatur 7 2.3.4.2 ph 7 2.3.4.3 Nitrat/syre 7 2.3.4.4 Avloppsvattnets egenskaper 7 2.3.5 Kemisk fosforrening 8 2.3.6 Kombinerad kemisk/biologisk fosforrening 8 2.3.7 För- och nackdelar med biologisk fosforrening 9 2.3.8 Processutformning 9 2.4 Slambehandling 10 2.4.1 Slammets egenskaper 10 2.4.2 Sedimentation och förtjockning 11 2.4.3 Stabilisering 12 2.4.3.1 Rötning 12 2.4.3.2 Aerob stabilisering 12 2.4.3.3 Kalkning 12 2.4.3.4 Olika termiska stabiliseringsmetoder 12 2.4.4 Avvattning 13 2.4.4.1 Konditionering 13 2.4.4.2 Avvattningsmetoder 13 2.4.4.3 Faktorer av betydelse för avvattningen 13 2.4.4.4 KREPRO 13 3 Öresundsverket 15 3.1 Driftsprocesser 15 3.2 Fosforavskiljning 16 3.3 Analys av slammet 16 3.4 Metoder 17 3.4.1 Studie av sedimentation 17 3.4.2 Studie av avvattning 18 4 Genomförande och utvärdering av dataanalyser 19 4.1 Jämförelser mellan SVI-värden för olika linjer 19 4.2 Analys med hjälp av flytande medelvärden 21 4.3 Autokorrelation 22 5 Laborationsförsök och analyser av aktivt slam från Öresundsverket 25 5.1 Extracellulära polymera substanser (EPS) 25 5.1.1 Metoder 25
5.1.2 Genomförande 25 5.1.3 Analys 25 5.1.4 Resultat och diskussion 26 5.2 Kapillär uppsugningstid (CST) 28 5.2.1 Metod 28 5.2.2 Genomförande 29 5.2.3 Resultat och diskussion 30 5.3 Filtrering och pressning 31 5.3.1 Metod och genomförande 31 5.3.2 Resultat och diskussion 31 6 Slutsatser 43 Referenslista 44 Bilagor 47
1 Inledning Den konventionella fosforreningen på reningsverken sker idag oftast med hjälp av kemiska metoder. Biologisk rening (bio-p) är en alternativ metod som utvecklats under senare år. Användningen av bio-p innebär en drastisk minskning av mängden tillsatta kemikalier. En effekt av bruket av kemikalier är att slammet kommer att binda en mängd vatten. Med biologisk rening förväntas förbättrade egenskaper hos slammet rörande sedimentering och avvattning. Experiment på avloppsreningsverk i Sverige med parallella linjer har visat bättre resultat avseende nämnda egenskaper hos bio-p-linjerna. Internationell litteratur visar liknande resultat. 1.1 Syfte Syftet med detta examensarbete är att undersöka hypotesen om förbättrad sedimentation och avvattning av slammet hos reningsverk med biologisk fosforreduktion. 1
2
2 Teoretisk bakgrund 2.1 Fosfor Fosfor förekommer som mineral i olika föreningar i jordskorpan, främst fosforit och apatit, vilka bildats från sedimenterade mikroorganismer under tidigare perioder i jordens geologiska historia. Det är det elfte vanligaste grundämnet och ingår också som en viktig substans i levande organismer, där det är en av byggstenarna i DNA och RNA. Det ingår också i adenosintrifosfat, ATP, som är en av cellernas viktigaste energikällor. Fosfor kan grovt indelas i tre fraktioner: ortofosfater och polyfosfater, samt organiskt bunden fosfor. Fosfor som tillförs recipienter bidrar bland annat till ökad algtillväxt, vilket i förlängningen ger starkt ökad syreförbrukning då biomassan bryts ner. De negativa effekterna av den förändrade syrgasbalansen är en minskning av de vattenlevande djuren, en övergång till anaeroba mikrobiella processer samt läckage av bland annat fosfater, ammonium och giftigt svavelväte från bottensedimentet (Persson, 1998). Största andelen av avloppsvattnets innehåll av fosfor sker genom tillförsel från människor och djur, vilka utsöndrar fosfor via urin och fekalier. En vuxen person omsätter ca 2-3 g per dygn (Kemira, 2003). Cirka en tredjedel härrör från olika tvättmedel, där ämnen som trinatriumfosfat är vanligt förekommande som mjukgörare. Fosfor tillförs också jordbruket i hög utsträckning. Det är i allmänhet hårt bundet till markpartiklar och urlakas inte ur åkerjorden på samma sätt som kväve. Dock kan partikulärt bunden fosfor i stället sköljas ut i vattendragen vid erosion. Figur 2.1 Utsläpp av fosfor från tätorter i Sverige 1940-2000. Omkring 1970 minskar fosforutsläppen på grund av utbyggnad av kemisk rening (VAV, 2001). I samband med att man under 1970-talet i högre utsträckning uppmärksammade ökande eutrofieringsproblem i de svenska vattendragen infördes striktare bestämmelser för rening av avloppsvattnet avseende fosfor (se fig. 2.1). Fosfor är att betrakta som en ändlig resurs som det vore önskvärt att återföra från reningsprocessen. För närvarande accepterar inte livsmedelsindustrin att slam används som växtnäring till svenska råvaror, vilket medfört att slamgödsling av åkermark i stort sett har upphört. Detta beror på den osäkerhet som finns kring användningen av slam som gödselmedel med tanke på dess innehåll av bl.a. tungmetaller. I april 1999 antog riksdagen 3
mål för miljökvaliteten inom femton områden och ett av målen innefattar en återvinning av 75 % av fosforn (SOU, 2000). I en plan utarbetad av Naturvårdsverket (SNV, 2002) föreslås att 20-30 % av fosforn från avloppsslam används som gödning av åkermark 2015 och så mycket som 35-50 % 2025. Ca 240 000 ton slam (torrsubstans), varav ca 7000 ton fosfor, producerades av avloppsreningsverken i Sverige 2001. Om motsvarande mängd kunde återföras till åkermarken skulle omkring 30 % av den handelsgödselfosfor som används kunna ersättas (VAV, 2001). Sverige har idag bland de strängaste gränsvärdena i världen för utsläpp av olika ämnen i renat avloppsvatten; för fosfor 0.2-0.5 mg/liter vatten. 2.2 Biologisk fosforrening i Sverige Efter millennieskiftet genomfördes en kartläggning av de svenska reningsverk i vilka fosforreduktion sker med bio-p-metoder (Tykesson et al., 2001). Materialet kom att utgöra grunden för en databas omfattande ett 30-tal verk. Databasen kom i sin tur att resultera i ett bio-p-nätverk, vilket startades under 2003 på initiativ av Lunds Tekniska Högskola och ett bio-p-projekt på Käppalaverket på Lidingö (Borglund, 2004). Målsättningen för nätverket är att ha minst tio stycken fungerande bio-p-verk i drift i landet vid projektets avslutande 2008. I skrivande stund är nitton kommuner/reningsverk anslutna jämte institutionen för VA-teknik på LTH och branschorganisationen Svenskt Vatten. Genom erfarenhetsutbyte inom nätverket kan förhoppningsvis fler verk införa bio-p-metoder och en kontinuerlig förbättring av driften för befintliga verk äga rum. Eftersom bio-p-processer är mer komplexa än kemiska processer kan nätverket fylla en viktig funktion som diskussionsforum och kunskapskälla för driftspersonalen. 2.3 Tekniker för fosforavskiljning Fosfor i avloppsvatten finns i organiskt bunden form, som partiklar, eller som ortofosfater och polyfosfater. Den partikulärt bundna fosforn avlägsnas via försedimentationen (upp till 30 % av inkommande mängd, Kemira, 2003) eller med uttaget av överskottsslam från slamanläggningen. Nedbrytning av organiskt material bygger på tillväxt av mikroorganismer och uttag av överskottsslam. Löst fosfor är tillgänglig för samma mikroorganismer, som behöver fosfor för cellbyggnad. Om andelen organiska ämnen i vattnet är hög i jämförelse med fosforhalten kan uttaget av överskottsslam vara den huvudsakliga metoden för fosforavskiljning (Tykesson, 2002). I det biologiska steget kan vanligtvis 20-30 % av inkommande mängd fosfor reduceras (Kemira, 2003). Stabilisering och avvattning av slammet kan återföra en del av fosforn till reningsprocessen. För att uppfylla riktlinjerna för gränsvärdena måste dock kompletterande, kemiska metoder utnyttjas. Bio-p-metoden bygger på att vissa typer av mikroorganismer kan ta upp stora mängder fosfor under förutsättning att de omväxlande utsätts för anaeroba och aeroba förhållanden. Kemisk fosforreduktion bygger på att den lösta andelen fosfater fälls ut med hjälp av olika metallsalter. I följande avsnitt kommer de olika metoderna att behandlas mera i detalj. 2.3.1 Biologisk fosforrening Förutsättningarna för en fungerande bio-p-process är omväxlande aeroba och anaeroba förhållanden (se figur 2.2) samt tillgång till lätt nedbrytbart kol i den anaeroba fasen. 4
Bio-p baseras på ett upptag av ortofosfater i cellerna hos vissa typer av mikroorganismer. Dessa går under benämningen PAOs (phosphate-accumulating organisms). Upptaget sker under aeroba förhållanden och upplagringen sker i form av polyfosfater, vilka är olösliga. Dessa fungerar som en lagringsbar energikälla, som under vissa förhållanden innebär en tillväxtfördel för PAOs. Under anaeroba förhållanden tas lättillgängligt kol upp av PAOs (korta fettsyror, benämns ofta VFA, volatile fatty acids), vilket omvandlas till en lagringsbar form, som polyhydroxyalkanoater (PHA). Energin som behövs för upptag och omvandling erhålls från nedbrytningen av polyfosfater, vilka avges till vattnet, nu ånyo som ortofosfater (se figur 2.3 och 2.4). Enligt den så kallade Mino-modellen (Mino et al., 1998) erhålls även energi genom reduktion av intracellulärt lagrad glykogen. Genom att placera den anaeroba fasen före den aeroba i behandlingsprocessen kan avloppsvattnets eget innehåll av kol utnyttjas. ANAEROB AEROB P P CO 2 O 2 Poly-P PHA Energi PHA Energi Poly-P C Glykogen Glykogen VFA Figur 2.2 Bio-p-mekanismen enligt Mino-modellen. Reserverna av PHA kan av organismerna utnyttjas genom oxidation med hjälp av syre eller nitrat, då detta finns tillgängligt. Härigenom utvinns energi för förnyat ortofosfatupptag, omvandling till polyfosfater, återuppbyggnad av glykogendepåerna samt ett överskott som utnyttjas för tillväxt av biomassa. Resultatet är ett nettoupptag av fosfater, då upptaget i den aeroba zonen är större än utsläppet i den anaeroba zonen. Genom att recirkulerat slam mixas med inkommande avloppsvatten i den anaeroba zonen utsätts bakterierna omväxlande för syrefattiga respektive syrerika förhållanden under behandlingen i verket. På detta sätt sker ett successivt uttag av fosfor genom nettotillväxten av PAOs. PAOs är i besittning av en konkurrensfördel i den anaeroba fasen genom sina bättre möjligheter att utnyttja kolkällan än andra organismer. I den aeroba fasen, där syre finns tillgängligt för energiproduktion, är däremot det organiska materialet begränsat på grund av konkurrensen mellan de olika organismerna. Här använder bio-p-bakterierna det lagrade kolet för produktion av biomassa, medan alltså fosfor lagras som reserv. Den upplagrade fosforn bortförs kontinuerligt ur systemet genom uttaget av överskottsslam. Problem kan uppstå om överskottsslammet utsätts för anaeroba förhållanden, vilket medför att fosforn återgår i vattenlöslig form. Detta kan ske i sedimentationsbassängen eller vid den efterföljande behandlingen, till exempel vid rötning. 5
För att klara de förhållandevis stränga utsläppskrav som gäller i Sverige för fosfor kompletteras biologiska metoder ofta med viss kemisk behandling. Figur 2.3 Infärgning av PHA i slam. Till vänster anaerob fas, till höger aerob fas. Figur 2.4 Infärgning av poly-p i slam. Till vänster aerob fas, till höger anaerob fas. 2.3.2 Motjoner Upptag och avgivande av negativt laddade fosfatjoner är också kopplat till positivt laddade joner, vilka simultant avges respektive upptas av mikroorganismerna. K + och Mg 2+ förhåller sig till fosfor enligt följande: 0.23-0.3 mol K/mol P och 0.26-0.32 mol Mg/mol P, enligt en studie av Aspegren, 1995. Även kalcium (Ca 2+ ) förekommer i polyfosfatpartiklarna, men följer inte samma mönster vid upptag och utsläpp som magnesium och kalium. Vid hög kalciumkoncentration i vattnet kan i vissa fall en spontan fällning av kalciumfosfat ske. Laboratorieförsök (Carlsson et al., 1997) visar att en fosforkoncentration på minst 50 mg/l vid en kalciumkoncentration på 100 mg/l krävs för att fällning skall ske vid neutralt ph. 6
2.3.3 Typer av mikroorganismer Olika förhållanden premierar olika bakteriekulturer. Nödvändiga förutsättningar för biologisk fosforreduktion är ett anaerobt behandlingssteg, följt av ett aerobt/anoxiskt, liksom lättillgängligt organiskt material. Acinetobacter antogs först vara ansvariga för fosforreduktion, men under åren har ett antal studier visat att dessa inte utgör PAOs (till exempel Cloete & Steyn 1987; Hiraishi & Morishima 1990; Auling et al 1991, citerade av Blackall et al., 2002). Troligtvis finns ett antal olika typer av organismer, vilka kan ackumulera polyfosfater. Man har kunnat visa att Accumulibacter (Mino et al., 1998) är en av dem. Andra möjliga kandidater inkluderar Actinobacteria, alphaproteobacteria och gammaproteobacteria (Blackall et al., 2002). Under laboratorieförsök, men också i fullskaliga reningsverk, har konkurrerande typer av organismer kunnat spåras. Dessa organismer använder samma typ av VFA som energikälla, vilka kan tas upp under anaeroba förhållanden. De går under benämningen GAOs (glycogen accumulating organisms), eftersom energin lagras i form av glykogen. Polyfosfater används inte som energikälla av dessa organismer, varför någon fosforreduktion inte äger rum. 2.3.4 Faktorer av betydelse för fungerande bio-p 2.3.4.1 Temperatur Temperaturvariationer i bio-p-behandlingen kan ha komplexa återverkningar på olika steg i processen, t.ex. (Janssen et al., 2002): Ämnesomsättningen hos PAOs påverkas negativt av sjunkande temperaturer. Mindre nedbrytning leder dessutom till högre slamproduktion. Fraktionen PAOs i slammet är också temperaturberoende och har betydelse för fosforupptaget. Lägre temperatur minskar nitrifikationen och därigenom konkurrensen om kolkällorna för denitrifikation, dock innebär detta även lägre fermentation och lägre andel VFA. Lägre temperatur minskar lösligheten och fällningskapaciteten ökar. 2.3.4.2 ph ph-nivån hos slammet har betydelse för förhållandet mellan avgivandet av fosfater och upptaget av acetat (kolkälla) till mikroorganismernas celler. Vid lägre ph kommer mer acetat att krävas för avgivande av samma mängd fosfater, vilket innebär att energin som är nödvändig för omlagringen av acetat till polymerer, såsom PHA, förbrukas, och omlagringen sker inte i samma utsträckning. En effekt av högre ph (>7.5) kan vara att metall/fosfatkomplex i slammet fälls ut spontant, vilket i en bio-p-process kan bidra till den totala fosforreduktionen (Janssen et al., 2002). 2.3.4.3 Nitrat/syre Vid aeroba förhållanden fungerar syre som elektronacceptor vid fosfatupptag. I den anaeroba/anoxa zonen kan vissa organismer även utnyttja nitrat som elektronacceptor om det finns tillgängligt. Närvaro av nitrat i den anaeroba zonen har en hämmande inverkan på bio-pprocessen. Möjliga förklaringar kan vara att en denitrifikation konkurrerar om kolkällorna eller att ett anoxiskt fosfatupptag äger rum i stället för anaerobt fosfatsläpp. 2.3.4.4 Avloppsvattnets egenskaper Tillgången av VFA (acetat, propionat, butyrat och valeriat) är av stor betydelse för bio-pprocessen eftersom det utgör substratet för PAOs. Andelen VFA är omkring 2-10 % av totala mängden COD i avloppsvatten. Dessutom kan 10-20 % relativt enkelt fermenteras biologiskt till VFA (Tykesson, 2002). 7
2.3.5 Kemisk fosforrening Principen för att fälla ut fosfor på kemisk väg innebär att positivt laddade joner från tillsatta metallsalter reagerar med de negativt laddade fosfatjonerna för att bilda olösliga salter. Typiskt används metallsalter av aluminium, kalcium och järn. Trevärt järn reagerar enligt nedanstående formel: Fe 2 3+ + + H2PO4 FePO4 ( s) + H (2.1) På grund av att även metallhydroxidkomplex (se nedanstående formler för trevärt järn) bildas vid fällningen är den nödvändiga mängden tillsatt fällningsmedel högre än det teoretiska värdet. Ofta tillsätts järn eller aluminium i ett förhållande av 1.5 mol per mol fosfat. 3+ Fe 3H 2O Fe( OH ) 3 ( s) + 3 3+ Fe + HCO3 Fe( OH ) 3( s) + + H 3 3CO + 2 (2.2) (2.3) En effekt av ovanstående reaktioner är en sänkning av alkaliniteten och eventuellt också phvärdet hos vattnet. För att de bildade partiklarna ska bilda större aggregat är det viktigt att en kontinuerlig omrörning sker. I det efterföljande steget sker en sedimentering - alternativt flotation eller filtrering varvid den nu partikulärt bundna fosforn kan avlägsnas. Sedimentationen kan ske tillsammans med det aktiva slammet eller i ett separat steg för kemiskt slam. Negativ ytladdning är vanligt hos partiklar i vatten. För att lättare kunna bilda aggregat kan det vara nödvändigt att neutralisera laddningarna med positivt laddade joner. Härigenom kan partiklarna förenas genom dispersionskrafter. Av denna anledning tillsätts ibland polymerer för att förbättra flockningen. Efter att en utfällning skett kan det kemiska slammet även binda fosfor genom adsorption. Detta innebär att fosforreduktion kan äga rum under hela tiden som det kemiska slammet är i kontakt med löst fosfor. 2.3.6 Kombinerad kemisk/biologisk fosforrening På grund av de höga utsläppskraven för fosfor i Sverige kombineras ofta den biologiska reningen med tillsats av fällningskemikalier. En effekt som kan uppkomma som en följd av kemisk behandling är att den nödvändiga fosformängden för mikroorganismerna kan vara otillräcklig. Den kemiska utfällningen sker ofta snabbare än assimileringen hos mikroorganismerna, vilket har en hämmande inverkan på bio-p-processen. Som nämnts tidigare kan GAO-bakterierna uppta VFA utan lagring av polyfosfater, och vid begränsad tillgång på fosfor kan GAOs tillväxa på bekostnad av PAOs och följden blir ett minskat upptag av fosfor i den aeroba zonen. I det fall man minskar kemikalietillsatsen för att få igång bio-p-processen igen, är risken att GAOs fortsättningsvis utnyttjar sin konkurrensfördel, konsumerar VFA, och svårigheter uppstår för PAO-bakterierna att tillväxa trots att fosfor finns tillgängligt (Tykesson, 2002). Om metallhydroxider finns tillgängliga i den anaeroba zonen kan ökade fosforhalter medföra ökad utfällning genom adsorption som beskrivits i föregående kapitel. Härigenom kan konkurrensen om tillgängligt, löst fosfor, öka ytterligare. Försök i pilotskala (Haas et al., 2000) visar ett minskat poly-p-upptag hos bakterierna då järn och aluminium tillsätts, även då fosfor förekommer i överskott. Den totala fosforreduktionen förbättras vid kemikalietillsatser, men en begränsning av effektiviteten hos bio-p-processen sker också. Den bakomliggande orsaken är inte tillfullo känd. 8
2.3.7 För- och nackdelar med biologisk fosforrening Fördelar med bio-p: Lägre totala slamvolymer. Kemiska reduktionsmetoder ger en stor andel kemiskt slam som måste behandlas. Avvattningsegenskaperna hos överskottsslammet försämras inte på samma sätt som vid användning av kemikalier. Fosfatutfällningarna från kemisk behandling innehåller en vattenfraktion, som ger sämre avvattningsegenskaper hos slammet. På grund av den bättre slamkvaliteten (bättre tillgänglighet hos fosforn) kan slammet i högre utsträckning användas som gödningsmedel. Lägre andel salter i det renade vattnet. Efter kemisk behandling finns ofta klorid- och sulfatjoner i vattnet. Mindre påverkan av nitrifikationen. Metallsalter sänker vattnets ph-värde något som har en negativ inverkan på nitrifikationsprocessen. Mindre påverkan av kvävereduktionen. Vid utfällningen av fosfor kommer även mycket organiskt material att tas bort, vilket kan ge en begränsad tillgång på kol för denitrifikationen. Mindre användning av kemikalier innebär ett ekonomiskt incitament. Nackdelar med bio-p: Beroende av kompositionen hos avloppsvattnet. Det inbördes förhållandet mellan organiskt material och fosfor kan t.ex. vara ogynnsamt för bio-p-processen. Fosforläckage från slammet kan ske om anaeroba förhållanden uppkommer. Processen är känsligare för variationer i driftsförhållanden, såsom till exempel kraftigt förhöjda vattenvolymer vid regn. 2.3.8 Processutformning Vid utformningen av de olika behandlingsstegen i ett reningsverk är det viktigt att skapa optimala förhållanden för de olika processerna. Vissa processer kan samverka medan andra kräver olika kompromisser för att vara möjliga. För en anläggning som opererar med aktivt slam använder man omväxlande aeroba, anoxa och anaeroba zoner för slammet, om bio-pbehandling skall användas. I den aeroba zonen sker en rening av organiska ämnen. Här sker också en nitrifikation, dvs. en oxidation av ammoniumjoner till nitrat. Som nämnts tidigare är aeroba förhållanden även nödvändiga för fosforreduktionen. I anoxzonen med nitrat närvarande äger denitrifikationen rum, nitrat omvandlas till kvävgas. Här kan också ett anoxiskt fosfatupptag ske, som nämnts i kapitel 2.3.4.3. I den anaeroba zonen avges fosfor och PAOs ackumulerar VFA. Viss produktion av VFA sker anaerobt genom fermentering och hydrolys. Vid system med kontinuerliga flöden separeras de olika zonerna genom att vattnet passerar bassänger. System med separation över tid, dvs. olika på varandra följande förhållanden i samma reaktor (s.k. SBR, sequencing batch reactors) är mindre vanliga. Av stor betydelse är de olika recirkulationerna vid processerna. Nitratrikt vatten från slutet av den aeroba zonen skall återföras till början av den anoxa zonen för att uppnå en omfattande denitrifikation. Det är nödvändigt att även återföra vatten från den anoxa till den anaeroba zonen för att behålla en tillräcklig mängd aktivt slam där. En i Sverige vanlig utformning för verk med krav på såväl kväve- som fosforrening är den s.k. UCT-modellen, utvecklad på University of Cape Town i Sydafrika (se figur 2.3). Biologiska processer kan ske även i sedimentationsstegen, där anaeroba förhållanden kan uppkomma, vilket leder till oönskat fosforsläpp. Också i själva flockarna kan anaeroba 9
förhållanden råda om diffusionen av syre/nitrat är otillräcklig, liksom i slutet av den anoxa zonen (om allt tillgängligt nitrat konsumerats vid denitrifikationen). Anaerob Anox Aerob Figur 2.3 Reningsprocess enligt den så kallade UCT-modellen, utvecklad på University of Cape Town, Sydafrika. Vid kemisk fosforreduktion kan tillsats av kemikalier och fällning ske vid olika steg i processen. Man skiljer mellan förfällning, simultanfällning och efterfällning. Vid förfällning tillsätts kemikalie och fällningsprodukter tas bort innan det biologiska steget. Man får en hög reduktion av organiskt material och fosfor. Detta medför en låg energikonsumtion och låg slamproduktion i den efterföljande biologiska behandlingen. Det är viktigt att se till att fosforkoncentrationen i vattnet efter förfällningen inte är så låg att den begränsar produktionen av biomassa. Simultanfällning används huvudsakligen för fosforreduktion, vilket innebär att kemikalietillsats och flockbildning sker samtidigt med de biologiska processerna i den aktiva slamdelen. Detta medför ökad slamproduktion och man får en blandning av biologiskt och kemiskt slam. Efterfällning innebär ett extra steg i behandlingen efter det biologiska steget. Detta innefattar även en efterföljande sedimentering, där ett rent kemiskt slam är produkten. En annan möjlighet är att använda ett filter för det utgående vattnet, där kemikalie tillsätts precis innan filtret och partiklar avlägsnas i själva filtret. 2.4 Slambehandling Syftet med de olika processerna på ett reningsverk är att överföra föroreningarna till former som gör att de kan separeras. Det separerade materialet slammet innehåller en stor mängd vatten som måste avlägsnas. Slambehandlingen består av förtjockning, stabilisering och avvattning. Den koncentrerade slutprodukten kan sen förbrännas, komposteras eller deponeras. Metoden att använda avloppsslam som gödningsmedel på åkrar har debatterats mycket i Sverige. Anledningen är den ibland höga halten av tungmetaller och andra främmande ämnen som kan förekomma i slammet. Kostnaderna för slambehandling är omfattande, ungefär en tredjedel av de totala investeringarna i ett verk (Hammer, 1986). 2.4.1 Slammets egenskaper Slam består av fasta ämnen och vatten. Vattnet innehåller dessutom lösta ämnen, som inte kommer att avlägsnas vid avvattning. De fasta ämnena utgörs till stor del av mikrorganismer, som omger sig med en gelatinös substans. Substansen fungerar förmodligen som skydd mot uttorkning samt näringskälla, och den försvårar möjligheterna att separera vätska och 10
torrsubstans. För att underlätta processen måste en neutralisering av gelsubstansen ske. Metoder som används är olika typer av stabilisering eller tillsats av kemikalier. Det vatten som ingår i slammet har egenskaper som skiljer sig väsentligt från vanligt vatten. Den flytande andelen av slammet brukar indelas i följande fraktioner (se även figur 2.4): Fritt vatten, helt obundet till partiklar. Kapillärt bundet vatten. Ytbundet vatten. Till slampartiklarnas yta kan vattenmolekyler bindas genom vätebindningar. Kemiskt bundet vatten. Vatten som på olika sätt binds till metalljoner. Cellulärt vatten, som förekommer inuti cellerna. Figur 2.4 Fördelning av vatten i slam (efter Kemira, 2003). 2.4.2 Sedimentation och förtjockning Slammet genomgår sedimentation, som är den vanligaste metoden för primärslam, alternativt flotation, som kan komma ifråga för biologiskt och kemiskt slam. Hur snabbt partiklar sedimenterar beror dels på deras form, dels på densiteten. Försök har visat att partiklar större än 1 mm sedimenterar ganska snabbt, medan sedimentationshastigheten sjunker och till sist blir orimligt låg med minskande partikelstorlek (Kemira, 2003). Bakterier har dessutom sällan sfärisk form och Stokes lag är följaktligen inte tillämplig. Aggregering krävs för att öka storleken på flockarna. Densiteten är beroende av partikelstorleken samt hur mycket koagulant som tillsätts. Slamvolymindex (Sludge Volume Index), SVI, är ett mått på hur sedimentationen av slammet sker. Om man låter en liter aktivt slam sedimentera under 30 minuter fås en viss slamvolym 11
(enhet ml/l). SVI beräknas genom att slamvolymen divideras med koncentrationen av lösta partiklar (enhet mg/l) i det aktiva slammet. Ett lågt värde på SVI innebär effektivare sedimentation. Normala värden för SVI ligger omkring 60-150 ml/g (Kemira, 2003, sid. 55). För slamvolymer lägre än 300 ml/l beräknas SVI enligt följande: SV SVI = 1000 ml / g SS SV = slamvolym, ml/l SS = lösta partiklar, mg/l 2.4.3 Stabilisering Biologisk aktivitet kommer fortsättningsvis att ske i slammet och för att reducera denna och samtidigt förbättra avvattningsegenskaperna genomgår slammet olika behandlingar, vilka benämns stabilisering. 2.4.3.1 Rötning Genom anaerob rötning minskas slamvolymen väsentligt, samtidigt som slammet blir biologiskt inaktivt. Rötningsprocessen sker i slutna kammare vid en temperatur av 30-40 o C och tar mellan 15 och 30 dagar. Olika enzymer bryter ner kolhydrater, fetter och proteiner och genererar slutprodukterna som består av alkoholer, fettsyror, metangas och koldioxid. Genom rötningsprocessen minskar innehållet av organiska ämnen med ca 40-60 % (Kemira, 2003). Mängden oorganiska ämnen påverkas inte. Slammängden från ett verk med biologisk behandling minskar med ca 35 % under rötningen. Ett problem som kan uppstå under den anaeroba rötningen är att ett sekundärt fosforsläpp sker, vilket innebär att den biologiskt bundna fosforn återgår i lösning och återförs till reningen via rejektvattnet. En möjlighet att minska dessa problem kan vara att blanda det biologiska slammet med primärslam (under förutsättning att förfällning sker), vilket ger ökad kemisk fällningskapacitet genom tillskottet av metaller från primärslammet (Wild et al., 1997). Metaller som är närvarande i rötningen kan alltså överföra biologiskt bunden fosfor till kemiskt bunden form. Andra stabiliseringsmetoder innefattar: 2.4.3.2 Aerob stabilisering Detta innebär oxidering av organiskt material genom luftning av slammet under en period av ca 15 dagar och en temperatur av 15 o C. 2.4.3.3 Kalkning Genom tillsats av kalk sker en dramatisk ph-höjning till värden omkring 11 eller högre, vilket innebär ett avstannande av all biologisk aktivitet. Kalktillsatsen kan ske före eller efter avvattningen. Avvattningsegenskaperna förbättras om släckt kalk tillsätts innan processen, medan kalkning med osläckt kalk efter avvattning resulterar i en temperaturhöjning som kan medverka till en pastörisering av slammet. 2.4.3.4 Olika termiska stabiliseringsmetoder Avvattningsegenskaperna kan även i dessa fall förbättras, troligtvis genom att cellväggarna hos mikroorganismerna förstörs, vilket frigör det cellulärt bundna vattnet. Fetter löses i högre grad och viskositeten hos det ytbundna vattnet minskar. Andra metoder som använder olika typer av temperaturhöjningar hos slammet är torkning, förbränning, pyrolys, pastörisering och kompostering. 12
2.4.4 Avvattning 2.4.4.1 Konditionering För att underlätta avvattningen konditioneras slammet, vilket kan ske med hjälp av kemiska eller termiska metoder. Kemiska medel ökar bildningen av större partikelaggregat och traditionellt har järn- och aluminiumsalter och kalk använts. Användningen av syntetiska organiska polymerer har ökat på senare år. En positiv effekt av dessa är en ökning av den mekaniska hållfastheten hos flockarna. Typ av behandling varierar för olika typer och sammansättning av slam. Termisk behandling ger en koagulering av proteiner i slammet och en nedbrytning av gelstrukturen. Slammet blir mycket lätt att avvattna, men en nackdel är en nedbrytning till lågmolekylära ämnen som går i lösning (Hilmer, 1986). 2.4.4.2 Avvattningsmetoder Det är oftast möjligt att på olika sätt avlägsna det fria, kapillära och ytbundna vattnet. Avvattning kan ske före eller efter stabilisering. De olika metoder som används är: Centrifugering. I en konisk/cylindrisk trumma som roterar med hög hastighet slungas slampartiklarna ut mot trumväggarna och avskiljs på detta sätt från vattnet. Filterpress. I en filterpress bildar ett antal plattor små kammare, där mellanväggarna utgörs av syntetduk. Efter fyllning av filterpressen sker en hydraulisk tryckstegring, där vattnet tvingas genom filterdukarna och partiklarna separeras. Vakuumfilter. I trum- eller skivfilter passerar vattnet genom fiber- eller filtduk, varvid partiklar avlägsnas. Metoden används mest för rötslam. Bandpress. Flockningsmedel och slam blandas och fördelas därefter på ett silband, där en filtrering sker. Detta följs av pressning över ett antal valspar. Avvattning med skruvpress Torkbädd. Detta var tidigare en vanlig avvattningsmetod. På dräneringsbäddar med sand, grus och makadam sprids stabiliserat slam. Vattnet dräneras och i nästa steg torkas det resterande slammet. 2.4.4.3 Faktorer av betydelse för avvattningen Av betydelse för avvattningen är följande faktorer (Kemira, 2003): Hög slamålder under nitrifikation och denitrifikation ger lägre hållfasthet på flockarna, som lättare kan falla sönder. Metallhydroxiderna som bildas vid kemisk behandling har ofta hydrofila egenskaper, som försvårar avvattningen. Vid biologisk fosforbehandling antar slammet en mera seg, gelatinliknande konsistens. Stora mängder större partiklar avlägsnas på ett tidigt stadium i reningsprocessen, vilket ger en genomsnittligt mindre storlek på partiklarna i slutfasen av reningen. En låg andel torrsubstans hos tillfört slam kan medföra förkortad retentionstid i rötkammaren. Otillräcklig rötning försvårar avvattningen. 2.4.4.4 KREPRO (Kemwater Recycling Process) Genom en kombination av kemiska/termiska processer kan värdefulla ämnen separeras från avloppsslammet. Först sker en acidifiering ner till ph 1-3, följt av uppvärmning till ca 140 o C under en timme. Detta gör att såväl organiskt som inorganiskt material (fosfor, kväve, koagulant) löses. Genom ytterligare behandling (tillsats av metallsalt och ph-höjning) kan 13
järnfosfat av hög fosforhalt lämplig för gödning - fällas ut. Från rejektvattnet kan dessutom löst organiskt material, kväve och järn utvinnas. 14
3 Öresundsverket Öresundsverket i Helsingborg var det första svenska verket som byggdes ut för kväveavskiljning med fördenitrifikation. Helsingborgs stad ansökte om bidrag från Naturvårdsverket för utveckling, utprovning och uppföljning av ny miljöskyddsteknik. Målet var även ett uppföljningsprogram som skulle vara tillgängligt för andra reningsverk som stod i begrepp att bygga ut. Parallellt har ett VA-Forsk-projekt bedrivits med inriktning på biologisk fosforavskiljning. Öresundsverket renar avloppsvatten från omkring 110 000 personer jämte många industrier (ca 50 000 PE). Från driftsstarten 1974 renades vattnet från organiska substanser enbart. Under åren 1991-92 expanderade verket för att reningen skulle komma att omfatta även kväve och fosfor. 3.1 Driftsprocesser Verkets utformning framgår av figur 3.1. På verket finns fyra olika linjer för vattenrening. Uppdelningen innebär möjligheter att prova olika reningsmetoder simultant. Figur 3.1 Processchema över Öresundsverket (efter Jönsson et al.,1996). Inkommande vatten renas först mekaniskt i galler. Därefter passeras två parallella luftade sandfång innan vattenströmmen fördelas på fyra parallella linjer. Här finns möjlighet att avleda vatten till utjämningsbassängen. Detta medför en möjlighet att styra flödet till det biologiska steget. Om utjämningsbassängen fylls leds vattnet förbi verket till utloppet. För varje linje finns två försedimenteringsbassänger med en total area av 600 m2 och volymen 2250 m3. Ytbelastningen på bassängerna vid dimensionerat flöde (3 250 m3 /h) är 1.35 m/h. Den biologiska reningen är indelad i sex zoner enligt UCT- modellen (se figur 3.2), vilket ger olika möjligheter till drift. Från slutet av den anoxa zonen kan 810 m3 /h recirkuleras. Den sista zonen (deox) har till uppgift att minska syrehalten i det vatten som återcirkuleras till den anoxa zonen. Återcirkulationen från denna zon kan regleras till 810 m3 /h, 1620 m3 /h eller 2430 m3 /h. Från slutsedimenteringen recirkuleras slam till den anaeroba eller anoxa zonen i ett flöde av 7001200 m3 /h. Slutsedimenteringen för varje linje består av fyra bassänger med en total yta av 1320 m2 /linje och en volym av 5092 m3. Ytbelastningen är 0.6 m/h vid dimensionerat flöde. Uttag av överskottsslam sker från returslamströmmen eller deoxzonen. 15
Fe FILTER ANAE- ANOXIC AEROBIC DEOX ROBIC 4 1075 m 3 4 3200 m 3 4 3640 m 3 4 540m 3 Figur 3.2 Biologiska och kemiska behandlingssteg på Öresundsverket (efter Tykesson et al., 2004). För att avskilja partiklar finns avslutningsvis 12 stycken två-mediafilter, som består av 0.7 m expanderad skiffer, följt av 0.3 m filtersand. Ytbelastningen vid dimensionerat flöde är 5,3 m/h. I inloppet till filterna kan fällningskemikalie tillsättas. Slam från slut- och försedimentering leds till tre gravitationsförtjockare, var och en med en area av 120 m 2 och en volym av 430 m 3. Ytavdraget från förtjockarna återförs till inloppet. Förtjockat slam leds till två rötkammare i serie med en volym av 3100 m 3 vardera. Avvattning sker i tre centrifuger, varifrån överskottsvattnet återförs till inloppet. Det färdigbehandlade slammet förs i containrar från verket. 3.2 Fosforavskiljning För en av linjerna har biologisk fosforavskiljning kontinuerligt använts sedan uppstarten av verkets nya delar och i perioder har bio-p-rening använts även för andra linjer. Biologisk fosforavskiljning har fungerat med varierande resultat, med DSVI-värden (spätt slamvolymindex) mellan ca 100-200 ml/g. Av de fyra linjerna på verket uppvisar bio-p-linjen (linje 3) lägst DVSI-värden över tiden, liksom lägst variationer (se figur 3.3). För linje 4 har också biologisk fosforrening använts i perioder (bl.a. under den tid som dessa studier omfattar). Man har observerat, att då man ändrat driften från biologisk fosforreduktion till simultanfällning av fosfor, sker en höjning av SVI-värdena till nivån hos övriga simultanfällningslinjer under loppet av tre månader (Møller Klausen et al., 2004). För linje 1 och 2 används kontinuerligt kemisk förfällning med en dosering av 10 g FeSO 4 /l. Medelvärdena för utsläppshalterna av fosfor under åren 1994-2003 redovisas i figur 3.4. För totalfosfor (summan av fosfor i olika former) får kvartalsmedelvärdet för halten i utsläppsvattnet vara högst 0,4 mg/l. Nuvarande gränsvärde infördes från och med 2001. 3.3 Analys av slammet Den studie som här genomfördes med slam från Öresundsverket syftar till att värdera olika aspekter av avvattningsegenskaperna samt att finna den faktor som påverkar sedimentationen och därmed SVI - mest. Avvattningsegenskaperna kan uppskattas på olika sätt, som till exempel innehållet av fritt vatten, kompressibilitet osv. Mätning av DSVI har skett dagligen för alla linjer under tiden 940412-981230. Från och med 990101 har i genomsnitt två mätningar per vecka gjorts. Den sammanhängande dataserien utgör ett bra underlag för studier av egenskaper hos slammet. De observerade skillnaderna i egenskaper hos slammet från bio-p-linjerna respektive linjerna med simultanfällning erbjuder bra möjligheter att studera parametrar av betydelse för avvattning och sedimentation. Uppbyggnaden av de fyra parallella linjerna kan antas ha samma hydrauliska egenskaper. Dessutom är det inkommande vattnet av samma sammansättning för de olika linjerna. 16
DSVI Öresundsverket 400 350 300 250 200 150 Linje 1 Linje 2 Linje 3 Linje 4 100 50 0 Figur 3.3 Spätt slamvolymindex för de olika linjerna på Öresundsverket. Perioden omfattar tiden 12 april 1994 till 30 december 2003. 3.4 Metoder 3.4.1 Studie av sedimentation Den sammanhängande statistiken med DSVI-värden under perioden 12 april 1994 till 30 december 2003 användes för att genomföra dataanalyser som omfattade: olika jämförelser mellan SVI-värden för olika linjer analys med hjälp av flytande medelvärden autokorrelation Figur 3.4 Medelvärden för utsläppshalterna av fosfor på Öresundsverket under åren 1994-2003 (information från Helsingborgs kommuns hemsida). 17
3.4.2 Studie av avvattning Prover från samtliga fyra linjer togs vid tre tillfällen under studien och överfördes till plastflaskor för vidare transport till laboratoriet, där analyserna utfördes inom sex timmar. Proverna analyserades med avseende på: total solids (TS) volatile solids (VS) capillary suction time (CST) extracellulära polymera substanser (EPS) järnkoncentration (Fe) innehåll av torrsubstans, dry solids (DS) efter filtrering och åtföljande pressning Resultaten från försök och analyser presenteras i följande kapitel. 18
4 Genomförande och utvärdering av dataanalyser För att få en uppfattning om sedimentationsprocessens effektivitet avseende en jämförelse mellan biologisk och traditionell kemisk behandling analyserades slamvolymindex från Öresundsverket med hjälp av olika metoder. Mätningarna sträcker sig över tiden 940412-031230. Dagliga prover har tagits för alla linjer under tiden 940412-981230. Från och med 990101 har i genomsnitt två mätningar per vecka gjorts. 4.1 Jämförelser mellan SVI-värden för olika linjer SVI-värden omfattande hela perioden från linje 1, 2 och 4 dividerades med värdena för linje 3, den linje som under hela perioden använts för biologisk rening. Resultatet återfinns i tre olika diagram (figur 4.1-4.3). För vissa enstaka dagar eller kortare perioder saknas mätvärden, vilket kan ses i diagrammen som att kurvorna antar värdet noll. Lågt slamvolymindex innebär effektivare sedimentering. I de fall då värdena är identiska kommer kvoten att bli 1. Kvoten > 1 innebär högre SVI för linje 1, 2 respektive 4. Kvoten < 1 innebär lägre SVI för linje 1, 2 respektive 4 och därmed effektivare sedimentering än för linje 3. I diagrammen uppvisar linje 1 såväl som linje 2 generellt värden > 1, med undantag för kortare perioder. Detta indikerar alltså högre SVI-värden och sämre sedimentering. För linje 4 ligger värdena fram till omkring 2001-01-01 i allmänhet i närheten av 1. Från och med ingången av 2001 uppvisar även denna linje värden > 1. För linje 4 användes bio-p behandling fram till januari 2001, då kemisk behandling introducerades. Sammanfattningsvis visar observationerna ett lägre slamvolymindex och därmed bättre sedimentationsegenskaper för linjer där bio-p behandling används. Ett mönster som kan kopplas till årstidsvariationer kan inte urskiljas i diagrammen. 19
SVI linje 1/SVI linje 3 3,5 SVI (ml/g) linje1/linje 3 3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 SVI linje 2/SVI linje 3 3,5 SVI (ml/g) linje2/linje 3 3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 SVI linje 4/SVI linje 3 3,5 SVI (ml/g) linje 4/linje 3 3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 Figur 4.1-4.3. Jämförelser av SVI-värden för linje 3 mot övriga linjer. Tidsperioden omfattar 1994-2003. Då mätvärden saknas antar kurvorna värdet noll. 20
4.2 Analys med hjälp av flytande medelvärden Flytande medelvärden används när man vill reducera kortare variationer och titta på mera generella variationer. De tio närmast föregående respektive de tio närmast efterföljande värdena utgjorde det flytande medelvärdet. Slamåldern i de aktuella fallen är ca 20 dygn. Slamåldern är den genomsnittliga tidrymd som en partikel tillbringar i behandlingssteget. I denna undersökning utgjordes analysdata endast av perioden 940412-981230. För de olika SVI-värdena kan man se hur mycket ett specifikt värde avviker från det flytande medelvärdet. Variationen över tiden hos det flytande medelvärdet för de fyra linjerna plottades i olika diagram (se figur 4.4-4.7). Diagrammen ger en uppfattning om variationsgraden hos SVI för de olika linjerna. Man kan tydligt se hur det flytande medelvärdet uppvisar lägre variationer för linje 3 och linje 4 än för linje 1 och 2. Mönstret visar stabilare sedimentationsegenskaper med mindre variationer hos linjerna med bio-p. Inte heller i dessa fall syns några variationer som kan kopplas till årstider. SVI (ml/g) Flytande medelvärde Linje 1 350 300 250 200 150 100 50 0 1994 1995 1996 1997 1998 SVI (ml/g) Flytande medelvärde Linje 2 350 300 250 200 150 100 50 0 1994 1995 1996 1997 1998 Figur 4.4-4.5 Flytande medelvärden för linje 1 och linje 2. 21
SVI (ml/g) Flytande medelvärde Linje 3 350 300 250 200 150 100 50 0 1994 1995 1996 1997 1998 SVI (ml/g) Flytande medelvärde Linje 4 350 300 250 200 150 100 50 0 1994 1995 1996 1997 1998 Figur 4.6-4.7 Flytande medelvärden för linje 3 och linje 4. 4.3 Autokorrelation Vid studiet av tidsserier talar man ibland om autokorrelation då man vill se hur successiva observationer inom samma serie korrelerar (Chatfield, 1975). Variationerna i förhållande till i tiden närliggande värden studerades även genom att SVIvärden vid tiden t plottades mot SVI-värden för tiden t+1 (d.v.s. uppmätt värde för närmast efterföljande dag), t+2, t+4, t+7, t+14, t+30 samt t+60 för samtliga linjer. I diagrammen infogades trendlinjer och r 2 (kvadraten av korrelationskoefficienten) beräknades (se exempel i figur 4.8-4.10). Med ökande avstånd i tiden mellan observationerna ökar avvikelserna och r antar lägre värden. Då r antar värdena 1 respektive -1 innebär detta att alla talpar (t i, t i+1 ) ligger exakt längs en linje med positiv respektive negativ lutning (Olbjer, 2000, sid. 76). I intervallet 1 < r < 1 gäller att ju närmare r är 1, desto mindre avviker observationerna från linjen. Den anpassade linjens lutning har ej någon betydelse för vilka värden r antar. I figur 4.11 plottades r k mot tidsförskjutningen k för samtliga fyra linjer. 22
SVI Linje 3 (t+1) 250 200 y = 0,9996x R 2 = 0,9683 Tid t+1 150 100 50 0 0 50 100 150 200 250 Tid t SVI linje 3 (t+30) 250 200 y = 0,9916x R 2 = 0,3053 Tid t+30 150 100 50 0 0 50 100 150 200 250 Tid t SVI linje 3 (t+60) 250 200 y = 0,9842x R 2 = -0,3105 Tid t+60 150 100 50 0 0 50 100 150 200 250 Tid t Figur 4.8-10 SVI-värden för linje 3, där värden vid t plottats mot t+1, t+30 och t+60. 23
Autokorrelationskoefficienter (r) r 1.5 1 0.5 0-0.5-1 1 2 4 7 14 30 60 Tidsförskjutning (dagar) Linje 1 Linje 2 Linje 3 Linje 4 Figur 4.11 Autokorrelationskoefficienter för de fyra linjerna. I figuren visas tydligt hur autokorrelationen successivt avtar med tidsförskjutningen. För samtliga linjer gäller att en ganska god överensstämmelse gäller för de värdemätningar mellan vilka det skiljer 7 dagar r har ett värde av ungefär 0,8. Därefter avtar korrelationen i allt högre grad för att efter 30 dagar vara nere runt 0,5 och efter 60 dagar har negativa r-värden antagits för alla linjer utom linje 1. Studien visar att slamvolymsindex mycket väl kan mätas med en veckas intervaller och att man då fortfarande får kontroll över variationerna, då de är ganska små under en så kort tidsperiod. Med en månads mätintervaller kommer dock korrelationen att vara endast omkring 50 %, och så långa perioder innebär att mätningarna blir otillförlitliga. Samtliga linjer visar liknande mönster som för linje 3 i figur 4.8-4.10. För autokorrelationen visar linjerna också liknande värden, med undantag för perioden längre än 14 dagar för linje 1, då högre korrelation kan konstateras här. 24