Avdelningen för energi-, miljö- och byggteknik Extern reningsanläggning för skogsindustriellt avlopp Erik Jansson Energi- och miljöingenjörsprogrammet Datum: 2011-06-01 Handledare: Maria Sandberg
Sammanfattning Vatten som förorenats i skogsindustriella processer är i behov av att renas innan det släpps ut i våra sjöar och vattendrag. Denna rening kan uppnås med en extern reningsanläggning som behandlar avloppsvattnet från processen. Studiens mål har varit att presentera en enkel och driftsäker biologisk reningsanläggning som ska klara förbestämda reningskrav för vissa ämnen, exempelvis COD och klorat. Resultatet visar att en anläggning som bygger på enkla sedimenteringsbassänger och tvåstegs biologisk rening med MBBR-teknik lämpar sig för att uppfylla dessa krav, eftersom MBBR-tekniken uppvisar större tålighet mot toxiska utsläpp än suspenderade (aktivslam) och anaeroba processer. Anläggningen kan, med viss osäkerhet, producera 33 MWh värmeenergi per dag genom sin förbränning av slam som bildas vid reningen samtidigt som 21 MWh elenergi konsumeras per dag, på grund av diverse elförbrukare så som pumpar och kompressor. - 2 -
Innehållsförteckning Sammanfattning... 2 Innehållsförteckning... 3 1. Bakgrund... 4 1.1 Syfte och Mål... 4 2. Teori... 5 2.1 Mekanisk rening... 5 2.2 Kemisk rening... 5 2.2.1 Kemisk fällning... 5 2.2.2 Kemisk flockning... 6 2.3 Biologisk rening... 6 2.3.1 Förutsättningar för cellbildning... 6 2.3.2 Luftning av aeroba processer... 6 2.3.3 Aktivslamprocessen... 7 2.3.4 MBBR-processen... 8 2.4 Klorerade organiska föreningar vid massaindustrin... 9 2.5 Behandling av slam... 9 2.5.1 Slamstabilisering... 10 2.5.2 Slamavvattning... 10 3. Metod... 11 4. Resultat... 12 4.1 Anläggningens uppbyggnad... 12 4.2 Reningsprestanda och energianalys... 13 5. Diskussion... 13 5. Slutsats... 15 6. Referenser... 16-3 -
1. Bakgrund Stora och tunga industrier såsom de skogsindustriella är en storkonsument av vatten. När vattnet efter den industriella processen ska återföras till naturen har det i de flesta fall förorenats. Det är främst under de senaste cirka 40 åren som uppmärksamhet givits för att minska utsläppen av dessa föroreningar. Miljökraven har med tiden skärpts och förbättringar inom vattenrening har minskat störningar och påfrestningar på naturen. Många och oftast de effektivaste lösningarna sker inom processen, vilket brukar benämnas interna processlösningar. Exempelvis har skogsindustrin minskat sin vattenförbrukning och slutit många processer, vilket lett till ett renare avloppsvatten. (Persson 2005) Dock måste avloppsvattnet renas ytterligare innan det släpps ut i naturen. Detta sker med så kallad extern rening, alltså ett reningsverk. Teknikerna för att i den externa reningen bli av med föroreningar är många. Vanliga huvudtekniker som används är mekanisk rening, biologisk rening och kemisk rening. Kombinationerna av dessa tekniker är många och det finns en mängd lösningar idag som ger olika reningsresultat. Vidare har olika anläggningar varierande driftskostnader såväl som investeringskostnader, är olika stabila vad det gäller driftsäkerhet och förmåga att klara störningar i form av toxiska eller förhöjda halter föroreningar. Att hitta de, utifrån kriterierna utsatta, bästa lösningarna för en viss industriell process är alltså inte bara ur miljösynpunkt viktigt utan även ekonomiskt. 1.1 Syfte och Mål I studien undersöks olika reningsteknikers potential för rening av skogsindustriellt avloppsvatten. Syftet är att minska utsläpp av föroreningar till vatten från skogsindustriella processer och därmed minska miljöbelastningen. Målet med studien är att konstruera ett biologiskt reningsverk som är enkelt, driftsäkert samt klarar utsläppskraven (se tabell I). Verket ska vara motståndskraftig mot störningar, exempelvis toxiska utsläpp. En enklare energianalys skall utföras för att utreda om processen skapar mer energi än vad den gör av med. Reningskrav samt volymflöde till reningsanläggningen illustrerar en pappersmassaindustri i Sverige. Tabell I. Förutsättningar och reningskrav för ämnen i avloppsvattnet Storhet Vattnets innehåll Krav före utsläpp Volymflöde (m 3 /d) 45000 - ph 5 7 COD (mg/l) 1500 450 BOD 7 (mg/l) 250 20 SÄ (mg/l) 600 20 N (mg/l) 3,33 3 P (mg/l) 0,98 0,3 Klorat (mg/l) 100 0 Ordlista BOD - Biological Oxygen Demand. COD - Chemical Oxygen Demand. SÄ - Suspenderade Ämnen Substrat - Ämnen som mikroorganismer livnär sig på - 4 -
2. Teori 2.1 Mekanisk rening Partiklar som finns i vattnet kan renas med relativt enkla metoder. Även lösta organiska föreningar kan bindas till suspenderad form, exempelvis genom att föreningarna binds i slam i ett biologiskt reningssteg eller utfälls till flockar vid ett kemisk reningssteg. De partiklar som finns i vattnet kan avskiljas enligt två huvudprinciper: storleksskillnader samt densitetsskillnader. (Persson 2005) Genom att tvinga ett flöde genom filter, galler eller silar med en viss storlek kan man avskilja de större partiklarna och på så vis rena bort dem. Galler används för att avskilja allt från skräp ner till ämnen som är 1-3 mm stora. Silar kan avskilja mindre suspenderade ämnen i vätskan. Vanligt förekommande i massaindustrin är silar av metallduk eller plast vilka har en maskvidd på 100-1000µm som då kan avskilja cellulosafibrer från vattnet. (Persson 2005) Cellulosafibrer har en typisk längd av 2-3 mm och en bredd av 30 µm. (Finlands Akademi 2007) Som ett avslutande steg i reningen (polersteg) är det vanligt med mikrosilning som tar partiklar i storleken 20-100 µm. (Persson 2005) Genom att utnyttja skillnaden i densitet mellan en vätska och partiklar i denna kan man få dessa att sjunka (sedimentation) eller stiga (flotation) i vätskan. Sedimentation är mycket vanligt förekommande och ofta i flera steg. Genom att föra vätskan till en stor bassäng sänks dess hastighet och de tyngre partiklarna hinner då sjunka ner till botten och sedimentera. (Persson 2005) Formen på bassängen har ingen direkt inverkan på sedimentationen och dess djup är mindre betydelsefullt. Det är bassängens bottenarea som bestämmer hur bra sedimentationen blir. En större bottenarea innebär att mindre partiklar kan avskiljas från flödet. (Sandberg 2010) Den mer energikrävande flotationen innebär att luft tillförs vätskan, vilken fäster på partiklarna och sänker densiteten. I och med detta stiger partiklarna och lägger sig på ytan varefter de kan bortföras med en skrapanordning. En fördel med flotation är att den tar mindre utrymme än sedimentation. (Persson 2005) Slammet som bildas har även en högre torrhalt ca 4-5% till skillnad mot sedimentation som ger slam med ca 1-2 % torrhalt. (Sandberg 2010) Viktigt är att temperaturen på ingående vatten till sedimenteringsbassängen håller ungefär samma temperatur som bassängvattnet. Om temperaturen in är varmare/kallare kommer vattenströmmen gå högt/lågt i bassängen. Detta skapar en dödzon med stillastående vatten i under-/överkant av bassängen, vilket leder till ökad flödeshastighet. (Asano et al. 2007) Försök från pappersbruk i Finland visar att över 80 % av suspenderade ämnen separeras redan i försedimenteringen vid flöden upp till 1,4 m 3 /m 2 h. En i stort sett obefintlig andel av organsikt material i vattnet (mätt som BOD och COD) kan separeras vid sedimentation. (Thompson et al. 2001) 2.2 Kemisk rening Att på kemisk väg rena avloppsvatten är väldigt vanligt. På kommunala reningsverk brukar man fälla ut fosfor och inom industrin är det mycket vanligt med utfällning av metaller. Vissa pappersindustrier använder kemisk flockning för att avskilja de mindre cellulosafibrerna som kvarstår efter en tidigare genomförd fiberåtervinning. (Persson 2005) 2.2.1 Kemisk fällning Med kemisk fällning kan lösta ämnen i vattnet omvandlas till olösta med hjälp av en kemikalie. Efter en god omblandning bildas flockar varvid hastigheten på vattnet sänks och en sedimentation blir möjlig. Ibland är det nödvändigt att komplettera fällningssteget med ett flockningssteg för att lyckas sedimentera partiklarna. Även denna metod är ph känslig. Exempelvis är det vid utfällning av metaller beroende på aktuellt ph vilken metallkoncentration som kan uppnås. Vidare ger fällningssteget i sig ofta en förändring i ph hos vattnet. Innan avloppsvattnet skickas till recipienten måste det därför neutraliseras. Det görs ofta för alkaliska vätskor med svavelsyra och - 5 -
för sura vätskor med kalk, natriumhydroxid eller soda. De två sistnämna har fördelar i att de ger snabb neutralisering och är lätta att hantera, dock är kalk en billigare kemikalie. (Persson 2005) 2.2.2 Kemisk flockning I ett avloppsvatten finns det ofta ämnen som är suspenderade eller väldigt små s.k. kolloidala partiklar. Dessa partiklar kan inte av sig själv sedimentera i ett mekaniskt steg och avskiljas från vattnet. Det beror på att de små partiklarna, som oftast är negativt laddade på ytan, repellerar varandra. Genom att tillsätta kemikalier kan man neutralisera partiklars laddning så att de intermolekylära krafterna binder samman partiklarna till en större enhet som sedan kan sedimenteras. Kemikalierna tillförs i form av flervärda joner som t.ex. järn- eller saltjoner. Processen brukar kallas för koagulering. För en effektiv koagulering är det viktigt att ph är rätt samt att inblandningen av kemikalien är snabb. För en optimal koagulering med metalljoner ska inblandningen ske på en sekund, annars bildas istället metallhydroxider. Även hydroxiderna kan med vad som benämns svepkoagulering adsorbera kolloidala partiklar, men dessa flockar är mycket känsligare för omrörning. (Persson 2005) Ett alternativ till koagulering är att tillsätta långkedjiga polymerer som oftast är syntetiskt framställda. Polymererna, som har motsatt laddning jämfört med partiklarna, bildar då bryggor mellan partiklarna så att flockning sker. Efter flockningen kan de större enheterna, som ovan beskrivits, sedimenteras eller filtreras ut. (Persson 2005) 2.3 Biologisk rening Den biologiska reningen bygger på bakterier, svampar och andra mikroorganismers förmåga att bryta ner och omvandla organiskt material, ämnen som finns i kommunalt och många industriella avloppsvatten. Om det finns fritt syre tillgängligt kommer aeroba processer ske. Vid aeroba processer omvandlar bakterier fritt syre och kolföreningar till koldioxid, vatten och cellmassa. Vissa bakterier kan använda kemiskt bundet syre för oxidation av organiskt material och behöver alltså inte löst syre. Dessa förhållanden kallas anoxiska. Om det varken finns fritt eller kemiskt bundet syre tillgängligt är processen anaerob. Vissa anaeroba bakterier bildar då istället koldioxid, metan, vatten och cellmassa. (Persson 2005) Den aeroba processen producerar stora mängder värme. Den anaeroba processen bildar istället stor del metangas, som är energirik och kan utnyttjas t.ex. som fordonsbränsle. En annan fördel är att mängden cellmassa som bildas är ca 7 ggr mindre för anaeroba processer, vilket gör att slamproduktionen från det biologiska steget blir mindre. Energi sparas vid anaeroba processer eftersom de inte kräver energi för luftning av avloppsvattnet, som i aeroba processer uppgår till ca 1 kwh/kg BOD. Dock är den anaeroba processen känsligare för störningar och tillväxten sker långsammare, vilket ofta gör den svår att tillämpa i många fall. (Persson 2005) 2.3.1 Förutsättningar för cellbildning För att de flesta mikroorganismer ska föröka sig krävs förutom organiskt material även tillgång av näringsämnena kväve och fosfor. För att en bildning av 100 g biomassa ska vara möjlig krävs tillgång till 12 g kväve och 2 g fosfor. I fallet kommunalt avloppsvatten finns dessa närsalter i överflöd medan de i fallet skogsindustriellt avloppsvatten ofta måste tillsättas. (Sandberg 2010) Två viktiga faktorer för att bakterier ska trivs och föröka sig bra är temperatur och ph. Temperaturintervallet 15-40 C är då de vanligaste, så kallade mesofila bakterier, trivs bäst. Vidare är ett ph mellan 6,5-8,5, alltså nära neutralt eller lite alkaliskt, ofta önskvärt för att de flesta typer av bakterier ska må bra. (Mara 2004) 2.3.2 Luftning av aeroba processer Det finns flera metoder att lufta en biologisk process så att tillräcklig mängd löst syre finns tillgänglig för mikroorganismer. En vanlig metod är bottenluftning. Här skapas luftbubblor med hjälp av en energikrävande kompressor. En stor del av syret följer med bubblorna och överförs till - 6 -
luften. Det är alltså en liten del av syret som faktiskt löser sig i vattnet. Genom att öka yt- /volymförhållandet för bubblorna uppnås en effektivare diffusion av syre. Vissa föroreningar (så som såpa) sänker ytspänningen vilket ger mindre storlek på bubblorna och bättre diffusion. En annan viktig faktor är att föroreningar även kan påverka gränsskiktet runt bubblorna så att syretransporten blir långsammare. Detta på grund av att gränsskiktet blir tjockare. Även bubblornas strömningshastighet är viktig då den påverkar gränsskiktets tjocklek. Desto högre hastighet desto tunnare blir gränsskiktets tjocklek, vilket medför att små bubblor (lägre flytkraft ger lägre hastighet) får försämrad diffusion genom gränsskiktet. Luftning är ofta den största elkonsumenten på ett reningsverk och uppgår ofta till över 50 % av förbrukad elenergi. En bra bottenluftare kan under driftförhållanden normalt tillföra 1,8 kg O 2 /kwh till avloppsvattnet. (Sandberg 2010) 2.3.3 Aktivslamprocessen En traditionell metod för att biologiskt rena ett avloppsvatten är med aktivslamprocessen. Processen består av en bassäng där en hög koncentration av mikroorganismer samlade i s.k. slamflockar kan bryta ner organiskt material. Med hjälp av en luftare tillförs den nödvändiga syremängden till de i vattnet suspenderade mikroorganismerna. Efter den luftade bassängen sedimenteras slammet i en sedimenteringsbassäng. Kännetecknande för processen är att slammet återförs till den luftade bassängen, vilket leder till hög slamkoncentration och ökad nedbrytning av organiskt material. Se figur 1. (Persson 2005) Ett vanligt problem för aktivslam är slamsvällning. Detta kan ske om steget belastas med för höga halter organsikt material eller vid syrebrist, vilket leder till bildande av trådbakterier s.k. filament. Lite filamentbakterier är bra för slammets sedimenteringsegenskaper men för höga halter ger slamsvällning med dåliga sedimenteringsegenskaper. En del slam följer då med det renade vattnet vidare i reningsprocessen istället för att sedimentera vilket har negativa konsekvenser. (Sandberg 2010) Vanligtvis är denna biologiska process av kontinuerlig typ med konstanta flöden. Vissa mindre anläggningar utför processen satsvis vilket kallas SBR (sequence batch reactor). Hela processen kan då utföras i en enda tank, vilket sparar utrymme. När aktivslam tillämpas industriellt brukar en fullständig omblandning vara önskvärd. Detta eftersom eventuella toxiska utsläpp då späds ut och mikroorganismerna har större chans att överleva. (Persson 2005) CO2 Figur 1. Schematisk skiss över Aktivslamprocessen - 7 -
2.3.4 MBBR-processen Ett tillvägagångssätt för att rena bort syrekrävande organiska föreningarna ur vattnet är med hjälp av den suspenderade biofilmsprocessen. En vanlig teknik som kallas MBBR (Moving Bed Biofilm Reactor) bygger på att en bassäng fylls med upp till 70 % fyllnadskroppar s.k. bärare, som ofta består av plast. Se figur 2. På dessa bärare kan mikroorganismer bilda en biofilm eller biohud som bryter ner organiskt material. (Persson 2005) Diffusionen av substrat genom biofilmen är en viktig faktor i alla suspenderade biofilmsprocesser. Ofta uppnås en fullständig transport av substrat genom mindre än 100 µm av biohudens djup. I processen bör därför biohuden vara tunn. Detta uppnås med god omrörning och turbulens i reaktorn, vilket även bidrar till god transport av substrat. (Rusten et al. 2006) Eftersom bärarna har ungefär samma densitet som vatten påverkas de mycket av strömningen i tanken. Vill en aerob process uppnås tillförs luft i bassängen som då också rör runt bärarna i bassängen. Se figur 3. Om istället en omrörare används kan en anaerob process uppnås. Se figur 4. Bärarna hålls kvar i bassängen m.h.a. silar, vilket gör att någon form av slamåterföring ej behövs. Mikroorganismerna äter det organiska materialet och ökar i antal men på grund av omrörningen lossnar viss del av bakterierna från bärarna och följer med vattnet vidare i processen. Därav krävs ett efterföljande sedimenteringssteg för att samla upp slammet. (Persson 2005) Figur 2. Bärare med bildad biohud. (AnoxKaldnes 2011) Fig. 3. Aerob MBBR-process Fig 4. Anaerob MBBR-process (Veolia Water Solutions & Technologies 2011) Den suspenderade biofilmsprocessen ger stor driftsäkerhet och är inte känslig för störningar på samma sätt som exempelvis aktivslam processen. Förhöjda halter av toxiska föreningar kan annars störa det biologiska steget och döda mikroorganismerna. Tåligheten kan förklaras genom att biohudens yttre störs medan lagret innanför klara sig bättre, vilket gör att bakterierna kan återhämta sig snabbare. (Persson 2005) Andra fördelar med biofilmprocessen gentemot processer med suspenderade bakterier i vattnet (så som aktiv slam) är: Lägre energiförbrukning Lätt att sköta och lägre underhållsbehov Tjockare slam och inga problem med slamflykt Kompakta I biohuden finns aeroba samt anaeroba bakterier samtidigt. De aeroba finns på ytan och de anaeroba innerst. (Rodgers & Zhan 2003) Vidare klarar processen av höga belastningar (4-7 kg BOD 7 /m 3,d) p.g.a. den stora biofilmsytan, som normalt uppgår till 150-400 m 2 /m 3. (Persson 2005) Dock finns det bärare som har mycket större area-/volymförhållande. Företaget AnoxKaldness har bärare vars area uppgår till - 8 -
1200 m 2 /m 3, vilket drastiskt ökar mängden nedbrytare per volymenhet. (Krüger Inc 2010) Metoden kan med fördel indelas i flera steg för att öka effektiviteten eller användas som ett föreller efterbehandlingssteg till en befintlig anläggning. Exempelvis kan anläggningar där vattnets ph är lågt gynna ett första biofilmssteg där svampar trivs. Svampar har god förmåga att bryta ner svårnedbrytbara substanserna. Om vattnets ph därefter höjs kan ett till biofilmssteg, med frisimmande bakterier och mikrodjur, ta hand om övrigt organiskt material i vattnet. (Persson 2005) Försök har visat att MBBR-reaktorer klarar av höga COD och BOD belastningar med korta uppehållstider. COD reduktionen påverkas av uppehållstiden varför den bör vara minst 5 timmar. (Rodgers & Zhan 2003) Vid pilotförsök med skogsindustriellt vatten har en reduktion av COD upp till 75 % och BOD reduktionen upp till 95 % uppnåtts, vid uppehållstiden 4-5 h. När uppehållstiden ökades förbättrades COD reduktionen ytterligare. (Broch-Due et al. 1997) När processen kombinerades med kemisk fällning kunde en än högre reduktion uppnås, ca 95 % för COD samt BOD. Kemikaliemängden som användes var endast ca 30 % i jämförelse med en anläggning endast bestående av kemisk fällning för att reducera COD och BOD. Detta gör att mycket pengar kan sparas eftersom kemikalierna är kostsamma. (Broch-Due et al. 1997) Slambildningen från en aerob MBBR process är ganska låg och Sandberg 1 anser att ett normalt värde för bildat slam (utbytet) i en MBBR-process är 0,185, dvs. 18,5 % av det konsumerade substratet blir slam. 2.4 Klorerade organiska föreningar vid massaindustrin Huvudråvaran för pappersmassa är trä, vilken består av cellulosafibrer, kolhydrater (så som stärkelser och socker) samt lignin. Lignin är som ett bindemedel som håller ihop cellulosafibrerna. (Thompson et al. 2001) Pappersmassabruk har ett behov av att bleka sin massa, eftersom pappret ska uppnå en viss renhet och ljushet. Eftersom det efter kokprocessen alltid finns viss mängd lignin kvar måste denna oxideras bort med kemikalier. Förr användes klorgas till detta ändamål. Klorgasen reagerade med lignin som sedan kunde tvättas bort från massan. Dock resulterade detta i stora utsläpp av klorerade organiska föreningar sk. AOX, vilket skapar miljöproblem. Vissa typer av alger tar skada redan vid låga halter klorat i vattnet. (Persson 2005) Noterbart är att olika klorerade föreningar har olika egenskaper på miljön, vilket innebär att massan utsläppt AOX inte nödvändigtvis är proportionell mot efterföljande miljökonsekvenser. Genom att under 80- och 90-talet ersätta klorgas med det mindre reaktiva ämnet klordioxid minskades utsläppen av AOX drastiskt. Dock innehåller avloppsvattnet istället klorat, vilket också ger negativa konsekvenser på miljön. Fördelen med klorat är att den i det biologiska steget kan reduceras under syrgasfria förhållanden. Bakterierna kan då använda syret i kloratet till sin andning. (Persson 2005) MBBR-processen lämpar sig väl för kloratreduktion då en fullständig reduktion kan erhållas vid 37 C och ph 7 med endast 24 min uppehållstid. Dock bör 1,5 timmes uppehållstid tillämpas p.g.a. varierande flöden, temperaturer och ph som försämrar reduktionen. (Malmqvist & Welander 1994) 2.5 Behandling av slam Ur de olika reningsstegen kommer ett slam att erhållas. Detta slam har låg torrhalt (TS=1-2%) och kan liknas vid ett koncentrerat avloppsvatten. På grund av den låga torrhalten blir behandlingsoch transportkostnader stora, vilket gör att slammet måste avvattnas. Först brukar slammet förtjockas med gravitationsförtjockare, vilket liknas vid ett extra sedimenteringssteg. Slamvolymen kan då halveras genom att TS fördubblas. Tillsätts polymerer kan sedimentationen förbättras och TS-halten ökar. (Persson 2005) 1 Maria Sandberg prefekt universitetsadjunkt Avdelningen för energi- miljö- och byggteknik, intervju den 13 maj 2011. - 9 -
2.5.1 Slamstabilisering Vid exempelvis kommunala reningsverk måste även slammet stabiliseras, vilket innebär att biologiskt nedbrytbart material samt patogena organismer elimineras från slammet. Dock bör nämnas att en fullständig eliminering av bakterier, virus och maskägg är svår i de flesta fall. Det är vanligt med anaerob nedbrytning i en s.k. rötkammare. Under anaeroba förhållanden bryter då mikroorganismer ner slammet som till slut stabiliseras. Processen ger biogas som kan användas till fordonsdrift eller uppvärmning. Om slammet, likt en aktivslamanläggning, luftas i en bassäng utnyttjas aerob nedbrytning, vilket också är en vanlig metod. En kemisk stabiliseringsmetod kan t.ex. vara att med kalk höja ph till ca 11, vilket dödar mikroorganismer. Vidare finns termiska metoder att stabilisera slammet. Detta sker då genom uppvärmning med bestämd temperatur och tid. (Persson 2005) 2.5.2 Slamavvattning Det finns ett flertal metoder för att öka torrhalten i slammet ytterligare. Avvattningen kan ske genom bland annat centrifugering och pressning. Vid pressning kan kammarfilterpressar, skruvpressar och silbandspressar användas. De två sistnämnda är vanliga som slutavvattningssteg inom massaindustrin efter en föravvattning med t.ex. en siltrumma. Torrhalten som skall uppnås beror av vad slammet skall användas till. Exempelvis bör en TS-halt på minst 20 % uppnås för att en transport överhuvudtaget skall vara möjlig. Inom massaindustrin är det mycket vanligt att slammet förbränns i en barkpanna. Syftet är då att utvinna energi som kan nyttjas i den energikrävande massaprocessen. TS-halten som måste uppnås för att slammet skall ge energi vid förbränning är i storleksordningen över 30-35 %. (Persson 2005) Generellt för mekanisk avvattning kan en torrhalt på 18-50% uppnås, beroende på typ av slam samt typ av avvattnare. Det effektiva värmevärdet för slammet är då 2-6 MJ/kg, vilket är relativt lågt jämfört med bark och lignin som ger 7-12 MJ/kg. (Stoica et al. 2009) Att uppnå en hög TS-halt är alltså vara av intresse för att utvinna mer energi. Vidare ger förbränning av ett kemslam en möjlighet till kemikalieåtervinning. (Persson 2005) - 10 -
3. Metod En litteraturstudie utfördes för att undersöka olika möjligheter att rena det skogsindustriella avloppsvattnet till kravnivåerna. Vetenskapliga artiklar har hämtats via Compendex web samt Google Schoolar. Genom att olika reningssteg kombinerades erhölls rening av de kravbelagda ämnena. Därefter gjordes en principskiss över den föreslagna anläggningen. Beräkningar utfördes så att reningskraven uppfylldes och för att få viktiga dimensioneringsparametrar för anläggningen. Reduktionsgrader och uppehållstider har uppskattats med härledning till teorin. Biologiska reningssteget: Bildad biomassa för MBBR-processen erhålles ur ekvation (1) och syrebehovet ur ekvation (2). Den totala COD reduktionen för de två biologiska stegen har uppskattats till totalt 70 % och BOD reduktionen till 95 %. Volymen för en reaktor kan beräknas enligt ekvation (3). P x, vss ( 0 ) = Q S S Y (1) R = Q S S) 1,42 Px, vss (2) 0 ( 0 V = Q HRT (3) Sedimentering: Bottenareor för sedimenteringsbassänger fås ur Stokes lag enligt ekvation (4) och (5). 2 g d vs = ( p p p f ) (4) 18 η Q A = (5) v s Reduktionsgraden av suspenderade ämnen uppskattas till 85 % i försedimenteringen och 80 % i eftersedimenteringen. När slam och vatten bägge antas ha densiteten 1ton/m 3 kan slamflödet erhållas enligt ekvation (6). m Q slam = c (6) 100 Elenergikonsumtion Energianvändningen för pumpar och omrörare kan beräknas enlig ekvation (7). W = W Q (7) Flöde kylvatten i VVX Flödet kylvatten som krävs beräknas enligt ekvation (8). Q Q T var m kyl = Tkall (8) Tabell II. Storheter och antagna värden vid beräkningar. Storhet Enhet Förklaring P x,vss ton/d Bildad biomassa Q m 3 /d Volymflöde S 0 g/m 3 Substrat (COD) in = 1500 S g/m 3 Substrat (COD) ut = 450 R 0 ton/d Syrebehov Y - Utbytet (g biomassa/g substrat konsumerat) = 0,185 V m 3 Volym HRT d Vattnets uppehållstid MBBR 1 = 1,5 h MBBR 2 = 5 h v s m/s Sjunkhastighet för partikeln g m/s 2 Tyngdfaktorn = 9,81 p p kg/m 3 Partikelns densitet. Antas till 1030 (Sandberg 2010) p f kg/m 3 Vattnets densitet = 992,2 vid 37 C d m Diameter för partikeln. Antas till 0,0001 (Sandberg 2010) η kg/m*s Vattnets dynamiska viskositet = 0,653*10-3 vid 40 C A m 2 Bottenarea Q m 3 /d Volymflöde slam slam m ton/d massflöde av torrsubstans c % Torrhalt för slam (se figur 5) W Wh/d Energiförbrukning per dygn Wh/m 3 Generell specifik energiförbrukning för: pump= 5,7; omrörare=19,6 slampump=6,9 (Sandberg 2010) Q m 3 /d Volymflöde kylvatten W kyl T C Temp. varmsida = 25 var m T C Temp. kallsida = 55 kall - 11 -
4. Resultat 4.1 Anläggningens uppbyggnad Processen inleds med värmeväxling mot sjövatten för att uppnå en temperatur av ca 40 C, vilket ger bakterierna en något svalare temperatur i senare steg. Vidare följer ett rensgaller med maskvidd ca 5 mm som tar bort eventuella barkrester och skräp. I försedimenteringen utvinns ett fiberslam som kan återföras till tillverkningsprocessen via s.k. fiberåtervinning. Vattnets ph höjs sedan med kalk samt tillförs kväve och fosfor, vilket ger bakterierna bra förhållanden. MBBR-processen är en lämplig biologisk process p.g.a. biohuden som klarar chocker bättre än t.ex. aktivslamprocessen. MBBR 1 är det första biofilmssteget. Här reduceras allt klorat under anoxiska förhållanden med tillhörande omrörare. MBBR 2 är en aerob biofilmsreaktor där det organiska materialet bryts ned. Eventuellt kvarvarande klorat har möjlighet att reduceras i inre delen av biohuden i MBBR 2. I eftersedimenteringssteget tas slam upp från de biologiska stegen. Slammet transporteras till en gravitationsförtjockare varefter det slutbehandlas i en skruvpress. Slammet kan sedan förbrännas i sodapannan och ge energi till pappers- och massaprocessen. Återstoden vatten från skruvpressen återförs till reningen via det biologiska steget. Vattnet som erhålls från förtjockningen skickas direkt till recipienten. Grundläggande dimensioneringsparametrar för den fullskaliga anläggningen och dess olika reningsmoment presenteras i en principskiss, se figur 5. kväve=899 kg/d, fosfor=131 kg/d kalk ph just. vid behov Q=45000 m 3 /d RENSGALLER. SED. 1700 m 2 MBBR 1 HRT=1,5 h V=2800 m 3 MBBR 2 HRT=5 h V=9200 m 3 SED. 1650 m 2 Q=43820 m3/d VVX sjövatten 10C- 65C, Q=20500 m3/d FIBERSLAM 23 ton/d Q=1150 m3/d TS=2% Returvatten, Q=270 m3/d LUFT, R 0 =34,8 ton/d Px,vss=8,7 ton/d Returvatten Q=300 m3/d SLAM TILL FÖRBR. SODAPANNA Slam, Q=30 m3/d TS=40 % SKRUVPRESS Slam, Q=300 m3/d, TS=4% FÖRTJOCKN. SLAM 12 ton/d, Q=600 m3/d TS=2% Figur 5. Principskiss över reningsanläggningen - 12 -
4.2 Reningsprestanda och energianalys Resultaten visar att en anläggning av denna konstruktion kan minska föroreningarna till de utsatta kraven innan utsläpp. Halterna av de olika föroreningarna som skickas till recipienten efter reningen redovisas i Tabell III. Tabell III. Reningsprestanda efter den externa reningen Parameter Vattnets innehåll Krav före utsläpp Efter rening ph 5 7 7 COD (mg/l) 1500 450 450 BOD 7 (mg/l) 250 20 12,5 SÄ (mg/l) 600 20 18 Klorat (mg/l) 100 0 0 Ur det avvattnade slammet utvinns värmeenergi vid förbränning i barkpannan som uppgår till 33 MWh/d, då energivärdet för slammet är 4 MJ/kg. Detta kan jämföras med 21 MWh/d elenergi som krävs för pumpar, omrörare samt syresättning. Se tabell IV. Tabell IV. Energiförbrukning för de stora elförbrukarna Typ av enhet Pumpar - vatten 1,379 Pumpar - slam 0,014 Omrörare MBBR1 0,055 Syresättning MBBR2 19,35 Totalt 21-13 - Energiförbrukning [MWh/d] 5. Diskussion Biologiska reningen En biologisk anläggning kommer aldrig att bli fri från påverkan av toxiska utsläpp, men MBBR är en teknik som återhämtar sig snabbt och är därför lämplig. Att ersätta det biologiska steget helt med en tålig kemisk fällning torde bli väldigt kostsamt och har därför inte utretts närmare. Den COD och BOD reduktion som antagits i det biologiska reningssteget med MBBR-reaktor gäller för rening av ett skogindustriellt avloppsvatten. Dock skiljer sig olika industriers avlopp åt vilket gör alla industriers avloppsvatten lite unikt. Reduktionsgraden som antagits till 70 % är 5 procentenheter lägre än vad som uppnåtts i pilotförsök. Vidare har den konstruerade anläggning en extra anoxisk reaktor, vilket ger förbättrad reduktion gentemot pilotförsökets ensamma reaktor. Även om det råder viss osäkerhet i att med gällande anläggning uppnå de reduktionsgrader som antagits finns det åtgärder för MBBR-processen som relativt enkelt kan utföras för att förbättra reningen om den ej skulle bli tillräcklig. Genom att öka fyllnadsgraden ökas arean vilket gör att reningen förbättras. Om detta inte är möjligt kan nuvarande bärare ersättas av bärare med större effektiv area. En mer drastisk och kostsam åtgärd är att komplettera anläggningen med en till reaktor för att öka uppehållstiden och mängden bärare, vilket förbättrar COD reduktionen. Med aktuellt avloppsvatten råder ett underskott av näringsämnena kväve och fosfor och dessa måste tillsättas. Att uppnå kraven för kväve- och fosforutsläpp vid denna anläggning handlar då om en reglering och omblandning av tillförd mängd närsalter. Så länge rätt mängd kväve och fosfor tillsätts det biologiska steget kommer halterna ut att vara låga. Det är alltid önskvärt att ha bästa möjliga COD och BOD reduktion i anläggningen. Detta gör att anläggningen egentligen måste släppa ut en liten mängd närsalter. Detta blir då en bekräftelse på att närsaltunderskott ej råder och COD reduktionen hålls maximal. En närsaltbrist skulle ge mikroorganismerna försämrade förutsättningarna för nedbrytning. Att uppnå en nollnivå för närsalternas halter är
alltså inte särskilt troligt, men att hålla dem låga är utmaningen. Så länge det inte sker stora variationer i COD belastningen över tid torde en flödesreglerad tillförsel ge ett bra resultat. Mängden närsalter per tidsenhet som tillsätts styrs alltså av hur stort avloppsvattenflödet är. Är COD variationerna stora kommer en försämrad reduktion eller ett ökat utsläpp av närsalter att ske, vilket kan äventyra reningskraven. Sedimenteringen Eftersom cellulosafibrer är otroligt smala i förhållande till sin längd och inte partikelformade kan inte Stokes lag tillämpas för beräkning av försedimenteringsarea, om dimensionering vill göras utifrån att separera cellulosafibrer. Denna area har för säkerhets skull beräknats på samma sätt som eftersedimenteringen med 0,1 mm partikeldiameter, vilket bör ge ett godtagbart resultat. Eftersom fiberslam från försedimenteringen skall återanvändas är det av intresse att inte få med onödigt mycket andra suspenderade ämnen som sedan måste separeras från fibrerna innan återanvändning. Därav hade det varit av intresse att på ett bättre sätt beräkna försedimenteringsarean så att den endast avskiljer suspenderade ämnen ner till storleken av cellulosafibrer. Om möjligheterna finns kan fiberrikt vatten sedimenteras separat innan det blandas med övrigt avloppsvatten, vilket minskar halten av andra suspenderade ämnen i fiberslammet. Hur mycket slam som kan sedimentera i eftersedimenteringen beror mycket utav hur stora och kompakta flockar som bildas i MBBR2. Eftersom MBBR skapar ett tjockare slam utan risk för trådbakterier bör sedimenteringen inte vara något problem. Dock skulle ett kompletterande steg vara att tillsätta flockningskemikalier (flervärda joner eller polymerer) vid sedimenteringsbassängen för att skapa mer lättsedimenterade flockar. Om avloppsvattnet är rikt på små cellulosafibrer skulle dessa separeras vid flockningen, vilket kan vara svårt med enbart sedimentering. Energibalansen Energibalansen för el- och värmeenergi visar att det produceras mer energi än vad som förbrukas. En viktig faktor som ej tagits upp är energiförbrukningen för skruvpressen, vilket torde vara en energikrävande process. Det försedimenterade fiberslammet skulle kunna bidra med värmeenergi vid förbränning. Dock spar det mycket på naturresurser i form av träd och pengar för industrin genom att använda fiberåtervinning, eftersom 23 ton fiberslam kan återgå till processen. Att jämföra el- och värmeenergi är också lite felaktigt, eftersom el har framställts med en verkningsgrad i tidigare skede. Skulle värmeenergin från slamförbränning utnyttjas för att driva en ångturbin med generator skulle inte den nödvändiga elen kunna produceras helt från slammet, eftersom verkningsgraden för en sådan anläggning är ca 30-40%. Värmevärdet för slammet är osäkert vilket gör att den utvunna energin kan variera kraftigt. Detta beror till största del på hur långt avvattningen tagits, som beror på typ av slam. Torrhalten har alltså en stor osäkerhet i sammanhanget. Kostnadsbedömning Studien har inte innerfattat konkreta siffror för konstruktions- och driftskostnader varför kostnadsbedömningen blir en uppskattning. Det är relativt korta uppehållstider för vattnet i de olika stegen vilket leder till små volymer. Driftskostnader för MBBR är också lägre än för AS. Reningsanläggningen innefattar enkla metoder och bör därför inte vara särskilt dyr att bygga. Jämförelser för det biologiska steget är då mot den konventionella aktivslamanläggningen och de långsammare anaeroba processerna. Slammet behöver inte stabiliseras eftersom det ska brännas vilket gör slambehandlingen mindre kostsam. Kostnad för tillsatts av kväve, fosfor och kalk är osäker. Dock bör detta inte utgöra stora summor eftersom det handlar om ganska små mängder. - 14 -
5. Slutsats Genom att bygga en reningsanläggning med försedimentering följt av en anoxisk och sedan en aerob MBBR-reaktor med efterföljande sedimentering kan reningskraven uppnås vid normala driftförhållanden. Anläggningen som bygger på biofilmsprocess blir motståndskraftigare mot toxiska utsläpp, jämfört med suspenderade processer och anaeroba processer. Anläggningen anses vara enkel att bygga och driva. Problem med försämrad COD reduktion eller ökat utsläpp av kväve och fosfor skulle kunna uppstå i anläggningen om det sker stora variationer av COD. En väldigt översiktlig energianalys visar att processen kan skapa ca 33 MWh/d värmeenergi genom slamförbränning och konsumera ca 21 MWh/d elenergi för pumpar, omrörare och luftning. - 15 -
6. Referenser Asano, T., Leverenz, H.L., Tsuchihashi, R. & Tchobanoglous, G. (2007). Water reuse: Issues, technology, and applications. McGraw-Hill Professional Publishing. Broch-Due, A., Andersen, R. & Opheim, B. (1997). Treatment of integrated newsprint mill wastewater in moving bed biofilm reactors. I Proceedings of the 1996 5th IAWQ International Symposium on Forest Industry Wastewaters, June 10, 1996 - June 13 (s. 173). Vancouver, BC, Can: Elsevier Science Ltd. Finlands Akademi (2007). Resultat från forskningsprogrammet Wood Material Science and Engineering Materialvetenskap erbjuder nya möjligheter för träförädling. [Elektronisk]. Tillgänglig: http://www.aka.fi/sv/a/finlands-akademi/press-och- media/pressmeddelanden/tiedotteet-2006/resultat-fran-forskningsprogrammet-wood- Material-Science-and-Engineering/ [2011-20 maj]. Krüger Inc (2010). AnoxKaldnes Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) and Hybas (Hybrid Biofilm Activated Sludge) Processes. [Elektronisk]. Tillgänglig: http://www.krugerusa.com/en/files/8484.htm [2011-23 maj]. Malmqvist, A. & Welander, T. (1994). Biological removal of chlorate from bleaching plant effluent. I Proceedings of the 4th IAWQ Symposium on Forest Industry Wastewaters, June 8, 1993 - June 11 (s. 365). Tampere, Finl: Pergamon Press Inc. Mara, D. (2004). Domestic wastewater treatment in developing countries. London ; Sterling, VA: Earthscan Publications. Persson, P.O. (2005). Kompendium i miljöskydd. (7 uppl uppl.). Stockholm: Institutionen för kemiteknik, Tekniska högskolan. Rodgers, M. & Zhan, X.M. (2003). Moving-medium biofilm reactors. Reviews in Environmental Science and Biotechnology, 2 (2), 213-224. Rusten, B., Eikebrokk, B., Ulgenes, Y. & Lygren, E. (2006). Design and operations of the kaldnes moving bed biofilm reactors. Aquacultural Engineering, 34 (3), 322-31. Sandberg, M. (2010). Beräkningskompendium för Reningsteknik. Karlstad: Avdelningen för energi-, miljö- och byggteknik, Karlstads universitet. Stoica, A., Sandberg, M. & Holby, O. (2009). Energy use and recovery strategies within wastewater treatment and sludge handling at pulp and paper mills. Bioresource technology, 100 (14), 3497-3505. Thompson, G., Swain, J., Kay, M. & Forster, C.F. (2001). The treatment of pulp and paper mill effluent: A review. Bioresource technology, 77 (3), 275-286. - 16 -