Potential för biologisk fosforavskiljning vid Torekovs avloppsreningsverk Lisa Magnusson & Frida Skult Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för kemiteknik, LTH Examensarbete 2012
Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Lunds Universitet Water and Environmental Engineering Department of Chemical Engineering Lund University, Sweden Potential för biologisk fosforavskiljning vid Torekovs avloppsreningsverk av Lisa Magnusson Frida Skult Examensarbete nummer: 2012-03 Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Lunds Universitet Handledare: Karin Jönsson, Universitetslektor Marinette Hagman, Specialist Utveckling & Benchmarking NSVA Biträdande Handledare: Tobias Hey, Industridoktorand VA SYD Examinator: Jes la Cour Jansen, Professor Bild på framsidan: Torekovs avloppsreningsverk. Foto av Lisa Magnusson 2011-10-25. Postadress Besöksadress Telefon P.O. Box 124 Getingevägen 60 +46 46-222 82 85 SE-221 00 Lund, Sweden +46 46-222 00 00 Hemsida Fax www.vateknik.lth.se +46 46-222 45 26
Förord Denna rapport är ett resultat av vårt examensarbete utfört under hösten 2011/våren 2012. Arbetet representerar det avslutande kapitlet av våra studier på civilingenjörsprogrammet Ekosystemteknik på Lunds Tekniska Högskola. Examensarbetet utfördes i samarbete mellan Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik på institutionen för Kemiteknik på Lunds Tekniska Högskola och Nordvästra Skånes Vatten och Avlopp (NSVA). Först och främst vill vi rikta ett stort tack till våra handledare och ovärderliga kunskapskällor Karin Jönsson (VA-teknik) och Marinette Hagman (NSVA) som med nyfikenhet och kreativitet skapat ett intressant och lärorikt examensarbete. Vi vill också rikta ett stort tack till vår examinator Jes la Cour Jansen och biträdande handledare Tobias Hey som introducerat och hjälpt oss med modelleringsprogrammet EFOR. Tack också till Gertrud Persson på VAlaboratoriet och övrig personal på institutionen som bidragit med hjälp och trevlig stämning i vårt arbete. På Öresundsverket i Helsingborg vill vi tacka Beata Matulaniec och Julia Emanuelsson på laboratoriet som alltid ställt upp för att på alla sätt underlätta vårt arbete. Tack även till Sofia Jezek för hjälp med frågor och funderingar och all övrig personal som på olika sätt hjälpt oss med allt ifrån hämtning av slam, lån av bil och kopiering av papper. Vi vill dessutom tacka Ulf Oscarsson, Jan Glaving, Anders Mårtensson och övriga medarbetare på Torekovs avloppsreningsverk för att ni tålmodigt svarat på alla våra möjliga och omöjliga frågor. Lund, februari 2012 Lisa Magnusson & Frida Skult I
II
Sammanfattning Biologisk fosforavskiljning, även kallat bio-p, har både ekonomiska och miljömässiga fördelar i jämförelse med kemisk fosforavskiljning. För att kunna etablera bio-p krävs att bioslammet utsätts för alternerande anaeroba och aeroba miljöer, där bio-p-bakterierna (PAO) släpper fosfat i den anaeroba miljön för att sedan ta upp ett överskott av fosfat i den aeroba miljön. En förutsättning för att något P-släpp ska ske i den anaeroba miljön är att det finns en tillräcklig mängd lättnedbrytbart kol (VFA). Torekovs avloppsreningsverk är byggt för bio-p-drift men drivs idag med kemisk efterfällning. I denna studie har därför möjligheterna att övergå till bio-p undersökts. Arbetet inleddes med en utvärdering av verket där data från tidigare år undersöktes samt egna mätningar utfördes, både på plats på verket och i laboratorium. Därefter gjordes modelleringar i EFOR för att utvärdera möjligheterna att införa bio-p. Efter att mätdata från tidigare år sammanställts konstaterades det att inkommande föroreningskoncentrationer var ovanligt låga. En närmare undersökning visade på eventuella problem med inläckage i avloppsvattenledningarna som leder till Torekovs avloppsreningsverk. Laboratorieförsök (P-släppsförsök) visade på väldigt låg bio-p-potential i bioslammet troligtvis beroende på låga halter PAO samt att det inkommande vattnet inte innehåller tillräckliga mängder VFA. Ett sätt att öka mängden VFA är att antingen införa primärslamhydrolys eller returslamhydrolys. Då det på Torekovs avloppsreningsverk inte finns någon primärsedimentation gjordes endast hydrolysförsök på returslammet i laboratorium. Resultatet visade att det går att använda returslamhydrolys för att skapa en lämplig kolkälla dels för biologisk fosforavskiljning och dels för biologisk kväveavskiljning. Simuleringar i EFOR visar att det är svårt att med endast enklare metoder etablera bio-p i kombination med en tillräckligt bra kväveavskiljning. Bevaras den kemiska fosforavskiljningen går det dock att med enklare metoder förbättra kväveavskiljningen. Detta uppnås i EFOR genom att öka den interna recirkulationen samt att öka etanoldoseringen under sommarmånaderna. Kombinerar man detta med att skapa hydrolys och P-släpp i slambehandlingsbassängerna går det att etablera bio-p. Dock krävs då något större förändringar för att kompensera den minskade aeroba slamåldern, förslagsvis genom att öka volymen av de luftade bassängerna i biosteget alternativt flytta positionen av internrecirkulation för att kunna lufta de idag anoxa bassängerna. Ett årsmedelvärde på utflödeskoncentrationen av totalfosfor på 0,4 mg/l uppnås i modellerna, vilket är över gränsvärdet på 0,3 mg/l, men under det förhöjda gränsvärdet på 0,5 mg/l som Öresundsverket fick justerat till efter införandet av biologisk fosforavskiljning. Att undersöka möjligheterna till en liknande lösning för Torekovs avloppsreningsverk kunde därför vara av intresse, då det skulle kunna innebära att kemisk fällning inte längre är nödvändig. III
IV
Abstract Enhanced biological phosphorus removal, also known as bio-p, has both financial and environmental advantages compared to chemical removal through precipitation. To establish bio-p the biosludge must be exposed to alternating anaerobic and aerobic environments, where the bio-p bacteria (PAO) release phosphate during the anaerobic phase and take up an excessive amount of phosphate during the aerobic phase. A requirement for the phosphate release in the anaerobic environment is that there is a sufficient amount of easily biodegradable substrate (VFA) available. Torekov wastewater treatment plant (WWTP) is built with a bio-p configuration but is today operated with chemical phosphorus removal. In this study the possibility to instead operate the plant with bio-p was investigated. The study begun with an examination of data from previous years together with measurements both at the plant and in laboratory. Thereafter simulations were made to investigate the possibility to introduce bio-p at Torekov WWTP. Once the data from previous years had been summarized it was observed that the incoming concentrations of pollutants were unusually low. A closer examination of the data revealed possible problems with leakage into the pipe system leading to the wastewater treatment plant. Laboratory experiments (P-release tests) showed very low bio-p potential in the biosludge probably because of low amounts of PAO and that the incoming water does not contain sufficient amounts of VFA. One way of increasing the amount of VFA is to introduce primary sludge hydrolysis or return sludge hydrolysis. At Torekov WWTP there is no primary sedimentation which is why a laboratory hydrolysis test was made only with return sludge. The results showed that it is possible to use return sludge hydrolysis to create a carbon source that is suitable both for biological phosphorus removal and for biological nitrogen removal. Simulations in EFOR show that it is difficult to combine bio-p with a sufficient nitrogen removal through minor alterations. It is however possible to improve the nitrogen removal through only minor alterations if the chemical phosphorus removal is kept. This is accomplished in EFOR by increasing the internal recirculation and increasing the ethanol dosage during the summer. If this is combined with creating hydrolysis and P-release in the sludge treatment tanks, establishment of bio-p is possible. It is however necessary to do some more extensive changes to be able to compensate for the reduced aerobic sludge age. Two alternatives were found; increasing the volume of the aerated tanks in the biostage or moving the location of the internal recirculation to be able to aerate the tanks that today are used for denitrifikation. A yearly mean for the effluent concentration of phosphorus of 0.4 mg/l was then reached. This is above todays limit of 0.3 mg/l but below the limit of 0.5 mg/l that Öresundsverket WWTP got as a limit when they introduced bio-p. Investigating the possibility for a similar solution for Torekov WWTP might be of interest, no chemical phosphorus removal would then be necessary. V
VI
Förkortningar ASM-1 aktivslammodell 1 (activated sludge model no 1) ASM-2d aktivslammodell 2d (activated sludge model no 2d) BOD COD COD f DPAO DSVI GAO HAc HPr PAO pe PHA PHB PHV Poly-P SBR SRT SS VFA VSS biokemisk syreförbrukning (biological oxygen demand) kemisk syreförbrukning (chemical oxygen demand) löst COD (filtrerat prov) denitrifierande poly-p-ackumulerande organismer (denitrifying poly-p accumulating organisms) utspädd slamvolymindex (diluted sludge volume index) glykogenackumulerande organismer (glykogen accumulating organisms) acetat propionat poly-p-ackumulerande organismer (poly-p accumulating organisms) personekvivalenter (population equivalents) poly-β-hydroxyalkanoater (poly-β-hydroxyalkanoates) poly-β-hydroxybutyrat poly-β-hydroxyvalerat polyfosfat sequencing batch reactor slamålder (sludge retention time) suspenderad substans (suspended solids) flyktiga fettsyror (volatile fatty acid) glödförlust (volatile suspended solids) VII
VIII
Innehållsförteckning 1 Inledning... 1 1.1 Bakgrund 1 1.1.1 Fosforavskiljning i svenska avloppsreningsverk 1 1.1.2 Återanvändning av fosfor 2 1.1.3 Fosfor i avloppsvattnet 3 1.1.4 Varför bio-p? 4 1.2 Syfte med studien 6 1.3 Litteratursökning 6 2 Bio-P-drift... 7 2.1 Biokemin i ett bio-p-system 7 2.1.1 Anaerob bassäng 7 2.1.2 Aerob bassäng 8 2.1.3 Den övergripande processen 9 2.2 Kväveavskiljning 10 2.2.1 Nitrifikation 10 2.2.2 Denitrifikation 10 2.2.3 Aktivslamanläggningar med kväveavskiljning 10 2.2.4 Kväveavskiljning i kombination med biologisk fosforavskiljning 11 2.3 Förutsättningar för bio-p 11 2.3.1 VFA 12 2.3.2 Anaeroba / aeroba förhållanden 12 2.3.3 ph 12 2.3.4 Temperatur 13 2.3.5 Konkurrens med GAO 13 2.3.6 Motjoner 14 2.3.7 Kemisk fällning som komplement 14 2.3.8 Sekundärt fosforsläpp 14 2.4 Optimering 15 2.5 Processer för bio-p-drift 15 2.5.1 A/O 15 2.5.2 A 2 /O 16 2.5.3 UCT 16 2.5.4 PhoStrip 17 2.5.5 SBR 17 IX
2.6 Hydrolys 18 2.6.1 Längre uppehållstid i den anaeroba bassängen 19 2.6.2 Primärslamhydrolys 19 2.6.3 Returslamhydrolys 20 2.6.4 Optimering av hydrolysprocessen 21 2.6.5 Hydrolysförsök 22 3 Bio-P i Sverige... 23 3.1 Öresundsverket 23 3.2 Käppalaverket 23 3.3 Sjöstadsverket 24 3.4 Duvbackens reningsverk 24 4 Torekovs avloppsreningsverk... 25 4.1 Biosteget och slamstabiliseringen 27 5 Material och Metod... 31 5.1 Analys av mätdata för åren 2008-2010 31 5.1.1 Utvärdering av eventuellt inläckage 31 5.1.2 Utvärdering av kemikalieförbrukning 31 5.2 Mätningar gjorda på verket 31 5.2.1 Slamålderanalys 31 5.3 Hydrolysförsök 32 5.3.1 Beräkning av hydrolyskonstanten 33 5.4 P-släppsförsök 33 5.4.1 Försök med acetat som kolkälla 34 5.4.2 Försök med inkommande vatten 35 5.4.3 Försök med hydrolysat 35 5.5 Denitrifikationsförsök 35 5.5.1 Acetat som kolkälla 36 5.5.2 Hydrolysat som kolkälla 36 6 Resultat och diskussion... 37 6.1 Analys av mätdata 37 6.1.1 Inläckage 37 6.1.2 Kemikalieförbrukning 40 6.2 Mätningar på verket 41 6.2.1 Syrehalt 41 6.2.2 Fosfor- kväve- och COD-halter 42 6.2.3 SS och VSS 43 X
6.2.4 Slamålder 44 6.2.5 VFA-mätning 44 6.3 Hydrolysförsök 46 6.3.1 Hydrolyskonstanten 53 6.4 P-släppsförsök 54 6.4.1 Med acetat som kolkälla 54 6.4.2 Med inkommande vatten 55 6.4.3 Med hydrolysat 55 6.5 Denitrifikationsförsök 56 7 Modellering med hjälp av EFOR... 59 7.1 Indata 59 7.1.1 Inflödeskoncentrationer 59 7.1.2 Temperaturprofil 59 7.1.3 Årsindelning (faser) 59 7.2 Referensscenario 59 7.2.1 Styrningar 60 7.2.2 Resultat från referensscenariot 61 7.3 Förslag på förändringar i driften 63 7.3.1 Förbättrad kväveavskiljning 63 7.3.2 Biologisk fosforavskiljning 65 7.3.3 Ökad luftad volym bassäng 4 och 5 67 7.3.4 Ändrad position för den interna recirkulationen 69 7.4 Längre tidsperiod (2008-2010) 71 7.4.1 Ökad luftad volym bassäng 4 och 5 71 7.4.2 Ändrad position för den interna recirkulationen 72 8 Slutsatser... 75 8.1 Utvärdering av verket som det ser ut idag 75 8.2 Modellering i EFOR 76 9 Framtida studier... 77 10 Referenser... 79 XI
XII
Inledning 1 Inledning 1.1 Bakgrund Övergödningen i svenska inlandssjöar och framförallt i Östersjön har länge varit ett stort problem. I Östersjön har den gett upphov till bland annat stora problem med giftig algblomning, kraftigt minskad bottenvegetation och på vissa ställen helt döda bottenbassänger (HELCOM, 2010). Övergödning orsakas av höga halter av fosfor och kväve som möjliggör en ökad produktion av fotosyntetiska organismer såsom prokaryota cyanobakterier och eukaryota alger. Fosfor anses vara det mest kritiska näringsämnet för cyanobakterierna eftersom dessa bakterier kan fylla sitt kvävebehov genom att binda kväve från atmosfären (Seviour et al., 2003). En ökad produktion av fytoplankton ökar vattnets turbiditet och mindre ljus når botten vilket gör det svårare för bottenlevande växter att överleva. Minskad växtlighet på botten innebär att mindre syre produceras vilket leder till syrebrist när den ökade mängd organiskt material som sedimenteras på botten ska brytas ned. Denna syrebrist påverkar alla syrekonsumerande organismer som lever nära botten och kan bli så allvarlig att stora populationer kvävs till döds (HELCOM, 2010). 1.1.1 Fosforavskiljning i svenska avloppsreningsverk Fosforutsläppet från svenska avloppsreningsverk var som störst i slutet på 1960-talet, se Figur 1.1, något som kan förklaras av att praktiskt taget alla hushåll i tätorterna med WC var kopplade till ett avloppsreningsverk men att ingen fosforavskiljning tillämpades (Holmqvist & Bengtsson, 2009). Allvarliga miljöproblem på grund av alla utsläpp gjorde att Miljöskyddslagen togs fram och togs i kraft 1969. Därefter gjorde staten stora investeringar inom avloppsreningstekniken i Sverige och flera avloppsreningsverk införde kemisk rening av fosfor. Detta resulterade i en halvering av fosforutsläppen redan år 1975. Allt fler avloppsreningsverk införde kemisk rening och idag är cirka 95 % av alla hushåll i tätorterna kopplade till ett avloppsreningsverk med kombinerad biologisk och kemisk rening (Naturvårdsverket, 2008). Figur 1.1. Diagrammet visar hur utsläppet av fosfor från avloppsreningsverk har förändrats sedan 1940 (Naturvårdsverket, 2008). Avloppsvattendirektivet (91/271/EEC) kräver idag att alla avloppsreningsverk inom EU större än 10 000 pe och som släpper ut sitt vatten i potentiellt känsliga vattendrag måste rena vattnet från fosfor. Utifrån detta direktiv gjordes i Sverige bedömningen att alla vattendrag i inlandet samt alla kustområden är väldigt känsliga för fosforutsläpp och att utsläpp skulle kunna leda 1
Inledning till övergödning (Naturvårdsverket 2008). Utflödena från kommunala avloppsreningsverk i Sverige utgör tillsammans den största punktkällan för fosfor och ungefär 20 % av det totala utsläppet av antropogent fosfor, se Figur 1.2. För att minska problemen med övergödning orsakad av fosforutsläpp från avloppsreningsverk är fosforkravet för utgående vatten på de flesta avloppsreningsverk i Sverige 0,3-0,5 mg/l (Tykesson, 2005), vilket kan jämföras med det gränsvärde som är angivet i avloppsvattendirektivet på 1-2 mg/l (91/271/EEC). Man har även begränsat mängden fosfater i tvätt- och maskindiskmedel som säljs i Sverige för enskilt bruk till 0,2 respektive 0,5 viktsprocent (Kemikalieinspektionen, 2010). Enskilda avlopp 12% Dagvatten från tätorter 5% Skogsbruk 1% Industri 17% Jordbruk 45% Kommunala reningsverk 20% Figur 1.2. Diagram som visar källfördelningen av utsläpp av antropogent fosfor under år 2006. Totalt under året släpptes 2 080 ton antropogent fosfor ut från avloppsreningsverk (Naturvårdsverket, 2008). 1.1.2 Återanvändning av fosfor Kretsloppstänkandet är en viktig del i strävan efter ett hållbart samhälle och detta gäller även näringsämnen. Jordbruket idag är inte självförsörjande när det gäller växtnäring utan förlitar sig till stor del på handelsgödsel i form av råfosfat. Detta innebär i sin tur en stadig ökning av fosfor i naturen och ett ökat problem med övergödning. Skulle den fosfor som finns i avloppsslammet istället kunna återanvändas innebär det både en ekonomisk och framförallt en miljömässig förbättring (Naturvårdsverket 2008). Återanvändning av fosfor innebär också att mängden slam minskar och på ställen där slamhanteringen är väldigt kostsam bidrar detta till den ekonomiska nyttan med återanvändning. Studier visar att ett avloppsreningsverk med en BOD:P kvot på 18 skulle kunna minska slammängden med cirka 17 % om ett system infördes där fosfor utvinns i ett sidoflöde (Woods et al., 1999), exempelvis PhoStrip som finns beskrivet i kapitel 2.4.4. Det finns även en annan väldigt viktig anledning att återanvända fosfor i vattenreningsprocessen och det är att den fosfor som bryts i gruvor för att användas som gödningsmedel inom jordbruket håller på att ta slut. Studier visar att inom 50-100 år kommer den globala fosfatreserven att vara förbrukad (Cordell et al., 2009). Fosfatbrytningen antas nå sitt maximum runt år 2030 då både kvantiteten och kvaliteten på fosfaten kommer att sjunka och kostnaderna öka. Detta samtidigt som fosfatbehovet beräknas öka med 50-100 % fram till år 2050 (Cordell et al., 2009). I en studie där man studerade metoder för att undvika den kris 2
Inledning som skulle kunna uppstå när fosfattillgången minskar betonades vikten av att återanvända den fosfor som finns i avfallsströmmarna i samhället idag (Cordell et al., 2011). För att närmare undersöka möjligheterna för återanvändning av fosfor i Sverige gav regeringen våren 2001 Naturvårdsverket uppdraget att utreda frågorna om miljö- och hälsoskyddskrav för återförande av fosfor från avloppsslam. Naturvårdsverket kom då bland annat fram med målet att minst 60 % av den fosfor som finns i avloppsvattnet ska återföras till produktiv mark år 2015 och att minst hälften av den fosforn bör användas på åkermark (Naturvårdsverket, 2002). Att återföra fosfor från avloppsslam är dock inte helt problemfritt. Slammet kan innehålla miljöfrämmande ämnen som inte bör hamna på åkermark. Naturvårdsverket har därför ställt kravet att metaller eller naturfrämmande ämnen på åkermark inte får öka till en nivå som skulle kunna påverka människors hälsa eller ekosystemet negativt. Vidare får ämnen som skulle kunna ha en allvarlig negativ påverkan på miljön eller människors hälsa inte förekomma i slammet (Naturvårdsverket, 2002). I Sverige finns den så kallade REVAQcertifieringen, framtagen av Svenskt vatten, som ett sätt att kvalitetssäkra slam från avloppsreningsverk. Ett avloppsreningsverk som är REVAQ-certifierat producerar ett slam som är säkert att använda på åkermark samtidigt som fortlöpande arbete sker för att förbättra kvaliteten på det till verket inkommande avloppsvattnet (Svenskt vatten, 2011). 1.1.3 Fosfor i avloppsvattnet Fosfor finns i form av ortofosfat (PO 4 -P), polyfosfat (poly-p) eller organiskt bundet fosfor i det till avloppsreningsverket inkommande avloppsvattnet. Cirka 10 % av fosforn är partikulär och kan avlägsnas i en försedimenteringsbassäng (Metcalf & Eddy, 1991). I den biologiska reningen i ett avloppsreningsverk, designat för att avlägsna BOD och kväve, avlägsnas i normala fall ytterligare 10-30 % av fosforn då bakterier utnyttjar fosfor för cellsyntes och energitransport (Metcalf & Eddy, 1991). Dessutom kan det ske viss fällning med hjälp av metallsalter som finns i avloppsvattnet (Tykesson, 2005). Resterande fosfor måste avlägsnas på annat sätt för att möta utsläppskraven. Kemisk rening Vid kemisk fällning tillsätts ett metallsalt, vanligtvis järn- eller aluminiumsalt, för att bilda större partiklar med den lösta fosforn i avloppsvattnet (Henze et al., 1997). Fosforpartiklarna avlägsnas sedan i en sedimentationsbassäng. Fällningen kan ske före, efter eller simultant med biosteget. Utökad biologisk rening Vid utökad biologisk rening av fosfor, även kallad bio-p, tas löst fosfor i avloppsvattnet upp av speciella fosforackumulerande bakterier för att användas som energireserv (Henze et al., 1997). För att detta ska ske krävs att bakterierna utsätts för alternerande anaeroba och aeroba förhållanden. Fosforn lämnar därmed avloppsreningsverket via slammet. Hybridrening Ibland räcker det inte att använda sig av enbart bio-p för att avlägsna tillräcklig mängd fosfor för att möta utsläppskraven, varför det kan vara nödvändigt att kombinera bio-p med kemisk fällning. Detta kallas då hybridrening. 3
Inledning Övriga metoder Kemisk fällning och biologisk rening är de vanligaste metoderna för rening av fosfor, men man kan också använda sig av mekaniska metoder som filtrering, ultrafiltrering eller omvänd osmos (Metcalf & Eddy, 1991). 1.1.4 Varför bio-p? Utav ovanstående metoder är kemisk fällning med järn- eller aluminiumsalter den i Sverige idag vanligaste metoden för fosforavskiljning (Borglund & Jönsson, 2003). Det finns dock vissa nackdelar med denna metod. Det största problemet är den ekonomiska och miljömässiga belastning som det innebär att tillsätta kemikalier till reningsprocessen, dels själva produktionen och inhandlingen av kemikalierna men också den inverkan kemikalierna kan ha på miljön efter att de lämnat avloppsreningsverket (Tykesson, 2005). Ett annat problem är den betydande mängd slam som produceras. I en studie gjord av Paul et al. (2001) analyserades fosforavskiljningen i 35 olika avloppsreningsverk i Frankrike med fokus på slamproduktion och kostnad per kg P inflöde. Samtliga verk hade en fosforavskiljningsgrad på minst 80 % och använde sig av antingen kemisk rening, bio-p-drift eller hybridrening för att rena avloppsvattnet från fosfor. Den extra mängd slam som produceras på grund av fosforavskiljning var vid bio-p-drift 40-70 % lägre än den extra mängd som produceras vid kemisk rening. Kostnaderna som utvärderades i studien begränsades till kostnader för slambehandling och kemikalier. Slutsatsen blev att bio-p-drift är betydligt billigare i drift jämfört med kemisk rening, huvudsakligen beroende på kemikaliekostnaden. Kostnaden för bio-p-drift var som bäst 1/7 av kostnaden för kemisk rening (Paul et al., 2001). Inte enbart mängden slam påverkas av vilken typ av fosforavskiljning som används utan även slammets förmåga att sedimentera. Detta är en viktig faktor när det gäller fosforavskiljning då slammet är väldigt fosforrikt varpå konsekvensen om sedimenteringen inte fungerar tillräckligt bra är att fosforhalten i utflödet blir för hög. I en studie av fosforavskiljningen på Öresundsverket i Helsingborg konstaterades att det utspädda slamvolymindexet (DSVI) var både lägre och mer stabilt vid bio-p-drift jämfört med simultanfällning, se Figur 1.3. I samma studie visade det sig även att risken för slamflykt vid ökade flöden var mindre vid bio-p-drift än vid kemisk rening (Jönsson et al., 1996). En annan slamegenskap som tycks bero på reningsprocessen är avvattningen. Kemslam har visat sig vara svårare att avvattna än biologiskt slam, vilket skulle kunna innebära en ekonomisk fördel för bio-p-drift (Lees et al., 2001). Figur 1.3. Diagram för DSVI under 1993 och 1994 på Öresundsverket för en linje med bio-pdrift och en referenslinje med simultanfällning (Jönsson et al., 1996). 4
Inledning Ytterligare ett incitament för övergång från kemisk till biologisk fosforavskiljning är möjligheten till återvinning av fosfor ur det biologiska slammet, något som troligtvis kommer att bli väldigt viktigt för att uppnå ett hållbart samhälle. I en rapport av Jansen et al. (2009) konstateras att höga halter av fällningskemikalier i slammet försvårar möjligheterna till fosforåtervinning. Det finns naturligtvis även nackdelar med bio-p. Ett av de större problemen är att processen är betydligt mer känslig vilket gör den mer instabil än den kemiska reningen, mycket beroende på bristande kunskap och erfarenhet (Tykesson, 2005). Ett annat problem med bio-p är att det kan uppstå fosforsläpp under den anaeroba slambehandlingen. Om fosforn inte binds till slammet under slambehandlingen finns risk att stora mängder fosfor förs tillbaka till avloppsreningsverket med rejektvattnet. Bio-P-drift används oftast i avloppsreningsverk med aktivslamsystem och är svårt att kombinera med system med biobäddar. Detta beror dels på att för att kunna ackumulera de fosforupptagande bakterierna måste de utsättas för alternerande anaeroba och aeroba förhållanden vilket är svårt i ett system där bakterierna växer i en fast biobädd (Bei & Tengrui, 2008). I och med de strikta fosforkraven krävs oftast kemisk fällning som ett komplement till den biologiska reningen (Tykesson, 2005). Sker fällningen före eller simultant med den biologiska reningen kan fosforbrist för bakterierna uppstå varpå bio-p-processen hämmas (Seviour et al., 2003). Det finns alltså både för- och nackdelar med bio-p-drift men intresset för biologisk fosforavskiljning i Sverige är mycket stort vilket ändå tyder på att många anser att fördelarna överväger nackdelarna (Jansen et al., 2009). Tabell 1.1 sammanfattar de för- och nackdelar med bio-p som finns idag. Tabell 1.1. Fördelar och nackdelar med bio-p-drift. Fördelar Mindre slamproduktion innebär lägre kostnader för slambehandling. Ingen tillsats av metallsalter innebär både ekonomisk och miljömässig förbättring. Mindre risk för ökade utflödeskoncentrationer vid varierande flöden. Enklare avvattning av slammet. Bättre förutsättningar för återvinning av fosfor. Nackdelar Lite kunskap och erfarenhet finns. Recirkulation av fosfor från slambehandlingen om fosforn inte binds till slammet. Väldigt svårt att implementera i ett biobäddssystem. Kompletterande kemisk fosforavskiljning oftast nödvändig som säkerhetsåtgärd. 5
Inledning 1.2 Syfte med studien Syftet med denna studie var att göra en utvärdering av Torekovs avloppsreningsverk med fokus på biologisk fosforavskiljning. Avloppsreningsverket är byggt med bio-p-konfiguration men idag sker fosforavskiljningen med hjälp av kemisk fällning. Möjligheten att övergå till bio-p-drift undersöktes samt vilka åtgärder som eventuellt skulle krävas. Syftet var också att i viss mån optimera driften på verket främst med hjälp av modellering. De frågeställningar som låg som grund till arbetet är: Sker det någon biologisk fosforavskiljning idag? Går det att driva Torekovs avloppsreningsverk med bio-p-drift? Om det går att driva med bio-p, vilka förändringar krävs? Om det inte går att driva anläggningen med bio-p, hur optimeras driften? 1.3 Litteratursökning Litteratursökningen till bakgrunden och teoridelen genomfördes i databasen LibHub på relevanta nyckelord. Utöver artiklar funna i databasen har mycket information hämtats från Eva Tykessons avhandling Enhanced biological phosphorus removal och böckerna Wastewater Treatment av Henze et al., 1997 och Wastewater Engineering av Metcalf & Eddy, 1991. 6
Bio-P-drift 2 Bio-P-drift Bio-P upptäcktes av en slump för mer än 50 år sedan i ett försök med risplantor i den aeroba bassängen i en aktivslamanläggning. Man upptäckte att plantorna led av fosforbrist trots en hög fosforhalt i inflödet (Srinath et al., 1959). Principen för bio-p-driften går enkelt förklarat ut på att man stressar bakterierna i den biologiska reningsfasen att ta upp mer fosfor än vad som krävs för den normala celltillväxten (Metcalf & Eddy, 1991). Detta kan man åstadkomma genom att utsätta dem för en anaerob miljö följd av en aerob eller anox miljö (Tykesson, 2005). Nedan följer en beskrivning av biokemin bakom bio-p-processen, vikten av en kombinerad kväveavskiljning samt olika förutsättningar för en fungerande bio-p-drift. 2.1 Biokemin i ett bio-p-system Bakterierna som tar upp fosfor kallas PAO (poly-p-ackumulerande organismer). Vissa av bakterierna har man kunnat identifiera, medan andra fortfarande är okända (Tykesson, 2005). I den anaeroba bassängen tar PAO upp flyktiga fettsyror (VFA) och lagrar det som PHA (poly-β-hydroxyalkanoater) (Seviour et al., 2003). Den kemiska kompositionen av PHA beror på vilken typ av VFA som tagits upp. Vid exempelvis upptag av acetat bildas poly-βhydroxybutyrat (PHB) och vid upptag av propionat bildas poly-β-hydroxyvalerat (PHV) (Seviour et al., 2003). I ett avloppsreningsverks biomassa kan man vanligtvis hitta en blandning av olika PHA. Flera empiriska modeller har gjorts för att försöka förklara de kemiska processer som sker i PAO under bio-p-drift. Modellerna baseras på försök med en okänd sammansättning mikroorganismer där acetat använts som kolkälla. Resultaten reflekterar alltså beteendet hos en grupp okända mikroorganismer och är därför omöjlig att använda på en enskild population, men man antar ändå i modellerna att alla PAO har samma metaboliska förhållanden (Seviour et al., 2003). Alla modeller kan dock konstatera att vid en lyckad bio-p-drift skaffar sig PAO en konkurrensfördel över andra bakteriepopulationer genom sin förmåga att syntetisera PHA under anaeroba förhållanden (Seviour et al., 2003). 2.1.1 Anaerob bassäng I den anaeroba bassängen syntetiserar PAO PHA. För att kunna genomföra denna process använder PAO poly-p, som finns lagrat i cellen, som energikälla. Poly-P bryts då ned och ortofosfat frigörs till den omgivande bulkvätskan (Seviour et al., 2003). Det finns två olika teorier om varifrån processen får sin reducerande kraft; från citronsyracykeln, den så kallade Comeau/Wenzel-modellen, eller genom nedbrytning av glykogen, den så kallade Minomodellen (Tykesson, 2005). Mino-modellen har fått större genomslagskraft, men det har också kommit teorier om att även citronsyracykeln bidrar när nedbrytningen av glykogen inte räcker till (Seviour et al., 2003). Nedbrytning av glykogen bidrar också med mer energi till syntetiseringen av PHA, utöver energin från polyfosfatnedbrytningen (Tykesson, 2005). Det finns en teori om att tillgången på glykogen och inte mängden poly-p i cellerna kan vara den begränsande faktorn, för hur mycket VFA som cellerna kan tillgodogöra sig (Seviour et al., 2003). Figur 2.1 illustrerar de biokemiska processer som sker i PAO under anaeroba förhållanden, enligt Mino-modellen. 7
Bio-P-drift glykogen Poly-P PHA energi kol PO 4 3- VFA Figur 2.1. Processer i PAO under anaeroba förhållanden, enligt Mino-modellen (Tykesson, 2005). 2.1.2 Aerob bassäng I den aeroba bassängen använder sig PAO av sitt lager av PHA som kol- och energikälla för tillväxt och för att åter syntetisera poly-p av ortofosfat från den omgivande bulkvätskan (Tykesson, 2005). PAO som har syntetiserat PHA i den anaeroba bassängen skaffar sig därmed en konkurrensfördel vid brist på extern kolkälla i det inkommande avloppsvattnet (Seviour et al., 2003). I den aeroba bassängen syntetiserar PAO-cellerna dessutom nytt glykogen, enligt Mino-modellen (Tykesson, 2005). Är tillgången till PHA i cellen begränsad i den aeroba bassängen kan PAO istället oxidera glykogen för att skapa energi. Studier visar dock att det då inte sker något fosfatupptag (Brdjanovic et al., 1998). Utan fosfatupptag återbildas inget poly-p vilket i sin tur leder till att mindre PHA bildas och mindre fosfat tas upp i nästa cykel. Figur 2.2 nedan illustrerar de biokemiska processer som sker i PAO under aeroba förhållanden, enligt Mino-modellen. glykogen kol O 2 / NO 3 - Poly-P energi PHA CO 2 PO 4 3- Figur 2.2. Processer i PAO under aeroba förhållanden, enligt Mino-modellen (Tykesson, 2005). 8
Bio-P-drift Anox bassäng Även i en anox bassäng sker en liknande process som i en aerob bassäng. Detta innebär att vissa PAO kan använda sig av båda syre och nitrat som elektronacceptor (Tykesson, 2005). PAO som använder sig av nitrat kallas denitrifierande PAO (DPAO) eftersom de samtidigt reducerar nitrat (Monclús et al., 2010). Att gynna DPAO har tre stora fördelar; dels att behovet av kolkälla minskar då DPAO använder PHA både för att ta upp fosfor och för att reducera nitrat till kvävgas, dels att mindre syre krävs i den aeroba bassängen då mindre fosforupptag sker där och dels att mindre mängd slam bildas då färre organismer utför fosforoch kväveavskiljningen (Kuba et al., 1997). I studien gjord av Monclús et al. (2010) vid en pilotanläggning för bio-p fann man att DPAO stod för 18 % respektive 33 % av den totala denitrifikationen, efter drift under 75 respektive 100 dagar. 2.1.3 Den övergripande processen Effekten av att utsätta PAO för alternerande anaeroba och aeroba förhållanden blir ett nettoupptag av fosfor då mer fosfor tas upp av PAO än vad som släpps (Brdjanovic et al., 1998), se Figur 2.3. Fosforavskiljningen sker i och med att fosfor förs ut ur systemet via överskottsslammet (Aspegren, 1995). Figur 2.3. Koncentrationen av olika ämnen i bulkvätska respektive PAO-celler vid anaeroba respektive aeroba förhållanden. Publicerad med vänlig tillåtelse av Dr. Adam Muszynski, Division of Biology, Faculty of Environmental Engineering, Warsaw University of Technology, Polen. 9
Bio-P-drift 2.2 Kväveavskiljning Precis som fosfor kan kväve renas biologiskt och för att få ett väl fungerande avloppsreningsverk med såväl biologisk kväve- som fosforavskiljning är det viktigt att se till att processerna fungerar bra tillsammans. Kväve finns i inkommande avloppsvatten i form av organiskt kväve, ammonium, nitrat och nitrit (Metcalf & Eddy, 1991). Kväveavskiljningen på ett avloppsreningsverk består dels av att bakterier tillgodogör sig kväve för cellsyntes, samt av omvandling av ammonium till kvävgas genom de två processerna nitrifikation och denitrifikation (Metcalf & Eddy, 1991). 2.2.1 Nitrifikation Den första processen kallas nitrifikation och där oxideras ammonium till nitrat. Processen sker i två delsteg, först oxideras ammonium till nitrit av Nitrosomonas och sedan oxideras nitrit vidare till nitrat av Nitrobacter (Henze et al., 1997). De nitrifierande bakterierna är autotrofer och använder sig därmed av koldioxid som kolkälla (Henze et al., 1997). NH 4 + + 2/3 O 2 NO 2 - + H 2 O + H + NO 2 - + 1/2 O 2 NO 3 - Det är det första steget, oxidering av ammonium, som är det begränsande steget för processen. Det innebär att halten nitrit vanligtvis är mycket låg, utom vid icke stationära förhållanden som vid exempelvis uppstart, varierande belastning och utspolning (Henze et al., 1997). Enligt Metcalf & Eddy (1991) behövs en syrekoncentration på minst 1 mg/l för att undvika att syre blir den begränsande faktorn i processen. Droste (1997) hävdar istället att det behövs minst en syrekoncentration på 0,5 mg/l för att nitrifikationen ska fungera, men att koncentrationer under 2,5 mg/l kan innebära att syrehalten begränsar processen. 2.2.2 Denitrifikation Processen där nitrat omvandlas till kvävgas kallas denitrifikation och sker under anoxa förhållanden, där nitrat används som elektronacceptor. Många av de denitrifierande bakterierna använder sig av syre som elektronacceptor då det finns tillgängligt och det är därför viktigt att det inte finns något syre i den bassäng som används för denitrifikation (Henze et al., 1997). De denitrifierande bakterierna är heterotrofer och använder sig av organiskt material som kolkälla. Denitrifikationen sker stegvis enligt formeln nedan (Henze et al., 1997). NO 3 - NO 2 - NO (g) N 2 O (g) N 2(g) De sista tre produkterna är i gasform (g) och kan därför lämna avloppsreningsverket till atmosfären. 2.2.3 Aktivslamanläggningar med kväveavskiljning Det finns två alternativ till biologisk kväveavskiljning i en aktivslamanläggning; efterdenitrifikation och fördenitrifikation. Efterdenitrifikation Vid efterdenitrifikation designas anläggningen enligt Figur 2.4, där denitrifikationsbassängen (anox) följer efter nitrifikationsbassängen (aerob). Ett problem som kan uppstå i efter- 10
Bio-P-drift denitrifikationsanläggningar är att den lättillgängliga kolkällan hinner förbrukas i den aeroba bassängen genom den koloxidering som också sker där, vilket leder till brist på kolkälla för de denitrifierande bakterierna. Ett sätt att lösa detta problem är att tillsätta en kolkälla, extern (exempelvis metanol, etanol eller acetat) eller intern (exempelvis inkommande vatten eller hydrolysat), i direkt anslutning till denitrifikationsbassängen (Henze et al., 1997). kolkälla inflöde aerob bassäng anox bassäng sedimentation utflöde returslam överskottsslam Figur 2.4. Flödesschema för efterdenitrifikation med tillsats av kolkälla (Henze et al., 1997). Fördenitrifikation Vid fördenitrifikation är som namnet antyder denitrifikationsbassängen placerad före nitrifikationsbassängen, se Figur 2.5. Här kan den lättillgängliga kolkällan i inkommande vatten direkt användas för denitrifikationen. Efter nitrifikationsbassängen är det nödvändigt med en intern recirkulation för att nitratet som bildats vid nitrifikationen ska kunna denitrifieras i den första denitrifierande bassängen (Henze et al., 1997). internrecirkulation inflöde anox bassäng aerob bassäng sedimentation utflöde returslam överskottsslam Figur 2.5. Flödesschema för fördenitrifikation (Henze et al., 1997). 2.2.4 Kväveavskiljning i kombination med biologisk fosforavskiljning För att kunna kombinera biologisk kväve- och fosforavskiljning krävs därför att anaeroba, anoxa såväl som aeroba förhållanden finns på avloppsreningsverket. Ett problem som kan uppstå är brist på kolkälla då både de denitrifierande bakterierna såväl som PAO är beroende av lättillgängligt organiskt material. 2.3 Förutsättningar för bio-p När bio-p fungerar optimalt är det ett bra och billigt alternativ till kemisk fällning, men under vissa förhållanden kan systemet stöta på problem och fungerar då sämre (Lopez-Vazquez et al., 2009). Förutsättningarna för en väl fungerande bio-p-process diskuteras nedan. 11
Bio-P-drift 2.3.1 VFA Eftersom VFA är kolkällan som PAO tillgodogör sig i den anaeroba bassängen vid bio-p-drift är tillgången på VFA i det inkommande avloppsvattnet avgörande för en fungerande drift. Normalt ligger halten VFA runt 2-10 % av det totala COD-innehållet i primärsedimenterat avloppsvatten, och då vanligtvis i form av acetat (Henze et al., 1995). Men ytterligare 10-20 % (Henze et al., 1995) av COD-innehållet är lättfermenterande material och kan omvandlas till VFA i den anaeroba bassängen av fermenterande bakterier. Den totala mängd VFA som finns i det inkommande vattnet och den mängd som kan omvandlas till VFA utgör den så kallade VFA-potentialen (Lie & Welander, 1997). VFA-potentialen mäts i ett enkelt laboratorieförsök där det under anaeroba förhållanden sker spontan fermentering av det obehandlade avloppsvattnet tills det att inget mer fermenterbart material finns kvar. Därefter analyseras halten VFA som bildats (Lie & Welander, 1997). Tidiga studier visade att det krävs minst 20 mg COD VFA för att kunna avlägsna 1 mg fosfor (Abu-ghararah & Randall, 1991). I en senare utvärdering av bio-p-driften på Öresundsverket visade det sig dock räcka med 14 mg COD VFA per mg fosfor (Jönsson et al., 1996). Om halten VFA i det inkommande vattnet är låg kan den ökas genom framtvingad hydrolys och fermentering (Tykesson, 2005). Hydrolys kan göras antingen av slammet från försedimenteringsbassängen eller av returslammet. Mer om hydrolys finns att läsa i kapitel 2.6. 2.3.2 Anaeroba / aeroba förhållanden Att bibehålla de anaeroba och aeroba förhållandena är viktigt för att PAO ska skaffa sig fördelar gentemot andra organismer (Henze et al., 1997). Om syre eller nitrat finns tillgängligt i den anaeroba bassängen minskas mängden VFA tillgängligt för PAO eftersom denitrifierarna och koloxiderarna då kan förbruka VFA. Samtidigt hämmas produktionen av VFA via fermentering, då endast fermentering i strikt anaerob miljö möjliggör produktion av VFA utan vidare nedbrytning (Jönsson et al., 1996). Nitrat eller syre i den anaeroba bassängen leder dessutom till att PAO tar upp fosfor istället för att släppa vilket totalt sett leder till ett mindre fosforupptag (Tykesson, 2005). Överluftning Överluftning kan uppstå vid bristande kontroll av luftningen i den aeroba bassängen under perioder med låg COD-halt i inflödet (Brdjanovic et al., 1998). Resultatet av överluftning har visat sig vara att glykogen oxideras istället för att bildas vilket leder till en brist på glykogen i den anaeroba bassängen. Eftersom glykogen behövs för att bilda PHA innebär detta att mindre PHA bildas i cellen, vilket i sin tur leder till att mindre fosfor kan tas upp i den aeroba bassängen (Stephens & Stensel, 1998). För att kunna komma till rätta med detta problem föreslås en mer flexibel och kontrollerad luftning i den aeroba bassängen, särskilt i perioder med låg COD-halt i inflödet. Genom att minska luftningen kontrolleras även nitrifieringen och därmed nitrat- och syrehalten i internrecirkulationen och returslammet (Brdjanovic et al., 1998). 2.3.3 ph Ett högre ph i den anaeroba bassängen gynnar fosforsläppet, vid försök mellan ph 5,5 till 8,5 påvisades ett stigande fosforsläpp (Tykesson, 2005). Ett för högt ph-värde i den anoxa bassängen är dock inte alltid önskvärt då det påverkar denitrifikationen negativt som fungerar optimalt vid ph 6,5 7,5 (Metcalf & Eddy, 1991). Nitrifikationen å andra sidan gynnas av ett högre ph (Tykesson, 2005). Att styra ph i ett avloppsreningsverk är dock inte en rimlig 12
Bio-P-drift åtgärd. Den mängden syra eller bas som skulle krävas är allt för stor och skulle innebära väldigt stora kostnader. 2.3.4 Temperatur Temperaturberoendet är en väldigt komplex fråga eftersom många olika bakterier och processer i ett avloppsreningsverk med kombinerad kväve- och fosforavskiljning påverkas av temperaturen, exempelvis nitrifikationen och VFA-produktionen (Tykesson, 2005). Nitrifikationen som sker i den aeroba bassängen är känslig för låga temperaturer, vilket leder till att mindre ammonium oxideras och därmed bildas mindre nitrat. Detta är negativt för kväveavskiljningen, men kan verka positivt för fosforavskiljningen då mängden nitrat som kan återföras till den anaeroba bassängen minimeras (Tykesson, 2005). I bio-p-processen är de anaeroba processerna känsligare för temperaturförändringar än de aeroba (Tykesson, 2005). Liksom med ph är det dock generellt inte rimligt att styra temperaturen i bassängerna men det kan vara viktigt att känna till de lokala förutsättningarna vid dimensionering av ett avloppsreningsverk. 2.3.5 Konkurrens med GAO Det är inte bara PAO som kan ta upp VFA vid anaeroba förhållanden, utan även så kallade glykogenackumulerande organismer (GAO). Då GAO inte tar upp något fosfor anses de vara konkurrenter till PAO (Tykesson, 2005), studier som gjorts har kunnat koppla samman driftproblem med bio-p med närvaro av GAO (Lopez-Vazquez et al., 2009). I en studie gjord av Lopez-Vazquez et al. (2009) undersöktes förhållandet mellan PAO och GAO vid olika ph, temperatur och sammansättning av kolkälla. Resultatet av studien går att finna i Figur 2.6. Figur 2.6. Resultatet från studien av Lopez-Vazquez et al. (2009). Figuren visar fördelningen av PAO och GAO (Competibacter och Alphaproteobacteria), vid olika temperaturer, ph samt sammansättning av kolkälla. Som kolkälla användes acetat (HAc) och propionat (HPr). De svarta respektive vita fälten indikerar dominans (minst 60 % av den totala bakteriepopulationen) och de grå fälten indikerar att där inte fanns någon dominant bakterie utan de två med högst fraktion ansågs samexistera. Vid lägre temperaturer har PAO större dominanskraft vilket därmed är positivt för bio-pdriften. Med tanke på Sveriges avloppsvattens generellt låga medeltemperatur är risken för PAO att utkonkurreras på grund av för hög temperatur osannolik. Sammansättningen på VFA 13
Bio-P-drift i inkommande avloppsvatten består av en blandning av acetat och propionat vilket också gynnar PAO. Detta innebär att enligt studien av Lopez-Vazquez et al. (2009) så bör inte ph påverka PAOs konkurrenskraft gentemot GAO i svenska avloppsreningsverk. Det finns dock andra studier som säger att konkurrensen mellan PAO och GAO påverkas av varierande ph. Enligt en studie av Filipe et al. (2001) kan GAO ta upp acetat snabbare än PAO vid ph lägre än 7,25. Även i den aeroba fasen är det fördelaktigt med högre ph då PAOs fosforupptag och nedbrytning av PHA kraftigt försämras av lägre ph (Tykesson, 2005). Dock är det så att om fosforavskiljningen ska kombineras med kvävereduktion så bör ph inte vara för högt, se kapitel 2.3.3. Samma motsättning finns vad gäller temperatur där en lägre temperatur ger långsammare hastighet för de biokemiska reaktionerna och gynnar PAO i konkurrensen med GAO men hämmar kvävereduktionen (Erdal et al., 2003). Flera studier har visat att förhållandet mellan COD och fosfor i inflödet påverkar konkurrensen mellan PAO och GAO. En hög COD:P kvot (>50 mg COD/mg P) leder oftast till en dominans av GAO medan en låg COD:P kvot (10-20 mg COD/mg P) gynnar PAO (Oehmen et al., 2007). Samtidigt är det viktigt att det finns en tillräcklig mängd VFA för att uppnå en fungerande fosforavskiljning. 2.3.6 Motjoner Fosforsläppet och fosforupptaget sker simultant med släpp och upptag av en ekvivalent mängd motjoner. Motjonerna är positiva kalium- och magnesiumjoner som släpps/tas upp för att utjämna elektronegativiteten mot de negativa ortofosfatjonerna (Schönborn et al., 2001; Tykesson, 2005). Det har visat sig att brist på kalium och magnesium är negativt för bio-p-processen varför det är viktigt att mäta och kontrollera även dessa (Tykesson, 2005). Tykesson (2005) uppmätte för Öresundsverket 0,28-0,33 mol K/mol P respektive 0,27-0,32 mol Mg/mol P med acetat som kolkälla. Poly-P-formationerna i PAO har visat sig innehålla magnesium och kalium så väl som kalcium (Schönborn et al., 2001). Det har diskuterats i olika studier huruvida kalciumjoner fungerar som motjoner och påverkar bio-p-driften. Vissa hävdar att de är oviktiga medan andra hävdar att kalcium spelar en betydande roll och bör tas i beaktande om en anläggning inte fungerar tillfredsställande (Tykesson, 2005). 2.3.7 Kemisk fällning som komplement För att nå strikta krav på fosforutsläpp krävs oftast kemisk rening som ett komplement till bio-p. Studier visar dock att både järnsalt och aluminiumsalt kan hindra den biologiska fosforavskiljningen genom att minska mängden fosfor tillgänglig för PAO och på så sätt gynna GAO (Tykesson et al., 2003; Liu et al., 2011). Det finns två olika metoder att separera den biologiska och kemiska processen; förfällning och efterfällning. Nackdelen med förfällning är dock att det är betydligt svårare att beräkna hur mycket kemikalier som bör tillsättas (Tykesson, 2005). Om det inte är tekniskt möjligt att separera processerna bör tillsatsen ske periodvis för att undvika ackumulering av fällningskemikalier i slammet och minska doserad kemikaliemängd (Liu et al., 2011). 2.3.8 Sekundärt fosforsläpp Sekundärt fosforsläpp innebär att PAO släpper fosfor utan att ta upp något VFA. Om PAO inte tar upp något VFA kan de heller inte ta upp någon fosfor i den aeroba bassängen (Magro et al., 2005). Detta kan uppstå om uppehållstiden i den anaeroba bassängen är för lång och vid anaerob slambehandling. 14
Bio-P-drift Uppehållstid i den anaeroba bassängen En studie gjordes i USA där det planerades att införa bio-p-drift på ett avloppsreningsverk med begränsad anaerob volym. Undersökningar gjordes där den hydrauliska uppehållstiden i den anaeroba bassängen minskades från 1,5 till 1,08 timmar med resultatet att bio-pprocessen fungerade bättre. Detta förklarades av den omfattande nedbrytning av organiskt material till VFA som skett redan innan avloppsvattnet nått den anaeroba bassängen (Magro et al., 2005). Är det inkommande vattnet redan fermenterat och därmed VFA-rikt så tar PAO upp denna kolkälla relativt snabbt varpå de under den resterande uppehållstiden ägnar sig åt sekundärt fosforsläpp. Det finns även andra studier som visar att en längre uppehållstid i den anaeroba bassängen leder till sämre fosforavskiljning på grund av sekundärt fosforsläpp (Stephens & Stensel, 1998). Om det inkommande vattnet däremot innehåller låga halter VFA kan en längre uppehållstid i den anaeroba bassängen krävas för att tillräcklig fermentering ska kunna ske (Magro et al., 2005). Slambehandling Under bio-p-processen har fosfor gått från att vara löst i vattnet till att vara bundet i slammet och det är viktigt att se till att fosforn lämnar biosteget via överskottsslammet. Sekundärt fosforsläpp kan uppkomma i exempelvis slambehandling i rötkammare. Det finns då risk för att fosfor återförs till inflödet på avloppsreningsverket genom rötkammarens rejektvatten. Upp till 2/3 av fosforn bundet till det biologiska slammet kan komma att recirkuleras och det är därför viktigt att man vid implementering av en bio-p-anläggning också utvärderar slambehandlingen (Aspegren, 1995). Vid hybridrening löses det här problemet oftast i och med att slammet innehåller metallsalter som kan binda den fosfor som eventuellt släpps i slambehandlingen. På Öresundsverket där man övergått till enbart biologisk fosforavskiljning har det visat sig att fosforn binds i form av struvit och kalciumfosfat och att endast 25 % av fosforn recirkuleras tillbaka in i verket. Det kan uppstå problem i recirkulationsledningarna på grund av denna fällning men det kan räcka att spola ledningarna ett par gånger per år för att undvika dessa problem (Jönsson et al., 2007). 2.4 Optimering Då bio-p-drift oftast kombineras med kvävereduktion är det vissa aspekter som man bör titta lite extra på för att få en så optimal bio-p-drift som möjligt: Undvika nitrat och syre i inloppet och i recirkulationen till den anaeroba bassängen. Undvika sekundärt fosforsläpp i den anaeroba bassängen genom att inte ha för långa uppehållstider. Säkerställa tillräcklig mängd VFA i den anaeroba bassängen. Minimera recirkulation av fosfor från slambehandlingen. 2.5 Processer för bio-p-drift Det finns olika system att använda sig av när man designar en bio-p-anläggning. Nedan följer några olika exempel. 2.5.1 A/O A/O är den enklaste processen med endast två bassänger; en anaerob följd av en aerob. Resultatet blir koloxidering och fosforavskiljning. Returslam från sedimenteringen efter den aeroba bassängen återförs till inflödet till den anaeroba bassängen. Nitrifikation kan erhållas vid tillräcklig uppehållstid i den aeroba bassängen men skulle kunna påverka fosforavskiljningen negativt då höga halter nitrat i sedimentationsbassängen kan leda till nitrat 15
Bio-P-drift i returslammet (Metcalf & Eddy, 1991). Någon denitrifikation sker inte då det inte finns någon anox bassäng. Flödesschemat för A/O-processen illustreras i Figur 2.7. inflöde anaerob bassäng aerob bassäng Sedimentation utflöde returslam överskottsslam Figur 2.7. Flödesschema för A/O-processen (Metcalf & Eddy, 1991). 2.5.2 A 2 /O Till skillnad från A/O-processen har A 2 /O även en anox bassäng för fördenitrifikation, se Figur 2.8. Nitrat tillförs den anoxa bassängen via internrecirkulationen från den aeroba bassängen (Metcalf & Eddy, 1991). I och med att där även sker denitrifikation minskar mängden nitrat som följer med returslammet till den anaeroba bassängen. internrecirkulation inflöde anaerob bassäng anox bassäng aerob bassäng sedimentation utflöde returslam överskottsslam Figur 2.8. Flödesschema för A 2 /O-processen (Metcalf & Eddy, 1991). 2.5.3 UCT UCT-processen (University of Cape Town) påminner om A 2 /O-processen med skillnaderna att returslammet återförs till den anoxa bassängen istället för till den anaeroba samt att det förutom internrecirkulationen från den aeroba bassängen till den anoxa bassängen också finns ett återflöde från den anoxa bassängen till den anaeroba, se Figur 2.9. Genom att tillföra returslammet till den anoxa bassängen istället för till den anaeroba minimeras risken att tillföra nitrat och syre till den anaeroba bassängen (Metcalf & Eddy, 1991). Återflödet från den anoxa till den anaeroba bassängen möjliggör cirkulation av PAO mellan anaeroba och aeroba förhållanden, något som krävs för att uppnå optimal bio-p (Henze et al., 1997). Det är viktigt att denitrifikationen i den anoxa bassängen är fullständig för att undvika återrecirkulation av nitrat till den anaeroba bassängen. Pluggflöde istället för en totalomblandad anox bassäng kan därmed vara en fördel (Kuba et al., 1997). 16
Bio-P-drift återflöde internrecirkulation inflöde anaerob bassäng anox bassäng aerob bassäng sedimentation utflöde returslam överskottsslam Figur 2.9. Flödesschema för UCT-processen (Metcalf & Eddy, 1991). 2.5.4 PhoStrip PhoStrip är en process där man behandlar en del av returslammet från den biologiska reningsprocessen i ett sidoflöde. Slammet utsätts för en anaerob miljö i en så kallad stripper där PAO släpper ut fosfor till den omgivande bulkvätskan (Metcalf & Eddy, 1991). Den fosforrika supernatanten separeras från slammet och behandlas med kalk för att fälla ut fosforn i en sedimentationsbassäng (Metcalf & Eddy, 1991). Slammet från strippern och supernatanten efter sedimenteringen återförs sedan till det resterande returslammet. Ett flödesschema över PhoStrip-processen finns i Figur 2.10 nedan. inflöde aktivslambehandling sedimentation utflöde direkt returslam överskottsslam fosforstrippat returslam supernatantretur anaerob stripper Kemisk fällning & sedimentation fosforrik supernatant kalk kemiskt överskottsslam Figur 2.10. Flödesschema för PhoStrip-processen (Metcalf & Eddy, 1991). 2.5.5 SBR SBR (Sequencing Batch Reactor) är en process som kan var lämplig vid mindre flöden till avloppsreningsverket. I en SBR utförs de olika stegen i den biologiska reningen i en och samma tank istället för i separata. Processen avslutas med sedimentering och tömning av vätske- respektive slamfasen. För att uppnå koloxidation, kvävereduktion samt fosforavskiljning används ofta den sekvens som visas i Figur 2.11. I den anaeroba fasen sker 17
Bio-P-drift fosforsläpp, i den aeroba koloxidation, nitrifikation och fosforupptag och i den anoxa denitrifikation. Under den aeroba fasen förbrukas all lättillgänglig kolkälla, vilket medför att kolhalten är mycket låg när processen går in i den anoxa fasen. Det är därför nödvändigt att tillsätta en extern kolkälla i den anoxa fasen för att gynna denitrifikationen (Metcalf & Eddy, 1991). kolkälla inflöde utflöde påfyllning Figur 2.11. Flödesschema för SBR med fosforavskiljning (Metcalf & Eddy, 1991). 2.6 Hydrolys anaerob fas aerob fas ORGANISKT MATERIAL Proteiner Kolhydrater Fetter anox fas sedimentering tömning Anaerob nedbrytning av organiskt material sker enligt fyra delprocesser; hydrolys, syrabildning, ättiksyrabildning och metanbildning, se Figur 2.12. HYDROLYS LÖSLIGA ORG. FÖRENINGAR Aminosyror Sockerarter Fettsyror SYRABILDNING ALKOHOLER & FLYKTIGA FETTSYROR (VFA) ÄTTIKSYRABILDNING Vätgas Koldioxid METANBILDNING Metan Koldioxid Ättiksyra Figur 2.12. Anaerob nedbrytning av organiskt material (Norlander, 2008). 18
Bio-P-drift Slutprodukterna, metan och koldioxid, kallas också biogas och är den önskvärda produkten vid anaerob nedbrytning i en rötkammare. Efter de två första processerna, hydrolys och syrabildning, bildas bland annat VFA. Dessa processer kan uppstå spontant under anaeroba förhållanden vid ett avloppsreningsverk, men kan också framtvingas för att höja VFA-halten i inflödet till den anaeroba bassängen vid bio-p-drift. För att förhindra att nedbrytningen går vidare med metanbildning krävs att uppehållstiden hålls kortare än i en rötkammare. Den första delprocessen av dessa två, hydrolysen, är den hastighetsbegränsande processen vid VFA-bildning och har därför blivit processen man har fokuserat på. Därför kallas nu vanligtvis hydrolysen och syrabildningen tillsammans för enbart hydrolys inom VA-teknikbranschen (Norlander, 2008). För enkelhetens skull kommer även denna rapport fortsättningsvis att använda hydrolys som samlingsnamnet för de VFA-producerande processerna. Det finns olika alternativ för var i processen hydrolys kan ske och vilken metod som är bäst lämpad beror på de lokala förhållandena på verket (Tykesson, 2005). Det är främst tre olika metoder för hydrolys som används för VFA-produktion för bio-p: längre uppehållstid i den anaeroba bassängen, primärslamhydrolys och returslamhydrolys. 2.6.1 Längre uppehållstid i den anaeroba bassängen Ett alternativ är att genom en längre uppehållstid i den anaeroba fasen i en aktivslambehandling möjliggöra hydrolys och VFA-produktion, som då sker simultant med fosforsläppet (Tykesson, 2005). Detta gäller dock endast fall med låga VFA-halter i det inkommande vattnet, i annat fall kan det leda till sekundärt fosforsläpp, se kapitel 2.3.8. 2.6.2 Primärslamhydrolys Ett annat alternativ är att använda försedimenteringsbassängen för hydrolys. Istället för att pumpa ut slammet direkt när det nått slamfickan byggs ett slamtäcke upp där slammet börjar brytas ned. Delar av slammet cirkuleras sedan tillbaka upp till ytan av sedimentationsbassängen så att de VFA som producerats och som nu är vattenlösliga kan tvättas ur och gå vidare till det anaeroba biosteget (Tykesson, 2005). Vid Öresundsverket i Helsingborg introducerades denna metod 1993 när det upptäcktes att halten VFA var för låg, och har fungerat bra för att höja VFA-halten i den anaeroba bassängen (Tykesson et al., 2005). I Figur 2.13 illustreras den metod för primärslamhydrolys som används på Öresundsverket (Jönsson et al., 1996). 19
Bio-P-drift Figur 2.13. Exempel på design av primärslamhydrolys (Jönsson et al., 1996). För att primärslamhydrolys ska fungera tillfredsställande krävs att bassängen är tillräckligt djup för att förhindra slamflykt från bassängen vidare till den anaeroba bassängen. Anledningarna till risken för slamflykt är den ökade slamnivån i och med att det krävs en förhöjd slamålder för att skapa hydrolys samt den ökade partikelbelastning som slamrecirkulationen innebär (Christensson et al., 1998). För att få en bättre hydrolys och en mer kontrollerad VFA-produktion vore det bättre att utföra hydrolysen i en separat bassäng, där man också kan kontrollera ph, temperatur och slamålder för att uppnå optimala förhållanden (Christensson et al., 1998). Huruvida det är lönsamt att bygga en separat bassäng är dock en kostnadsfråga. 2.6.3 Returslamhydrolys Ett tredje alternativ är hydrolys av returslam där man låter allt eller en del av returslammet passera en anaerob tank innan det förs tillbaka till biosteget (Tykesson, 2005), se Figur 2.14. En stor fördel med denna metod är det faktum att man kan ta till vara på all producerad VFA då hela slammängden förs tillbaka in i processen till skillnad från primärslamhydrolys där hydrolysatet separeras i försedimentationsbassängen och delar av den producerade VFA följer med primärslammet till slambehandlingen (Jönsson & Jansen, 2006). Dessutom har det visat sig effektivare att använda sig av returslamhydrolys än primärslamhydrolys med tanke på mängden VFA som kan produceras (Jönsson & Jansen, 2006). En nackdel som dock bör nämnas är det faktum att en extra bassäng avsedd för hydrolys måste finnas vilket kan innebära extra drifts- och investeringskostnader. 20
Bio-P-drift a) Aktivslambehandling Hydrolys b) Aktivslambehandling Hydrolys Figur 2.14. Två olika alternativ för returslamhydrolys där allt (a) respektive delar av (b) returslammet hydrolyseras i en separat tank (Jönsson & Jansen, 2006). Om samma mängd VFA önskas produceras kan man ha en kortare uppehållstid om man väljer att hydrolysera hela returslamsflödet till skillnad från en sidoströmshydrolys där endast en del av flödet hydrolyseras (Jönsson & Jansen, 2006). Det kan innebära fördelar med en kortare uppehållstid då risken för metanproduktion minskar. En fördel med sidoströmshydrolys är att det har visat sig att den anaeroba bassängen för hydrolys kan ersätta den anaeroba bassängen i biosteget för fosforsläpp (Tykesson, 2005). Det har visat sig fungera bra på flera fullskaleanläggningar och innebär då att de denitrifierande bakterierna slipper konkurrera med PAO om den inkommande kolkällan. Behålls den anaeroba bassängen i biosteget bör man se till att den totala anaeroba slamåldern inte blir för lång för att därmed undvika sekundärt fosforsläpp. 2.6.4 Optimering av hydrolysprocessen Hur mycket VFA som kan produceras genom hydrolys beror på slammängden som produceras i verket, vilket i sin tur beror på inflödet av COD (Jönsson & Jansen, 2006). Använder man sig av returslamhydrolys kan en större mängd VFA bildas om verket inte använder sig av någon försedimentering, då det slam som annars skulle avlägsnats i försedimenteringsbassängen istället kommer att sedimenteras i den sekundära sedimentationsbassängen och bli en del av returslammet (Jönsson & Jansen, 2006). Ett sätt att effektivisera hydrolysen har visat sig vara att tillsätta sulfatreducerande bakterier, vilka genom att bryta upp partiklar av organiskt material gör det mer lättåtkomligt för de hydrolytiska enzymerna (Norlander, 2008). Förutom dessa metoder för att effektivisera hydrolysen har det även i labbskala visat sig att processen gynnas av högre temperaturer (Norlander, 2008). Vidare är slamåldern en viktig parameter som måste vara tillräckligt lång för att möjliggöra så stor VFA-produktion som möjligt samtidigt som man vill undvika att nedbrytningsprocessen går vidare till metanproduktion. Även om det inte går att styra temperaturen kan det vara bra att vara medveten om att hydrolyshastigheten är kraftigt temperaturberoende. I ett fullskaleförsök visade det sig att hydrolyshastigheten sjunker snabbt vid temperaturer under 20 C (Christensson, 1998). 21
Bio-P-drift 2.6.5 Hydrolysförsök Ett sätt att utvärdera resultatet av ett eventuellt införande av hydrolys på ett avloppsreningsverk är att göra hydrolysförsök i laboratorium. Försöket görs på den typ av slam som är tänkt att användas för hydrolys, primärslam eller returslam. Under anaeroba förhållanden mäts sedan löst COD, VFA, ammonium och fosfat under reaktionstiden som oftast varar i cirka 10 dagar. Löst COD mäts då det anses vara en indikation på producerat organiskt material men även VFA mäts för att kunna avgöra VFA-potentialen i det organiska materialet. Ammonium mäts för att utvärdera C/N förhållandet i det producerade hydrolysatet för att säkerställa kolbehovet för denitrifikation på 4-5 mg COD/mg N (Henze et al., 1997). Fosforkoncentrationen mäts för att kunna utvärdera eventuell närvaro av PAO då de kan ta upp eventuell producerad VFA samtidigt som de släpper fosfor då försöket utförs under anaeroba förhållanden (Jönsson & Jansen, 2006). 22
Bio-P i Sverige 3 Bio-P i Sverige Kemisk fosforavskiljning har länge varit standarden på kommunala avloppsreningsverk i Sverige. Sedan introduktionen av kväveavskiljning har dock behovet av att tillsätta metallsalter för kemisk fällning av fosfor minskat, vilket skulle kunna förklaras av oavsiktlig biologisk fosforavskiljning. Det tycks alltså finnas en potential för bio-p-drift i Sverige (Tykesson, 2005). Idag är totalt 28 avloppsreningsverk i Sverige med i nätverket för bio-p som är ett nätverk för alla som jobbar med biologisk fosforrening eller planerar att starta upp en bio-p-process. Syftet med nätverket är att främja erfarenhetsutbyte via seminarier, gruppdiskussioner, kurser etc. (Nätverket för bio-p, 2012). Fyra avloppsreningsverk i Sverige som använder sig av bio-p presenteras nedan. 3.1 Öresundsverket Öresundsverket ligger i Helsingborg och har en total belastning på ungefär 144 000 pe (Tykesson et al., 2005). 1990-1991 byggdes verket om för att vara det första verket i Sverige byggt för kombinerad biologisk kväve- och fosforavskiljning. Den biologiska reningen består av fyra separata linjer byggda enligt UCT-modellen och sedan sommaren 2006 tillsätts inga kemikalier för att rena vattnet (Jönsson et al., 2007). Motiveringen att övergå till bio-p-drift har främst varit bättre slamegenskaper, mindre slamproduktion, mindre konsumtion av kemikalier och en miljövänligare drift. Det senare har även inneburit att myndigheterna tillåter att utsläppskravet för fosfor mäts som årsmedelvärde istället för som månadsmedelvärden samt att gränsvärdet höjts från 0,3 mg/l till 0,5 mg/l (NSVA, 2010b). Från det att verket byggdes om i början på 90-talet tog det cirka 3 år för processen att stabiliseras och därefter har optimeringsåtgärder lett till en effektiv och väl fungerande bio-pdrift (Tykesson et al., 2005). De främsta förbättringarna har skett i och med införandet av primärslamhydrolys samt en mer kontrollerad luftning. 3.2 Käppalaverket Käppalaverket som ligger på Lidingö har idag en belastning på ungefär 520 000 pe och består av en äldre och en nyare del. I den äldre delen har man sedan 2004 använt sig av bio-p-drift med goda resultat (Käppala, 2011). Man använder sig av UCT-processen med kompletterande kemisk rening i form av tillsatt järnsalt i det avslutande sandfiltret. Under en försöksperiod upptäcktes bland annat problem med nitrat i returflödet in i den anaeroba bassängen. Detta har man löst genom att införa redoxmätningar för att styra nitratpumparna och på så sätt undvika att mer nitrat recirkuleras till den anoxa bassängen än vad som kan denitrifieras. Ett annat problem som uppstått på Käppalaverket är en hög halt av fosfor i rejektvattnet. Detta kontrolleras av det järnsalt som finns i slammet från den nya delen av verket då allt slam blandas i rötkammaren (Borglund & Jönsson, 2003). Försök med bio-p gjordes även i den nya delen av verket men med betydligt sämre resultat. Exakt varför det inte fungerade vet man inte men en förklaring kan vara att de olika delarna har olika dimensioner. De nya bassängerna är djupare vilket leder till ett lägre ph då mer koldioxid löses i vattnet vilket är ogynnsamt för PAO. De olika bassängerna har också olika hydraulik vilket skulle kunna påverka processen (Borglund & Jönsson, 2003). 23
Bio-P i Sverige På Käppalaverket gjordes även ett försök att införa bio-p-drift utan att först avsluta tillsatsen av järnsalt i försedimenteringen. Avsikten var att testa hypotesen att detta skulle gynna GAO istället för PAO. Detta visade sig vara riktigt då stora svårigheter att få en stabil bio-p-process uppstod som en konsekvens av större populationer GAO än PAO (Tykesson, 2005). Det går inte att börja tillsätta VFA innan man stängt av tillsatsen av fällningskemikaler då den låga fosforhalten begränsar PAO varpå GAO istället gynnas av den tillsatta mängden VFA. För att få en gynnsam bio-p-drift kan man därför konstatera att man bör införa VFA till den anaeroba bassängen samtidigt som man stänger av tillsatsen av fällningskemikalier (Tykesson, 2005). 3.3 Sjöstadsverket Sjöstadsverket ligger i anslutning till Henriksdals avloppsreningsverk i Stockholm och är byggt för forskning och utveckling. Verket invigdes 2003 och drivs sedan 2008 av ett konsortium bildat av Kungliga Tekniska Högskolan och IVL Svenska Miljöinstitutet. Forskningsanläggningen tar emot vatten från cirka 600-1000 pe och består idag av fem olika linjer där man har testat flera olika reningsmetoder, bland annat UCT-processen. Det avloppsvatten som kommer in till Sjöstadsverket består av endast spillvatten, inget dagvatten, och det är därmed rikt på fosfor. Detta innebär att det krävs stora mängder VFA för att en bio-p-process ska kunna reducera fosforhalten tillräckligt. Preliminära undersökningar av det inkommande vattnet tydde på ett behov av 130-200 mg/l COD VFA men att VFA-potentialen som högst låg på endast 130 mg/l vilket är på gränsen för att få ett bra resultat (Dagerskog, 2002). Senare studier har dock visat att det bör gå att med hjälp av primärslamhydrolys få upp VFA-halten i den anaeroba bassängen så att bio-p processen kan ge en tillräcklig fosforreduktion (Sjöstrand, 2007). Under försöksperioden hade man även vissa problem med nitrat i recirkulationsflödet in i den anaeroba bassängen. Detta berodde troligtvis på antingen ett för stort nitratflöde in i den anoxa bassängen eller en för kort uppehållstid i den anoxa bassängen. 3.4 Duvbackens reningsverk Duvbackens reningsverk ligger i Gävle och togs i drift 1967. Verket är dimensionerat för 100 000 pe och 2010 togs vatten emot från totalt cirka 88 500 pe (Gästrike vatten, 2011). Verket har inget krav på kväveavskiljning men utsläppskravet på BOD 7 och fosfor är 8 respektive 0,4 mg/l. 2003 byggdes Duvbackens reningsverk om för att införa biologisk fosforavskiljning. Tidigare hade man använt sig av både förfällning och efterfällning men vid ombyggnationen togs förfällningen bort. Efterfällning behöll man som en komplettering till bio-p men målet var att minimera kemikalieanvändningen. De mellansedimentationsbassänger som användes innan ombyggnationen används idag för att samla upp bräddat vatten och ibland även industrivatten för att skydda bio-p-processen. Detta vatten leds sedan tillbaka in i början av reningsprocessen med ett lägre flöde (Örnmark, 2007). Efter införandet av bio-p hade man problem med tidvis för höga fosforhalter i utflödet från biosteget och tillsats av fällningskemikalie var nödvändig. De förhöjda halterna uppstod sporadiskt utan någon märkbar kontinuitet. Dock upptäcktes ett samband med lägre syrehalter i den aeroba delen av biosteget. I en studie gjord av Örnmark (2007) konstaterades att orsaken till de sänkta syrehalterna och därefter förhöjda fosforhalter är en extern tillförsel av syreförbrukande material, mest troligt från betydande industrier i området. Bio-P-processen ansågs generellt fungera väldigt bra men att processen är känslig för störningar. I studien konstaterades även att primärslamhydrolys skulle kunna förbättra processen. 24
Torekovs avloppsreningsverk 4 Torekovs avloppsreningsverk Torekovs avloppsreningsverk är beläget vid kusten i södra delen av tätorten Torekov i nordvästra Skåne. Verket togs i bruk på 1960-talet men har blivit ombyggt i omgångar, senast 2001. Avloppsreningsverket renar främst kommunalt avloppsvatten men det finns även några mindre industrier kopplade till Torekovs avloppsreningsverk. Avloppsreningsverket är dimensionerat för 14 000 pe (NSVA, 2010a). En karta med Torekov markerad och en flygbild över Torekovs avloppsreningsverk finns i Figur 4.1 och Figur 4.2. Figur 4.1. Karta över södra Sverige med Torekov markerad med en nål. Figur 4.2. Flygbild över Torekovs avloppsreningsverk. 25
Torekovs avloppsreningsverk Avloppsreningsverket i Torekov är byggt för rening av avloppsvatten med hjälp av mekanisk, biologisk och kemisk rening, ett processchema finns i Figur 4.3. I ett första steg renas vattnet mekaniskt genom att först silas genom två parallellt uppställda rotosiler med en spaltvidd på 3 mm och sedan renas i ett sandfång där sand och grus avlägsnas genom sedimentering (NSVA, 2009). Sandfångsbassängen är luftad för att undvika att organiskt material sedimenterar. Sand och grus som avlägsnats tvättas och används för att fylla ut mark, till exempel vid utgrävningar på grund av förorenad mark. Tvättvattnet återförs sedan in i reningsprocessen. Någon försedimenteringsbassäng finns inte då man ville försäkra sig om att tillräckligt mycket organiskt material finns tillgängligt i biosteget. Figur 4.3. Processchema för Torekovs avloppsreningsverk (NSVA, 2012). Förstorad version finns i Bilaga A. Den biologiska reningen sker med hjälp av aktivslam och fördenitrifikation. Verket är även byggt för bio-p-drift med en anaerob bassäng som första steg i den biologiska reningen, enligt A 2 /O-modellen. Fosforavskiljningen sker dock idag med kemisk efterfällning. För att optimera driften tillsätts etanol som extern kolkälla i den anaeroba bassängen. Torekov är en populär turistort på sommaren och man har därför problem med stora skillnader i föroreningsbelastning under olika säsonger. Det kan vara dubbelt så höga koncentrationer i inflöde under sommaren jämfört med under vintern, vilket innebär stora variationer i syrebehovet. Det finns idag ett problem med regleringen av luftningen i de aeroba bassängerna då det endast finns två system; ett med hög kapacitet och ett med låg kapacitet, vilket gör det svårt att uppnå optimal luftning. Under vinterhalvåret är luftningen oftast för intensiv varpå syrehalten blir för hög och under sommaren är den otillräcklig varpå syrehalten blir för låg och fler bassänger måste luftas vilket påverkar denitrifikationen negativt. Efter de luftade bassängerna sker en mellansedimentering där det biologiska slammet tas ut. Därefter följer en flockuleringsbassäng där polyaluminiumklorid tillförs för fällning av fosfor som i en sista sedimenteringstank tas ut som kemiskt slam. Det renade vattnet leds slutligen ut i Skälderviken som är en vik i Kattegatt. 26
Torekovs avloppsreningsverk Bioslammet och kemslammet leds till fyra slambehandlingsbassänger för vidare nedbrytning och stabilisering. Största delen av slammet leds tillbaka till den anaeroba bassängen i form av returslam, medan en del tas ut som överskottsslam. Överskottsslammet avvattnas innan det omhändertas och används för tillverkning av anläggningsjord. Torekovs avloppsreningsverks utsläppsvillkor och dimensionerade belastning finns sammanfattade i Tabell 4.1 och Tabell 4.2. Tabell 4.1. Utsläppsvillkor för Torekovs avloppsreningsverk (NSVA, 2010a). Riktvärde Gränsvärde BOD 7 10 mg/l, kvartalsmedel 10 mg/l, årsmedel N-tot. 12 mg/l, årsmedel endast riktvärde P-tot. 0,3 mg/l, kvartalsmedel 0,3 mg/l, årsmedel Tabell 4.2. Torekovs avloppsreningsverks dimensionerade belastning (NSVA, 2010a). Dimensionerad belastning Flöde, medeldygn 5400 m 3 /d Maxflöde in i biosteget 212,4 m 3 /h BOD 7, årsmedel 800 kg/d N-tot., årsmedel 160 kg/d P-tot., årsmedel 42 kg/d 4.1 Biosteget och slamstabiliseringen Den biologiska reningen och slamstabiliseringen sker i nio olika bassänger, se Figur 4.4. De olika bassängernas funktioner förklaras mer i detalj nedan. En sammanställning av de olika bassängernas volymer finns i Tabell 4.3 och Tabell 4.4. 27
Torekovs avloppsreningsverk flytslam till kemisk fällning mellansed. b.5 b.4 överskottsslam b.7 bottenslam b.6 b.2 b.3 etanol b.8 kemslam b.9 flytslam returslam b.1 sandfång rejektvatten från centrifug Figur 4.4. Bild över de olika bassängerna i den biologiska reningen på Torekovs avloppsreningsverk samt illustration av tänkta förhållande (b.=bassäng, rutigt =anaerob, randigt =anox, prickigt =aerob). Tabell 4.3. Sammanställning av de olika bassängernas dimensioner i biosteget på Torekovs avloppsreningsverk (uppmätta av personal på verket). bassäng Förhållande Volym (m 3 ) Längd (m) Bredd (m) Djup (m) 1 Omrörd 99 12,5 2,65 3,0 2 Omrörd 87 11 2,65 3,0 3 Omrörd/Luftad 109 13,7 2,65 3,0 4 Luftad 276 34,7 2,65 3,0 5 Luftad 276 34,7 2,65 3,0 Biosteget 920 28
Torekovs avloppsreningsverk Tabell 4.4. Sammanställning av de olika bassängernas dimensioner i slambehandlingen på Torekovs avloppsreningsverk (uppmätta av personal på verket). bassäng Förhållande Volym (m 3 ) Längd (m) Bredd (m) Djup (m) 6 Luftad 69 11 1,8 3,5 7 Omrörd 13,5 2,7 2 2,5 8 Omrörd 13,5 2,7 2 2,5 9 Luftad 69 11 1,8 3,5 Slambehandling 165 Bassäng 1 är tänkt att användas som en strikt anaerob bassäng för att möjliggöra en biologisk fosforavskiljning. Bassängen är omrörd med hjälp av omrörare som är fästa på botten av bassängen. Etanol tillförs som en extern kolkälla och returslam från slamstabiliseringen tillförs i början av bassängen. Även rejektvatten från slamcentrifugen återförs till denna bassäng. Bassäng 2 och vanligtvis även bassäng 3 är till för denitrifikation och ska då vara anoxa. Bassängerna är omrörda och nitratrikt slam tillförs bassäng 2 från bassäng 4. Bassäng 4, 5 och vid behov även bassäng 3 är luftade bassänger för nitrifikation, oxidering av organiskt material och fosforupptag. Bassäng 4 och 5 är parallella men sammankopplade i slutet av bassängerna där det nitratrika slammet tas ut för recirkulation in i bassäng 2. Bassäng 6-9 är bassänger för slambehandling där returslammet ytterligare renas från kväve och biologiskt material i alternerande anoxa och aeroba bassänger. Bassäng 6 är luftad och omrörd och tillförs slam från mellansedimenteringen. Bassäng 7 är endast omrörd och från denna bassäng tas överskottsslam ut för vidare behandling. I bassäng 8, som också är endast omrörd, tillförs kemslammet från sista sedimenteringen. Bassäng 9 är luftad men mindre luftad än bassäng 6. Här tillförs flytslam från mellansedimenteringen och returslam tas ut för att återföras till biosteget. Överskottsslammet går vidare till en gravitationsförtjockare som ökar slammets torrsubstanshalt (TS). Avslutningsvis avvattnas slammet med hjälp av en centrifug. En polymer tillsätts även i sista steget för att få en bättre avvattning. Klarfasen från förtjockaren förs in i den bassäng där fällningskemikalie tillsätts, det vill säga efter biosteget, det rejektvatten som bildas i centrifugen återförs till första steget i den biologiska reningen och det avvattnade slammet omhändertas av Nordvästra Skånes Renhållning AB (NSR) och används för tillverkning av anläggningsjord (NSVA, 2010a). 29
Torekovs avloppsreningsverk 30
5 Material och Metod Material och Metod Utvärderingen av bio-p-potentialen på Torekovs avloppsreningsverk gjordes med hjälp av insamlad mätdata från tidigare år, egna mätningar på verket, laborationsförsök och modellering med EFOR. Beskrivning av analysmetoderna finns i Bilaga B. Metod och resultat från modelleringen redovisas i Kapitel 7. 5.1 Analys av mätdata för åren 2008-2010 Tidigare års mätdata från Torekovs avloppsreningsverk undersöktes i ett första steg för att utvärdera situationen på verket idag. Mätvärden från Torekovs avloppsreningsverks inkommande och utgående vatten som analyserats av Alcontrol Laboratories samlades in och sammanställdes för åren 2008 till 2010. Detta gjordes även för avloppsreningsverken Öresundsverket i Helsingborg och Nyvångsverket i Åstorp för år 2010 för jämförelse. Dessa verk valdes då Öresundsverket har en fungerande bio-p-drift och Nyvångsverket har liknande dimensionering som Torekovs avloppsreningsverk. Övriga data som analyserats är mängden tillsatt fällningskemikalie. All datahantering gjordes med hjälp av Microsoft Excel 2010. 5.1.1 Utvärdering av eventuellt inläckage För att undersöka eventuellt inläckage till avloppsledningarna gjordes en jämförelse mellan inkommande koncentrationer av BOD 7, totalfosfor och totalkväve på Torekovs avloppsreningsverk, Öresundsverket och Nyvångsverket. Grafer gjordes i Excel från mätvärden som samlats in från respektive avloppsreningsverk. En beräkning gjordes också för att jämföra antalet pe kopplade till Torekovs avloppsreningsverk utifrån parametrarna; BOD 7, totalfosfor och flöde. 5.1.2 Utvärdering av kemikalieförbrukning Då misstanke fanns om ovanligt stort inläckage till avloppsledningarna och med tanke på att tillsatsen av fällningskemikalier styrs på inflöde gjordes en beräkning av mängden tillsatt aluminium (mol Al/mol P) för att utvärdera eventuell överdosering. Alla beräkningar gjordes i Excel och går att hitta i Bilaga C. Då det inte fanns några exakta siffror på hur stor mängd fällningskemikalier som tillsats har ett antagande gjorts att den mängd fällningskemikalier som köpts in en månad har använts upp till nästa inköpstillfälle, det vill säga att det finns ungefär lika mycket kemikalier kvar vid varje inköpstillfälle. 5.2 Mätningar gjorda på verket De mätningar som gjordes på plats på verket var; syrehalt, VFA-titrering, fosfat, totalfosfor, ammonium och totalkväve. Prover för SS och VSS togs med till VA-laboratoriet på Kemicentrum i Lund för analys. En beskrivning av alla analysmetoder finns i Bilaga B. 5.2.1 Slamålderanalys Utifrån SS- och VSS-halterna som uppmätts och med hjälp av givna volymer och flöden på avloppsreningsverket beräknades slamåldern biosteget (aktivslambehandlingen och slambehandlingsbassängerna). Beräkningen gjordes med hjälp av Ekvation 1. bassäng bassäng SRT (Ekvation 1) SS SS utflöde Q utflöde V SS ös Q ös 31
Material och Metod 5.3 Hydrolysförsök Tre olika två liter stora glasbehållare fylldes upp med vardera 1800 ml slam från det näst sista steget i slambehandlingen (bassäng 8) på Torekovs avloppsreningsverk. Bassäng 8 valdes då idén var att använda bassäng 9 för hydrolys. Behållarna placerades i vattenbad på 15 C och omrörare installerades och justerades till minsta möjliga omrörning. Lock sattes på och kvävgas tillsattes via slang ovanför vätskefasen. Alla eventuella hål i locken tejpades igen för att säkerställa anaerob miljö i reaktorerna. I Figur 5.1 ses uppställningen av hydrolysförsöket. Figur 5.1. Uppställning av hydrolysförsök (12-22 november 2011). Direkt efter starten av hydrolysförsöket togs 10-15 ml prov ut för filtrering och senare analys av löst COD, ammonium, fosfat och VFA. Sex timmar senare togs prov återigen ut för filtrering och analys av ovan nämnda parametrar. Därefter gjordes samma analyser en gång dagligen vid samma tidpunkt som försöket startade. Vid starten av försöket, samt efter tre, fyra och tio dygn togs även prover ut för bestämning av SS och VSS. Reaktor 1 stoppades efter tre dygn och slammet centrifugerades för att hydrolysatet (vätskefasen) skulle kunna avlägsnas, se Figur 5.2. Hydrolysatet användes sedan till ett P-släppsförsök med luftat bioslam från Öresundsverket, se kapitel 5.4. Reaktor 2 stoppades efter fyra dygn och hydrolysat avlägsnades på samma sätt som från reaktor 1 och användes till denitrifikationsförsök med luftat bioslam från Öresundsverket, se kapitel 5.5. Reaktor 3 stoppades efter tio dagar. 32
Material och Metod Figur 5.2. Uttag av hydrolysat efter centrifugering. Vid försökets slut upptäcktes att stora mängder vätska avdunstat från reaktor 3, troligtvis beroende på en för stor mängd tillsatt kvävgas. Beslut togs att göra om hydrolysförsöket, men med endast en reaktor. Försöken med P-släpp och denitrifikation var redan genomförda och då dessa är tidskrävande och kostsamma bestämdes att dessa försök inte skulle göras om. I hydrolysförsök nummer två kontrollerades vätskenivån i reaktorn dagligen med hjälp av en markering och vid behov fylldes reaktorn på med destillerat vatten. Reaktorn fylldes på innan provet tagits ut och efter att prov tagits ut flyttades markeringen. Kvävgasflödet minskades också i jämförelse med hydrolysförsök 1. Under hydrolysförsök 2 gjordes samma analyser som vid hydrolysförsök 1. Dock togs inte prover ut dagligen, dels på grund av tidsbrist och dels på grund av ekonomiska skäl. 5.3.1 Beräkning av hydrolyskonstanten En beräkning av den hydrolyskonstant som används i modelleringen med EFOR gjordes utifrån resultatet från hydrolysförsök 2 och med hjälp av artikeln Activated Sludge Model No. 2d, ASM2d skriven av Henze et al. (1999) som är den modell som ligger till grund för EFOR. En mer utförlig beskrivning av beräkningarna finns i Bilaga C. 5.4 P-släppsförsök Ett P-släppsförsök utförs för att undersöka slammets eller olika kolkällors (till exempel det inkommande vattnets) potential för biologisk fosforavskiljning. I försöket simuleras den anaeroba bassängen på avloppsreningsverket och den förhoppningsvis stigande halten fosfat och/eller kalium (motjon) till följd av fosforsläpp i vattenfasen mäts. I denna studie utfördes tre olika P-släppsförsök, vid två olika tillfällen. Vid försöken användes luftat bioslam tillsammans med en av tre olika kolkällor; acetat, inkommande vatten och hydrolysat från hydrolysförsök 1. Vid varje försök gjordes även ett referensförsök med Öresundsverket som är en väl fungerande bio-p-anläggning och därmed en lämplig referens i utvärderingen av Torekovs avloppsreningsverk. Uppställningen av de två första P-släppsförsöken ses i Figur 5.3. 33
Material och Metod Figur 5.3. Uppställningen av de första två P-släppsförsöken (26 oktober 2011). 5.4.1 Försök med acetat som kolkälla 1800 ml bioslam från en aerob bassäng på Torekovs avloppsreningsverk (bassäng 4) respektive Öresundsverket överfördes till varsin två liter stor bägare. Bägarna ställdes i ett vattenbad med magnetrörare och temperaturen ställdes på 15 C, för att efterlikna förhållandena på verket. För att uppnå maximalt fosforupptag innan själva P-släppsförsöket syresattes reaktorerna under cirka en timme. Syrehalten, temperatur och ph mättes före och efter luftningen. Dessutom togs prover ut för att mäta SS samt VSS i början och slutet av försöket. När luftningen avslutats täcktes bägarna över med lock och alla lufthål täpptes igen med plast och tejp för att säkerställa anaeroba förhållanden under försöket. Därefter tillsattes 27 ml stamlösning natriumacetat med en koncentration på 20 000 mg COD/l vilket resulterade i en koncentration på 300 mg COD/l i reaktorerna. Efter en minut togs första provet ut och filtrerades, se Figur 5.4. Därefter togs prov ut var 15 minut i totalt 180 minuter. Vid provtagningen efter den första kvarten mättes dessutom syrehalten igen för att försäkra sig om att anaeroba förhållanden förelåg i bägarna. Figur 5.4. Filtrering av prover. 34
Material och Metod Proverna som filtrerats analyserades senare med Dr. Lange kyvettest för att mäta fosfatrespektive kaliumhalten. Kaliumhalten mättes då misstanke fanns att slammet från Torekov innehöll aluminiumjoner som kan fälla ut den släppta fosforn. 5.4.2 Försök med inkommande vatten Försök gjordes också för att undersöka kvalitén på Torekovs inkommande vatten som kolkälla. Eftersom driften på Öresundsverket fungerar tillfredsställande och slammet där uppenbarligen fungerar bra användes slam från Öresundsverket både vid försöket med Torekovs inkommande vatten samt vid referensen med Öresundsverkets inkommande vatten. Med inkommande vatten menas här vatten som tagits från inflödet till aktivslamanläggningen. Detta innebär att vattnet från Torekov genomgått mekanisk rening och att vattnet från Öresundsverket förutom mekanisk rening även genomgått primärslamhydrolys. Vid förberedelse av proven skakades bioslam från Öresundsverket väl innan 1800 ml hälldes upp. Därefter tilläts slammet sedimentera tills slamnivån nått 900 ml. Vätskefasen på 900 ml avlägsnades varpå omrörning och luftning av resterande slammängd startades. Efter luftningen, när man i det föregående försöket tillsatte acetatlösning, tillsattes nu istället 900 ml inkommande vatten som tagits från inflödet till den anaeroba bassängen på avloppsreningsverken. Därefter fortlöpte försöket på samma sätt som vid försök med acetat som beskrevs tidigare. 5.4.3 Försök med hydrolysat Vid ett av hydrolysförsöken (kapitel 5.3) stoppades försöket efter 3 dagar och hydrolysat togs ut för att undersöka dess potential som kolkälla i ett P-släppsförsök. Försöket utfördes på liknande sätt som med inkommande vatten, det vill säga bioslammet från Öresundsverket fick sedimentera och 900 ml av den klara vätskefasen avlägsnades varefter 900 ml hydrolysat tillsattes efter luftning av slammet. Som referens gjordes ett försök med bioslam från Öresundsverket och acetat som kolkälla. 5.5 Denitrifikationsförsök Denitrifikationsförsök går ut på att mäta hur snabbt nitrat och nitrit omvandlas till kvävgas och kan användas för att utvärdera en kolkällas eller ett avloppsvattens denitrifikationspotential och för att undersöka denitrifikationsaktiviteten hos ett slam. I denna studie gjordes tre parallella denitrifikationsförsök; ett med luftat bioslam från Öresundsverket med acetat som kolkälla, ett med luftat bioslam från Torekov med acetat som kolkälla och ett med luftat bioslam från Öresundsverket med hydrolysat från hydrolysförsök 1 som kolkälla. Det första försöket gjordes som referens till försöket med slam från Torekov och försöket med hydrolysat gjordes för att utvärdera kvalitén på hydrolysatet. Utvärderingen av hydrolysatet gjordes med slam från Öresundsverket då denitrifikationen på detta verk fungerar bra samtidigt som det var mer osäkert hur denitrifikationsaktiviteten var i bioslammet från Torekov. Metoden för försöken med acetat som kolkälla är identiska men metoden för försöket med hydrolysat som kolkälla skiljer sig något från de andra två. Uppsättningen av försöket går att se i Figur 5.5. 35
Material och Metod Figur 5.5. Uppställningen av försöket med denitrifikation. 5.5.1 Acetat som kolkälla Till dessa försök användes 1800 ml omrört och luftat bioslam. Försöken utfördes i bägare med lock under konstant omrörning i 180 minuter. Under försökens gång kontrollerades temperaturen till 15 C med hjälp av ett vattenbad. Innan försöken startades luftades slammet i cirka en timme för att omvandla all eventuell ammonium till nitrat. Därefter tillsattes kvävgas som en ridå ovan vätskeytan för att säkerställa anox miljö. Vid försökens start tillsattes 18 ml näringslösning och 4,5 ml nitratlösning, en beskrivning av tillsatta lösningar finns i Bilaga F. 31 minuter efter försökens start tillsattes kolkällan, i detta fall 18 ml acetatlösning. Under försöksförloppen togs cirka 10 ml prov ut var 15 minut. Proven filtrerades och koncentrationerna NO 3 -N och NO 2 -N mättes med hjälp av Dr Lange kyvettest. Vid start och slut av försöken togs även prov ut för bestämning av SS och VSS. 5.5.2 Hydrolysat som kolkälla Vid ett av hydrolysförsöken (kapitel 5.3) stoppades försöket efter 4 dagar och hydrolysat togs ut för att undersöka dess potential som kolkälla i ett denitrifikationsförsök. Innan försöket bestämdes att mängden hydrolysat som skulle tillsättas skulle vara lika stor som mängden slam. För att inte minska på SS koncentrationen fick, på samma sätt i som i P-släppsförsöket, 1800 ml slam sedimentera tills det att 900 ml vätska kunde tas ut. Det sedimenterade slammet luftades sedan i cirka en timme innan försöket startades och näringslösningarna tillsattes. Efter 31 minuter tillsattes 900 ml hydrolysat. Prov för SS och VSS togs ut direkt efter det att hydrolysatet tillsats samt i slutet av försöket. I övrigt utfördes försöket på samma sätt som försöken med acetat som kolkälla. 36
mg P-tot / l Resultat och diskussion 6 Resultat och diskussion Resultat från analyser av mätdata, provtagningar och laborationsförsök presenteras nedan. 6.1 Analys av mätdata Vid en första anblick på inkommande koncentrationer uppstod en misstanke om ovanligt stort inläckage av grundvatten eller havsvatten till avloppsledningarna då föroreningshalterna ansågs vara ovanligt låga. Detta skulle i sådana fall även kunna påverka tillsatsen av fällningskemikalier då dessa doseras utifrån inflödet till verket. 6.1.1 Inläckage För att undersöka eventuellt inläckage jämfördes först inflödeskoncentrationerna på Torekovs avloppsreningsverk med två andra avloppsreningsverk. Därefter gjordes även en beräkning av antal personekvivalenter som motsvaras av koncentrationer och inflöden till verket. Jämförelse med två andra avloppsreningsverk Till att börja med gjordes en jämförelse mellan inkommande koncentrationer på Torekovs avloppsreningsverk och inkommande koncentrationer på Öresundsverket och Nyvångsverket. Öresundsverket valdes som jämförande verk då det har en fungerande bio-p-drift och Nyvångsverket då det har en liknande dimensionering som Torekov. Båda verken ligger dessutom geografiskt tämligen nära Torekov. Indata för år 2010 samlades in och resultatet ses i Figur 6.1, Figur 6.2 och Figur 6.3. 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0 1 6 11 16 21 26 31 36 41 46 51 vecka Öresundsverket Nyvångsverket Torekov Figur 6.1. Jämförelse mellan inkommande fosforkoncentrationer på avloppsreningsverken Torekov, Öresundsverket och Nyvångsverket år 2010. 37
mg N-tot / l mg BOD 7 / l Resultat och diskussion 400 350 300 250 200 150 100 50 0 Öresundsverket Nyvångsverket Torekov Figur 6.2. Jämförelse mellan inkommande BOD 7 -halter på avloppsreningsverken Torekov, Öresundsverket och Nyvångsverket år 2010. Värdet från Nyvångsverket i juli (3 mg/l) har tagits bort då det var kraftigt avvikande från de andra. 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Öresundsverket Nyvångsverket Torekov Figur 6.3. Jämförelse mellan inkommande koncentrationer av totalkväve på avloppsreningsverken Torekov, Öresundsverket och Nyvångsverket år 2010. Värdet från Torekov i juli (96 mg/l) har tagits bort då det var kraftigt avvikande från de andra. Enligt figurerna ovan ligger de inkommande koncentrationerna på Torekovs avloppsreningsverk en bra bit under de på Öresundsverket och Nyvångsverket, särskilt vad gäller fosfor och BOD 7. Detta skulle kunna bero på inläckage. 38
pe Resultat och diskussion Beräkning av personekvivalenter (pe) För att ytterligare undersöka huruvida inläckage kan vara en rimlig orsak till de låga inflödeskoncentrationerna gjordes beräkningar av hur många pe som inkommande mängden fosfor, BOD 7 och flöde motsvarar. Till beräkningarna användes schablonvärden för kommunalt avloppsvatten (Tabell 6.1). Resultatet för 2010 är sammanfattat i Figur 6.4. Tabell 6.1. Schablonvärden för kommunalt avloppsvatten med fosfor, BOD 7 och flöde per personekvivalent (pe) (Gillberg et al., 2003). Fosfor (g P/ (pe dygn)) 2,0 BOD 7 (g BOD 7 / (pe dygn)) 70 Flöde (l/ (pe dygn)) 200 35000 30000 25000 20000 15000 10000 5000 0 pe (flöde) pe (P-tot) pe (BOD7) Figur 6.4. Pe beräknat utifrån mängden fosfor, halten BOD 7 och flödet 2010. I Figur 6.4 syns det tydligt att det beräknade antalet pe blir betydligt högre när man beräknar utifrån flöde jämfört med när man utgår från totalfosfor eller BOD 7 som är den vanligaste parametern att använda vid beräkning av pe. Detta är ett tydligt tecken på inläckage. Jämför man med siffror på antal fasta boende i området år 2005 så visar det sig att närmast verkligheten kommer man om man räknar på totalfosfor, 6750 personer enligt Statistiska centralbyrån (2011) och 5682 pe beräknat utifrån totalfosfor (sammanställning finns i Bilaga C). Förklaringen till varför antalet pe blir lägre när man räknar utifrån BOD 7 jämfört med totalfosfor kan vara att organiskt material bryts ned i ledningarna innan vattnet når avloppsreningsverket, något som diskuterades i konsultrapporten av ERAN miljökonsult AB (Ander, 2009). Man kan även i Figur 6.4 se en ökning av antalet pe i området kring Torekov på sommaren. Detta förklaras enkelt med att området är en populär sommarsemesterort. Sammanställning av resultat angående inläckage Efter jämförelse med inkommande koncentrationer till två andra avloppsreningsverk samt beräkning av antal pe utifrån olika parametrar kan det konstateras att det förmodligen sker ett ovanligt stort inläckage till avloppsledningsnätet kopplat till Torekovs avloppsreningsverk. 39
Resultat och diskussion Det vore därför lämpligt att göra en grundlig undersökning av avloppsledningsnätet för att kunna genomföra eventuella åtgärder. 6.1.2 Kemikalieförbrukning För att utvärdera tillsatsen av fällningskemikaler på Torekovs avloppsreningsverk beräknades hur många mol aluminium som tillsattes per mol fosfor i inflödet. Mängden tillsatt kemikalie utgick från inköpsmängd och tillfälle. Mängden borttagen fosfor antas vara skillnaden mellan totalfosfor i inflöde och totalfosfor i utflöde. En mer ingående beskrivning av beräkningarna finns i Bilaga C. Resultatet för åren 2008 till 2010 är sammanställt i Tabell 6.2. Tabell 6.2. Molförhållandet mellan aluminium och fosfor utifrån tillsatt mängd fällningskemikalier och borttagen fosfor. Datum mol Al / mol Al / mol Al / Datum Datum mol P borttagen mol P borttagen mol P borttagen jan-08 jan-09 2,9 jan-10 2,9 feb-08 2,1 feb-09 2,8 feb-10 2,7 mar-08 1,2 mar-09 2,3 mar-10 3,3 apr-08 1,4 apr-09 2,1 apr-10 2,7 maj-08 1,7 maj-09 1,3 jun-10 2,5 jun-08 1,5 jun-09 2,0 jun-10 0,9 jul-08 8,7 jul-09 1,7 jul-10 1,7 aug-08 1,3 aug-09 2,3 aug-10 4,1 sep-08 2,6 sep-09 1,5 sep-10 4,7 okt-08 2,0 okt-09 1,9 okt-10 1,6 nov-08 3,1 nov-09 2,2 nov-10 1,8 dec-08 5,7 dec-09 2,9 dec-10 1,9 årsmedel 2,8 årsmedel 2,1 årsmedel 2,5 Det bör nämnas att antagandet att lika mycket kemikalier finns kvar vid varje inköpstillfälle kanske inte alltid stämmer. Det höga värdet i juli 2008 kan till exempel förklaras av att mycket kemikalier köptes in under en kort tidsperiod. Detta innebär att det är mer osäkert att analysera månadsvärdena varpå fokus lades på årsmedelvärdena. Den normalt rekommenderade kvoten mol aluminium per mol fosfor är 1,5 och jämförs årsmedel med detta värde så tillsätts för mycket kemikalier på Torekovs avloppsreningsverk, se Tabell 6.2. Då det inkommande vattnet innehåller låga halter fosfor krävs dock troligtvis en högre kvot än den rekommenderade på 1,5. De uppmätta fosforkoncentrationerna i utflödet, se Tabell 6.3, är långt under gränsvärdet vilket ändå tyder på att det tillsätts onödigt mycket fällningskemikalier på Torekovs avloppsreningsverk. 40
Resultat och diskussion 6.2 Mätningar på verket 6.2.1 Syrehalt Som en del i utvärderingen av Torekovs avloppsreningsverk mättes syrehalterna i biostegets och slambehandlingens bassänger på verket. Det gjordes enstaka mätningar i olika delar av bassängerna och de mest relevanta resultaten är sammanställda i Figur 6.5. En komplett tabell med alla resultat finns i Bilaga C. till kemisk fällning mellansed. 6,2 mg/l b.5 5,0 mg/l 6,2 mg/l b.4 3,5 mg/l 0,9 mg/l b.7 b.8 6,8 mg/l b.6 b.9 3,4 mg/l 1,2 mg/l 0,54 mg/l b.1 b.2 2,2 mg/l 0,2 mg/l 7,7 mg/l b.3 sandfång Figur 6.5. Uppmätta syrehalter i biostegets och slambehandlingens bassänger (25 oktober 2011). Mätningen av syrehalter som gjordes i slutet på oktober och som redovisas i Figur 6.5, visar på de problem med överluftning som sker i bassäng 4 och 5 under vinterhalvåret. Detta leder i sin tur till att syrehalten i den första anoxa bassängen (b.2) blir för hög, då mycket syre följer med den interna recirkulationen, vilket påverkar denitrifikationen negativt. Att syrehalten i den första slambassängen ligger på 6,8 mg/l tyder på överluftning även där. Bassäng 7 blir därmed inte anox utan har en tämligen hög syrehalt på 3,5 mg/l. En lösning på problemet med överluftningen i de aeroba bassängerna vore att införa en mer kontrollerad och flexibel styrning av luftningen. Den höga syrehalten i början på den anaeroba bassängen (b.1) beror troligtvis dels på den höga syrehalten i sandfånget, dels på den höga syrehalten i returslammet (slutet på b.9) och dels på det fall som finns i inloppet till bassängen se Figur 6.6. Eventuellt bör man titta på möjligheten att minska luftningen i sandfånget och installera en ramp i inloppet. 41
Resultat och diskussion Figur 6.6. Inloppet till den anaeroba bassängen (b.1). 6.2.2 Fosfor- kväve- och COD-halter Vid tre tillfällen under studien gjordes mätningar av fosfor och kväve på Torekovs avloppsreningsverk (Bilaga C) och resultaten från dessa mätningar är sammanställda i Tabell 6.3. Tabell 6.3. Uppmätta medelkoncentrationer på Torekovs avloppsreningsverk (25 oktober, 2 november och 8 december 2011). PO 4 -P P-tot. NO 3 -N NH 4 -N (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) Inkommande 1,0 1,9 5,3 11 Slutet sandfång 0,95 x x x Början anaerob (b.1) x x 5,3 3,3 Slutet anaerob (b.1) 0,27 x x x Början aerob (b.4) x x 1,2 x Början aerob (b.5) x x 1,5 x Slutet aerob (b.4) x x 3,2 x Slutet aerob (b.5) x x 3,0 x Slutet mellansed. 0,18 0,25 x x Utgående < 0,05 < 0,05 7,2 0,73 Rejektvatten x x 0,32 0,11 Returslam x x 5,3 0,44 Tabell 6.4. Typiska koncentrationer i inkommande avloppsvatten enligt Henze et al., (1997). PO 4 -P P-tot. NO 3 -N NH 4 -N (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) Normalt inkommande avloppsvatten 7 10 0,5 30 Väldigt utspätt inkommande avloppsvatten 3 4 0,5 12 42