Implementering av LSP-konceptet i långtidsluftade aktivslamanläggningar inom massaindustrin

_ Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Implementering av LSP-konceptet i långtidsluftade aktivslamanläggningar inom massaindustrin Examensarbete av Emma Nivert Februari 2002

Sammanfattning Detta examensarbete är utfört vid Avdelningen för Vattenförsörjnings och Avloppsteknik, Lunds tekniska högskola, som en del i ett projekt där Anox AB och ÅF-IPK utreder möjligheterna med att bygga om långtidsluftade aktivslamanläggningar inom pappersindustrin enligt konceptet Low Sludge Production (LSP). Principen för LSP går ut på ett tvåstegsförfarande där man i ett första steg selekterar frisimmande bakterier, vilka bryter ned huvudparten av det lösta organiska materialet. I det andra steget, predatorsteget, selekteras filtrerande mikrodjur som konsumerar de frisimmande bakterierna från första steget. Resultatet förväntas bli en kraftig minskning i slamproduktion i kombination med förbättrade slamseparationsegenskaper. I rapporten behandlas olika sätt att i aeroba miljöer rena avloppsvatten. Tonvikten har lagts på aktivslamprocessen och LSP, men även metoder som suspenderat bärarmaterial och membranbioreaktor tas upp. Praktiskt har arbetet utförts som en studie i pilotskala vid Mönsterås Bruk där tyngdpunkten för examensarbetet ligger på att optimera frisimmarsteget med avseende på uppehållstid och tillgång på närsalter som fosfor och kväve. Resultaten visar att frisimmarsteget optimalt drivs med en uppehållstid mellan 5 och 8 timmar. För optimal drift krävs även en närsaltsdosering av kväve på cirka 10 mg/l och fosfor på minst 0,9 mg/l En jämförelse avseende reningsresultat, slamseparationsegenskaper och slamproduktion mellan pilotanläggning och fullskala visar att utsläpp av COD kommer att minska vid införande av LSP-principen. Utsläpp av totalkväve och totalfosfor kommer däremot att öka, varvid problem med att hålla utsläppskraven för främst kväve kan uppstå. Slamseparationsegenskaperna är kraftigt förbättrade. Slamproduktionen kommer, enligt de resultat som ligger till grund för denna rapport, öka istället för att minska. Det krävs dock ytterligare studier innan några slutgiltiga svar kan ges. Vid datorsimuleringar uppvisar en anläggning som är utformad enligt LSP-principen samma slamproduktion som en konventionell aktivslamanläggning. I

English Summary Implementation of The LSP-concept in Extended Aeration Activated Sludge Treatment Plants in the Pulp and Paper Industry Key words - aerobic treatment, sludge yield, activated sludge, pulp and paper industry effluent, Low Sludge Production Introduction The Low Sludge Production (LSP) process is an aerobic treatment process based on a new principle. The wastewater is treated in two consecutive stages. The first stage, the bacterial stage, is designed and operated to favour the growth of dispersed bacteria, which consume the major part of the soluble organic matter in the effluent. The second stage, the predator stage, is an activated sludge stage designed and optimized for the growth of filter feeding microbes, which consume the bacteria from the first stage. The result is expected to be a significant decrease in production of bio sludge in combination with improved sludge settleability. This master thesis is a part of a project where Anox AB and ÅF-IPK investigates the possibilities to implement the LSP-concept in extended aeration activated sludge treatment plants in the pulp and paper industry. Theory Most pulp and paper industries in Sweden use biological treatment to remove organic matter from their effluents, thereby reducing the discharge of Biological Oxygen Demand (BOD) and Chemical Oxygen Demand (COD). Biological treatment is based on the use of micro-organisms, which convert organic matter to carbon dioxide and water. Large amounts of energy are released in the oxidation and consequently large amount of biomass can be formed. The reactions can be summed as follows: Organic matter + O 2 Æ CO 2 + H 2 O + energy Organic matter + energy Æ biomass III

Amongst the micro-organisms found in aerobic treatment plants, mainly bacteria are responsible for the conversion of soluble organic matter. Bacteria occur in three different forms of growth; dispersed (free living cells), aggregate forming (as flocs in activated sludge and as biofilm in biofilm processes) and as filamentous (as long chains of cells in a threadlike manner). Microbes, where stalked ciliates and rotifiers are the dominating groups, are mainly feeding on bacteria and are therefore an important part of the micro fauna to keep the excess bio sludge at a minimum. Nitrogen and phosphorus are essential nutrients needed in biological wastewater treatment. The phosphorus play a vital role in the energy transfer within the cells, while the function of nitrogen is to function as a component in the cell protein. The effluents from pulp and paper industry are often short in these nutrients, which can cause problems like insufficient COD reduction and poor sludge settling characteristics. The LSP-process is, as described in the introduction, a way to treat wastewater for getting a high amount of dispersed bacteria in a first stage, which can be consumed of filter feeding microbes in a second stage. It is important to keep the dispersed bacterial stage free from microbes, which is solved by having a short retention time (only a couple of hours). The second stage functions almost in the same way as an ordinary activated sludge process. The principle is based on that dispersed bacteria are easier for the microbes to consume than floc forming bacteria. This would lead to higher consumption of bacteria and in the long run a lower production of excess biological sludge. The disadvantage is that the LSP-process requires nutrient addition for the first stage to function as expected. This can lead to release of nutrients in the second stage due to the consumption of dispersed bacteria by the filter feeding microbes. The process for extended aeration is based on the same concept as ordinary activated sludge, with the difference that the process for extended aeration has considerably longer sludge age. Comparatively the normal sludge age for an extended aeration process can vary between 25 and 50 days, while an ordinary activated sludge process normally vary between 3 and 7 days. This means that the biological degradation processes can go on for a longer time, which result in a increased degradation and a decreased biological sludge production. The advantage of long sludge age is also applied in activated sludge treatment processes with suspended carriers (biofilm) and membrane bioreactors. The expectation of introduce the LSP-process in extended aeration processes is to get a wastewater treatment process that get even lower excess biological sludge than the extended aeration process in combination with improved sludge settling characteristics. IV

Pilot Study The possibilities of combining the LSP-concept with extended aeration processes within the pulp and paper industry has practically been investigated through a pilot plant situated in Mönsterås Bruk. Mönsterås Bruk is a pulp mill in the Södra concern located in the southeast of Sweden. The purpose of the pilot study is to investigate the optimal retention time in the bacterial stage and the optimal nutrient addition to get the process working satisfactory. Results Optimization of retention time and nutrient supply in the bacterial stage Pilot studies were performed with retention times at 2,7 h, 5,3 h, 8 h and 12 h. The incoming level of soluble COD has been roughly 1000-1100 mg/l during the period for pilot studies. The COD reduction as function of retention time is presented below. COD,s-reduction in the first stage 800 COD-reduction, mg/l 600 400 200 0 0 2 4 6 8 10 12 14 Retention time, h The pilot study show as expected that the COD reduction increase with increased retention time. The total outgoing concentration of COD from the entire plant was approximately the same; about 80 % reduction in all cases. The difficulty is to examine the retention time were there is no disturbing growth of filter feeding microbes. This has been investigated by microscopic estimations. These analyses shows that in the case with 12 h retention time more microbes were found than in the other cases. Responsible staff at Anox AB decided to continue the pilot studies with a retention time of 5,3 h. V

The concentrations of ammonia and phosphate in incoming wastewater are naturally about 2 mg/l for ammonia and 0,5 mg/l for phosphate. The pilot plant was operated with ammonia in excess and different addition of phosphorus in the first stage to study the effects of reduction of organic matter. 700 COD,s-reduction in the first stage COD-reduction, mg/l 600 500 400 300 200 100 0 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 Total incoming phosphorus, mg PO4-P/l This investigation reveals that the system is short in phosphorus; higher amount of incoming phosphorus results in a higher reduction of COD. To determine the optimal phosphorus addition the reduction of COD was studied in proportion to the relation between COD and phosphorus in incoming wastewater. 700 CODred in relation to the quotient (COD/P)in COD-reduction, mg/l 600 500 400 300 200 100 0 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 (COD/P)in, mg COD/mg P From this graph it is possible to see that the borderline case for satisfactorily reduction of COD occurs at a proportion below 700 mg COD/mg P. This means that a minimum addition of phosphorus is 0,9 mg/l when the incoming concentration of COD is 1000 mg/l. The bacterial stage was never completely studied in regards to optimal addition of ammonia. The maximum uptake of ammonia was around 12 mg/l, where 10 mg/l was added. VI

Comparison between full scale process and pilot plant process The pilot plant process has been compared with the full scale process at Mönsterås Bruk to evaluate the LSP-concept. This analysis shows that the pilot plant has better sludge settling characteristics and a lower concentration of COD in outgoing water. The disadvantages are that outgoing concentrations of total nitrogen and total phosphorus are higher for the pilot plant. The high concentration of nitrogen is strongly dependent of nitrate produced in the process. This problem could be solved by implementation of a denitrification stage. The sludge production in the pilot plant has during the period of the study been approximately 0,22 kg SS/kg red. COD, while corresponding sludge production in the full scale process is approximately 0,17 kg SS/kg red. COD. This means that at conversion to the LSP-concept will increase the production of biological excess sludge. Simulation The pilot plant process has been simulated in EFOR 2001. The model functions well while simulating cases related to different sludge age. The model show that a increase in sludge age from 25 days (sludge age in pilot plant) to 40 days (sludge age in full scale plant) result in a 13 % decrease in sludge production. This means that the sludge production in the pilot plant will be 0,19 kg SS/kg red. COD at 40 days to compare with 0,17 kg SS/kg red. COD in full scale process. The model didn t manage to verify the calibrated model when simulating the bacterial stage at different retention times and different supply of nutrients. Conclusions Optimal conditions for dispersed growth in the bacterial stage occur with a 5 to 8 hours retention time and nutrients addition of 10 mg/l for ammonia and minimum 0,9 mg/l for phosphorus. A conversion to the LSP-concept will result in better sludge settleability and reduction of COD but increased concentration of total nitrogen and total phosphorus in outgoing water and an increased sludge production. The computer model worked well when simulating cases related to sludge age, but not when simulating cases related to retention time and nutrient supply in the bacterial stage. VII

Förord Detta examensarbete är utfört vid Avdelningen för Vattenförsörjnings och Avloppsteknik, Lunds tekniska högskola, som en del i ett projekt mellan Anox AB, ÅF-IPK och Mönsterås Bruk. Arbetet har pågått under perioden augusti 2001 till februari 2002. Examinator, och huvudhandledare, för examensarbetet är professor Jes la Cour Jansen vid Lunds tekniska högskola, handledare på Anox AB är Thomas Welander och vid Mönsterås Bruk Ingrid Larsson. Jag vill främst tacka Jes la Cour Jansen som varit ett mycket stort stöd under hela arbetet med sitt aldrig sinande förråd av tips, idéer och konstruktiva synpunkter. Jag vill även tacka Claes Sjölin och Thomas Welander på Anox AB, för hjälp med allt från tekniska problem vid pilotanläggningen till inscanning av bilder. Jag vill tacka Ingrid Larsson, personalen på Daglab och LAS-operatörerna vid Mönsterås Bruk för all hjälp jag fått de dagar jag varit där, och för den hjälp jag fått när jag inte varit där! Till sist vill jag tacka alla vid Avdelningen för Vattenförsörjnings och Avloppsteknik, för trevligt sällskap under perioden för mitt examensarbete. Lund den 16 februari 2002 Emma Nivert IX

Innehållsförteckning Sammanfattning I English Summary Implementation of The LSP-concept in Extended Aeration Activated Sludge Treatment Plants in the Pulp and Paper Industry III Förord IX 1. Inledning 3 1.1 Bakgrund 3 1.2 Syfte 4 1.3 Metod 4 1.4 Avgränsningar 5 1.5 Upplägg 5 2. Biologisk rening av skogsindustriella avloppsvatten 7 2.1 Introduktion 7 2.2 Aktivslamanläggning 9 2.2.1 Processen 9 2.2.2 Mikrobiologi 9 2.3 Långtidsluftad aktivslamanläggning, LAS 12 2.3.1 Processen 12 2.3.2 Mikrobiologi 13 2.4 Low Sludge Production, LSP 15 2.4.1 Processen 15 2.4.2 Mikrobiologi 15 2.5 Biofilmsanläggning med suspenderat bärarmaterial 18 2.5.1 Processen 18 2.5.2 Mikrobiologi 19 2.6 Aktivslamanläggning med membranbioreaktor 20 2.6.1 Processen 20 2.6.2 Mikrobiologi 21 3. Implementering av LSP-konceptet i LAS-anläggning 23 3.1 Problemformulering 23 3.2 Befintlig LAS-anläggning vid Mönsterås Bruk 24 3.3 Pilotförsök vid Mönsterås Bruk 25 3.3.1 Pilotanläggningen 25 3.3.2 Försöksplan 26 3.3.3 Beräkningar 26 3.3.4 Analyser 27 1

Innehållsförteckning 4. Resultat 31 4.1 Frisimmarstegets funktion 31 4.1.1 Optimering av uppehållstid i frisimmarsteget 31 4.1.2 Närsaltsoptimering 37 4.2 Jämförelse mellan fullskala och pilotanläggning 44 4.2.1 Reningsresultat 44 4.2.2 Slamseparationsegenskaper 50 4.2.3 Slamproduktion 52 5. Simulering 53 5.1 Frisimmarstegets funktion 53 5.2 Närsaltsbegränsning 55 5.3 Slamproduktion 56 6. Diskussion 59 7. Slutsatser 61 8. Litteraturlista 62 Appendix A Uppehållstid i frisimmarsteget 65 Appendix B Närsalter i frisimmarsteget 66 Appendix C1 Jämförelse mellan pilot och fullskala 67 Appendix C2 Jämförelse mellan pilot och fullskala 69 Appendix C3 Jämförelse mellan pilot och fullskala 71 Appendix D Mikroskoperingsprotokoll 73 2

1. Inledning 1.1 Bakgrund Dagens debatt om utsläpp av syreförbrukande och miljöfarliga ämnen i sjöar och vattendrag har lett till att skogsindustrin under senare år fått större och större krav på förbättrad externvattenrening. Detta, ofta i samband med ambitioner om ökad produktion, har lett till att massabruken i stor utsträckning börjat överge traditionella luftade dammar, till fördel för mer effektiva reningsprocesser. Vid rening av skogsbruksvatten inriktar man sig i första hand på att avlägsna organiskt material i vattnet. Fosfor och kväve finns ofta i begränsade mängder, och måste därför ibland doseras externt för att de biologiska processerna ska fungera tillfredställande. Principen för Low Sludge Production (LSP), som är en aerob reningsmetod för avloppsvatten, utvecklades under mitten av 1990-talet i samarbete mellan Anox AB och Lunds universitet med stöd från Skogsindustrins Forskningsstiftelse. Konceptet bygger på att genom ett tvåstegsförfarande selektera fram frisimmande bakterier i ett första steg, vilka sedan kommer att konsumeras av s.k. filtrerande mikrodjur i ett andra steg. Resultatet förväntas bli en minskning av slamproduktionen och förbättrade slamegenskaper, jämfört med andra aeroba processer. Den första fullskaleanläggningen byggdes 1998 vid Norske Skog Folla CTMP. Bioslamproduktionen minskade från 0,2 till 0,02 kg SS/kg COD reducerad, d.v.s. en minskning med 90 %. Förutom minskad slamproduktion erhölls även förbättring av slammets avvattningsegenskaper (Welander et al., 2000). På Mönsterås Bruk, som är ett sulfatmassabruk inom Södra-koncernen, övergick man 1998 från att tidigare ha använt sig av luftade dammar, till externvattenrening med en långtidsluftad aktivslamprocess. Denna anläggning fungerar i dagsläget bra, men förhoppningar finns att genom en konvertering till LSP-principen sänka slamproduktionen och förbättra slamegenskaperna. Överskottslammet representerar stora kostnader i form av avvattning och slutlig hantering. Nya deponeringsavgifter, och på sikt förbud mot att deponera organiskt avfall, gör deponering till ett kostsamt och i längden ohållbart alternativ. Avvattning av bioslam till en torrhalt som är lönsam för förbränning är ofta både svårt att uppnå och dyrt att genomföra. Att minska mängden bioslam och därmed öka förhållandet 3

Inledning mellan bioslam och primärslam från försedimenteringen ökar effektiviteten vid avvattning och är därför mycket intressant ur ekonomisk synpunkt (Welander et al., 2000). 1.2 Syfte Detta examensarbete är en del i ett större projekt där Anox AB och ÅF-IPK (Ångpanneföreningen) utreder möjligheterna att implementera LSP-konceptet i långtidsluftade aktivslamanläggningar inom massaindustrin. Praktiskt utreds dessa möjligheter genom att en pilotanläggning, konfigurerad enligt LSP-konceptet, har placerats och tagits i drift vid Mönsterås Bruk Syftet med examensarbetet är att, främst utifrån de driftsdata som finns tillgängliga, studera betydelsen av uppehållstid och närsalter, såsom fosfor och kväve, i LSP-processens frisimmarsteget. Detta ska sedan, i den mån det går, försöka kopplas till den totala slamproduktionen i processen. Reningsgrad, slamegenskaper, och i viss mån slamproduktion, ska jämföras mellan pilotanläggning och fullskaleprocess. Vidare kommer kopplingen mellan eventuell närsaltsbrist och slamegenskaperna i processen studeras. Andra processalternativ kommer att utredas, för att få en ökad förståelse för olika sätt att optimera externvattenreningen inom massaindustrin. Slutligen är avsikten att pilotanläggningen ska modelleras i simuleringsprogrammet EFOR 2001, för att få en uppfattning om principen lämpar sig för datormodellering med detta program. Tanken är också att m.h.a. modellering jämföra slamproduktion vid olika processkonfigurationer och slamåldrar, för att på så sätt utvärdera LSP-principen. 1.3 Metod Examensarbetet är uppbyggt genom en litteraturstudie, pilotförsök med jämförelse till fullskaleanläggning samt datormodelleringar. Litteraturstudien har utförts främst genom artikelsökning i databasen Science Citation Index och Byggdok. De mest användbara artiklarna har funnits i temanummer om skogsindustriella avloppsvatten från Water Science & Technology. Litteraturstudien har koncentrerats till artiklar dels avseende olika biologiska metoder att rena skogsbruksvatten, dels avseende problem och teorier kopplade till närsaltsbegränsningar i systemet. Pilotförsöken är en kontinuerlig process genom hela examensarbetet. Syftet är utreda dels uppehållstidens och dels närsalternas betydelse för reningsresultatet sett till både 4

Inledning LSP-steget och totalt över anläggningen. Resultaten ska sedan jämföras med resultat från fullskaleanläggningen från samma tidsperiod. Slutligen ska pilotanläggningen, tillsammans med andra processalternativ, modelleras i simuleringsprogrammet EFOR 2001. 1.4 Avgränsningar Arbetet avgränsas till att behandla dels traditionella sätt att rena massaindustriavloppsvatten och dels sådana processer som är tekniskt genomförbara vid en eventuell ombyggnad av externvattenreningen vid Mönsterås Bruk. Därför kommer principen för luftade dammar, aktivslamanläggning, långtidsluftad aktivslamanläggning med anox selektor och Low Sludge Production att utredas. Vidare kommer studien även i viss mån innefatta biofilmsprocesser och membranbioreaktorer. Detta betyder att alla typer av anaeroba processer kommer att uteslutas, liksom olika typer av slamminimering baserade på ozonteknologiska processer eller våtoxidation. Detsamma gäller reningsmetoder som baseras på enzymteknologi. 1.5 Upplägg Rapporten börjar med en kort introduktion till biologisk rening av avloppsvatten från massaindustrin. Efter detta beskrivs olika sätt att rena avloppsvatten vid massaindustrier, där tonvikten har lagts vid nuvarande processer och möjliga alternativ till en eventuell ombyggnation av anläggningen vid Mönsterås Bruk. Varje delavsnitt är utformat så att processen i helhet beskrivs först, innan de mikrobiella processerna utreds. Efter detta utreds de förutsättningar och problemställningar som måste tas i beaktande vid implementering av LSP-konceptet i långtidsluftade aktivslamanläggningar. Pilotanläggningen och den befintliga långtidsluftade aktivslamanläggningen vid Mönsterås Bruk beskrivs kortfattat, innan frisimmarstegets funktion studeras utifrån hydraulisk uppehållstid och tillgång på närsalter som kväve och fosfor. Rapporten fortsätter med en jämförelse av reningsresultat, slamegenskaper och slamproduktion från pilotanläggning och fullskaleanläggning under perioden september till november 2001. Pilotanläggningen, tillsammans med andra möjliga processalternativ, kommer sedan att modelleras i simuleringsprogrammet EFOR 2001, innan rapporten avslutas med diskussion och slutsatser. 5

2. Biologisk rening av skogsindustriella avloppsvatten 2.1 Introduktion De flesta massaindustrier i Sverige använder sig av biologisk avloppsvattenrening för att reducera mängden organiskt material BOD (Biological Oxygen Demand) och COD (Chemical Oxygen Demand), och i vissa fall kväve och fosfor, i utgående vatten till recipienten. Biologisk vattenrening bygger på principen att mikroorganismer bryter ned organiskt material dels för att tillgodogöra sig energi, men också för att bygga upp ny cellmassa. Traditionellt sett har luftade dammar varit det gängse medlet att rena avloppsvatten från massaindustrin. Luftade dammar fungerar enligt samma biologiska förutsättningar som en aktivslamanläggning, med skillnaden att ingen slamåterföring sker. Detta medför att enorma luftningsvolymer krävs för att luftade dammar ska ge ett fullgott reningsresultat. Normalt erhålls en COD-reduktion på cirka 30 45 %, samt en mycket dålig slamavskiljning i eftersedimenteringen (Ek et al., 1994). Sedimenteringsproblemet beror på att det genererade bioslammet består till största delen av snabbväxande, frisimmande bakterier som är för små för att sedimentera av gravitationen. Resultatet blir ett finpartikulärt suspenderat material som följer med utgående vatten. Dessa anläggningar används fortfarande, men ersätts mer och mer med metoder som är effektivare både med avseende på reningsresultat såväl som utrymmesbehov. Kväve och fosfor är nödvändiga näringsämnen som behövs vid biologisk vattenrening. Essentiella spårämnen inkluderar järn, mangan, koppar, kobolt, magnesium, kalium och kalcium. Fosfor spelar en vital roll vid energiöverföringen inom cellerna, medan kvävets funktion till största delen är att fungera som byggsten i cellernas proteiner (Saunamäki, 1994). I kommunala avloppsreningsverk finns ofta kväve och fosfor i överskott, sett till det organiska material som ska reduceras i anläggningen. Vid rening av skogsbruksvatten är förutsättningarna annorlunda. Här har vattnet ofta temperaturer över 30 C och höga COD-halter i förhållande till tillgång på fosfor och kväve. Fosfor och kväve får därför ofta doseras externt för att processen ska fungera tillfredställande. Fosforn i avloppsvattnet kommer främst från veden, medan kvävet till störst delen härstammar från de kemikalier som används i massatillverkningen. Brist på fosfor och kväve i en biologisk vattenreningsprocess kan dels resultera i otillräcklig COD-reduktion, dels i att oönskade slamegenskaper uppträder (Saunamäki, 1994). Som oönskade slamegenskaper avses främst 7

Biologisk rening av skogsindustriella avloppsvatten slamsvällning som kan medföra slamflykt, vanligtvis orsakad av filamentbildande bakterier. Ytterligare en aspekt på val av reningsmetod är slamproduktionen, d.v.s. det överskottslam som måste tas ut för att hålla en jämn slamhalt i systemet. Behandling av överskottslammet innebär stora kostnader. Varken förbränning eller deponering är något ekonomiskt fördelaktigt alternativ. För att minimera kostnaderna med överskottslammet är det därför önskvärt att ha en så låg slamproduktion som möjligt, utan att reningsgrad och slamegenskaper försämras. Vid avvattning blandas bioslam, vilket generellt sett är svåravvattnat, med primärslam som på grund av det höga innehållet av fibrer är betydligt lättare att avvattna (Welander et al., 2000). En låg slamproduktion gör att andelen primärslam ökar, vilket bidrar till ett mer lättavvattnat slam. Det finns olika teorier om hur dessa frågeställningar ska lösas. Gemensamt för de som tas upp i den här rapporten är att man försöker manipulera ekosystemet på olika sätt, för att selektera fram önskade mikroorganismer och på så sätt uppnå den reningsgrad, slamproduktion och de slamegenskaper som eftersträvas. 8

Biologisk rening av skogsindustriella avloppsvatten 2.2 Aktivslamanläggning 2.2.1 Processen En aktivslamanläggning, vars mikrobiella principer beskrivs nedan, bygger på samma biologiska principer som tidigare nämnda luftade dammar, med skillnaden att i aktivslamanläggningen recirkuleras bakterierna tillbaka in i reningsanläggningen efter sedimentering. Eftersom man på så sätt får en högre koncentration av aktiva bakterier behöver inte den luftade volymen i aktivslamanläggningen vara lika stor som en luftad damm. Reningen blir ofta effektivare och kräver dessutom inte på långa vägar lika stora utrymmen som en luftad damm. Inflöde Sedimentering Aerob volym Sedimentering Utflöde Primärslam Returslam Figur 2.2.1. Principskiss över aktivslamanläggning Överskottslam 2.2.2 Mikrobiologi Aerob biologisk vattenrening bygger på att mikroorganismer oxiderar organiskt material till koldioxid och vatten. Oxidationen av löst organiskt material utförs främst av bakterier. Då C 18 H 19 O 9 N sätts som approximativ kemisk formel på organiskt material, kan oxidationen ske enligt följande två reaktioner: C 18 H 19 O 9 N + 17,5 O 2 + H + Æ 18 CO 2 + 8 H 2 O + NH 4+ (utan nitrifikation) C 18 H 19 O 9 N + 19,5 O 2 Æ 18 CO 2 + 9 H 2 O + H + + NO 3- (med nitrifikation) Stora mängder energi frigörs vid oxidationen, vilket leder till produktion av ny biomassa och värme. Förenklat kan dess processer sammanfattas genom följande reaktioner: Organiskt material + O 2 Æ CO 2 + H 2 O + energi Organiskt material + energi Æ biomassa 9

Biologisk rening av skogsindustriella avloppsvatten I en aktivslamprocess konverteras mellan 25 och 50 % av reducerad COD till biomassa (Welander et al., 2000). Utbyteskonstanten mellan producerad biomassa och reducerad mängd BOD ligger i en normalbelastad aktivslamprocess mellan 0,7 och 0,8 kg SS / kg red. BOD (Kemira Kemi AB, 1989), vilket omräknat till COD blir ungefär 0,3 till 0,4 kg SS/kg red. COD. Önskvärt är att så mycket organiskt material som möjligt oxideras till koldioxid och vatten enligt den övre reaktionen. Detta medför en minskad slamproduktion, men också en ökad syreförbrukning. Det organiska material som inte oxideras eller byggs in i biomassan kan vara av både löst och partikulär karaktär. Det kan dels konverteras till andra organiska föreningar, dels passera oförändrat genom anläggningen som inert COD. Om avloppsvattnet inte innehåller några toxiska ämnen samtidigt som det finns mer tillgängligt kväve i avloppsvattnet än vad som assimileras i cellmassan och slamåldern är tillräckligt hög för att nitrifikationsbakterier ska kunna tillväxa, kommer resterande ammoniumkväve att oxideras av autotrofa nitrifikationsbakterier via nitrit till nitrat: NH 4 + + 1,5 O 2 Æ NO 2 - + 2 H + + H 2 O NO 2 - + 0,5 O 2 Æ NO 3 - Summa: NH 4 + + 2 O 2 Æ NO 3 - + 2 H + + H 2 O För att tillföra syre till mikroorganismerna blåses kontinuerligt stora mängder luft in i systemet. Alternativt kan vattnet syresättas med ytluftare, där vattnet finfördelas genom att kastas upp i luften, varvid små luftbubblor drivs in i vattnet. Aktivslamprocessen bygger på att bioslammet får sedimentera och den största delen av det förtjockade slammet leds tillbaka in i processen. Detta betyder att flockbildande bakterier kommer att selekteras till förmån för frisimmande bakterier, vilka kommer att sköljas ut ur systemet via det renade vattnet. Beroende på slamålder och karaktären på avloppsvattnet kommer också olika grupper av mikrodjur att selekteras fram i slammet. Vid kort slamålder består mikrofaunan till största delen av flagellater och vissa sorters ciliater (klockdjur). Vid längre slamålder utvecklas andra sorters av mikrodjur som t.ex. toffeldjur, rotatorier (hjuldjur) och nematoder. Mikrodjuren äter bakterier, varför en rik mikrofauna minskar andelen frisimmande bakterier då dessa lättast konsumeras. Detta medför att bakterier i en aktivslamprocess kommer, vid optimal drift, att tillväxa sammanslutna i flockar. Eftersom den exponerade ytan på så sätt minskas skyddas de mer effektivt mot att bli konsumerade av mikrodjuren. Samtidigt blir, p.g.a. mikrodjurens verksamhet, utgående vatten klart och fint. 10

Biologisk rening av skogsindustriella avloppsvatten Aktivslamflockar bildas av två olika typiska komponenter: en biologisk komponent bestående av olika typer av heterotrofa bakterier och vissa mikrodjur, och en ickebiologisk komponent bestående av organiska och oorganiska partiklar. Det är stor spännvidd på partikelstorleken i aktivslam varierande mellan 0,5 5 mm för enskilda bakterier upp till aggregat större än 1 mm (Jenkins et al., 1993). Det finns flera typer av separationsproblem som kan uppstå i en aktivslamprocess. Dessa problem kan orsakas av exempelvis tillväxt av frisimmande bakterier, mikroflockar och filamentbildande bakterier, eller då bakterierna växer i exocellulärt slem eller bildar skum. Vid tillväxt av frisimmande bakterier är problemet att bakterierna inte bildar flockar, varvid det slam som bildas inte kan sedimentera. Utgående vatten blir då grumligt av bakterierna och det organiska material som är bundet i bakterierna medför en ökad syreförbrukning i recipienten. Bildandet av mikroflockar, d.v.s. små, svaga och kompakta flockar, kan anses vara något bättre än frisimmande bakterier. Dock är svårigheterna vid sedimentering fortfarande stora. Uppkomsten av filamentbildande bakterier tros bero på att dessa sorters bakterier, under vissa processförhållanden av närsaltsbrist och låg tillgång på syre, selekteras fram till nackdel för andra tillväxtformer. Filamentbildande bakterier har två stora fördelar i begränsade miljöer; dels placeringen utanför flockarna och dels storleken på filamenten, vilket gör att filamentbildande bakterier har en betydligt större yta som kommer i kontakt med avloppsvattnet. Dessa egenskaper gör att de lättare tar upp näringsämnen och syre, och de klarar därför av förhållanden där tillgång på syre och näringsämnen är begränsad. De filamentbildande bakterierna gör att bioslammet tillväxer i nätverk där vatten binds. Att få detta nätverk att sedimentera är mycket svårt. 11

Biologisk rening av skogsindustriella avloppsvatten 2.3 Långtidsluftad aktivslamanläggning, LAS 2.3.1 Processen Konceptet för långtidsluftade aktivslamanläggningar utvecklades då man ville finna en metod att implementera aktivslamprincipen i befintliga luftade dammar inom massaindustrin. Anläggningarna är ofta utrustade med en anoxa selektor, vilken främst är till för att reducera klorat vid framställning av klorblekt pappersmassa. Avloppsvattenrening med anox selektor är också något som används för att undvika problem med filamentbildande bakterier. Processkonfigurationen för LAS visas nedan medan den anoxa selektorns mikrobiella princip förklaras i 2.3.2. N, P Inflöde Sedimentering Anox selektor Aerob volym Sedimentering Utflöde Primärslam Returslam Överskottslam Figur 2.3.1. Principskiss över långtidsluftad aktivslamanläggning med anox selektor Skillnaden mellan en vanlig aktivslamprocess och en långtidsluftare är att bakterierna hålls kvar längre i systemet i långtidsluftaren, d.v.s. man driver processen vid en betydligt högre slamålder. Jämförelsevis kan normal slamålder i en långtidsluftare ligga mellan 25 och 50 dygn, medan den i en normalbelastad aktivslamanläggning ligger mellan 3 och 7 dygn. Detta betyder att den biologiska nedbrytningen kan fortgå under en längre tidsperiod med ökad nedbrytning och lägre slamproduktion som följd. Konsekvenserna av den långa slamåldern blir också att systemet blir mindre känsligt för störningar. Hydrauliska uppehållstiden i en LAS är vanligen cirka 36 timmar, vilket kan jämföras med uppehållstiden för luftade dammar på mellan 4 och 10 dygn (Sivard, 2001) och cirka 3 timmar för en normalbelastad konventionell aktivslamanläggning (Kemira Kemi AB, 1989). Normalt hålls en lägre slamkoncentration i selektorn än i luftade zonen. Selektorvolymen upptar vanligtvis 10-20 % av den totala omblandade volymen. Då returslammet leds tillbaka delas strömmarna mellan aeroba zonen och selektorn, där den luftade zonen vanligtvis erhåller den största delen av slammet. 12

Biologisk rening av skogsindustriella avloppsvatten 2.3.2 Mikrobiologi I många fall har filamentbildande bakterier behandlats genom tillsats av toxiska ämnen, som t.ex. klor och väteperoxid. De toxiska ämnena är till största delen verksamma på de filamentbildande bakterierna, beroende på placeringen utanför slamflockarna och den större exponerade ytan. Eftersom den här metoden endast löser problemet då det redan uppkommit, kommer slamegenskaperna försämras om tillsatsen av kemikalierna upphör. Ett alternativ till att behandla de dåliga slamegenskaperna med kemikalier, är att försöka förhindra uppkomsten av filamentbildande bakterier genom kinetisk eller metabolisk selektion (Andreasen et al., 1999). Tillväxten av filamentbildande bakterier kan kontrolleras dels genom att förutsättningarna för flockbildande bakterier förbättras, vilket medför att de filamentbildande bakterierna konkurreras ut, och dels genom att direkt påverka tillväxten av filamentbildande bakterier genom att ändra syreförhållandena i processen. Det första alternativet är det som normalt kallas för kinetisk selektion, medan det andra alternativet kallas för metabolisk selektion där man utnyttjar att filamentbildande bakterier inte är aktiva under anaeroba och anoxa förhållanden. Kinetisk selektion Vid kinetisk selektion utnyttjas att filamentbildande och flockbildande bakterier har olika maximal tillväxthastighet, beroende på substratkoncentration. Filamentbildande bakterier har en fördel vid låga substratkoncentrationer och flockbildande bakterier vid höga. Vid högre substratkoncentrationer är de flockbildande bakterierna kapabla att omsätta det lättnedbrytbara materialet fortare än de filamentbildande, vilka på så sätt kommer att konkurreras ut. Processtekniskt kan detta lösas genom att först ha ett högbelastat steg, följt av ett lågbelastat. I det första steget kommer den största delen av det lättnedbrytbara materialet brytas ned av flockbildande bakterier med hög tillväxthastighet, och filamentbildande bakterier kommer att konkurreras ut. I det andra steget kommer den största delen av det lättnedbrytbara materialet att vara förbrukat, varför filamentbildande bakterier inte kommer att selekteras här heller. Metabolisk selektion Eftersom den maximala tillväxthastigheten för några sorter av filamentbildande bakterier kan vara nära den maximala tillväxthastigheten för flockbildande bakterier kan det vara svårt att styra tillväxten av filamentbildande bakterier genom kinetisk selektion. Det kan också vara svårt att styra processen kinetiskt beroende på variationer i flöde och sammansättning av näringsämnen och organiskt material. Då finns möjligheten att kontrollera tillväxten av filamentbildande bakterier genom 13

Biologisk rening av skogsindustriella avloppsvatten metabolisk selektion, d.v.s. genom att ändra processförhållandena från aeroba till anoxa förhållanden. Detta processalternativ leder till att mikroorganismer som metaboliskt kan fungera under dessa förhållanden kommer att selekteras. De flesta filamentbildande bakterier har inte förmågan att denitrifiera, d.v.s. använda nitrat som slutlig elekronacceptor, vilket medför att de inte kommer att kunna konkurrera med flockbildande bakterier i anox miljö. Effektiviteten för en anox selektor är därför beroende av att det finns tillräckligt mycket nitrat tillgängligt för denitrifikation. Vid tillämpning inom avloppsvattenrening inom massaindustrin är det därför ofta nödvändigt att tillsätta kväve för att kunna få en fungerande anox selektor. 14

Biologisk rening av skogsindustriella avloppsvatten 2.4 Low Sludge Production, LSP 2.4.1 Processen Konceptet bygger på ett tvåstegsförfarande där, i det första steget, frisimmande bakterier används, i en kemostat, till att bryta ned merparten av det lösta organiska materialet. I det andra steget, som är konstruerat som ett aktivslamsteg, konsumeras de frisimmande bakterierna av s.k. filtrerande mikrodjur. Det förväntade resultatet är en kraftig minskning av bioslamproduktionen jämfört med konventionella biologiska reningsprocesser. N, P Inflöde Sedimentering Frisimmar steg Aerob volym Sedimentering Utflöde Primärslam Returslam Överskottslam Figur 2.4.1. Principskiss över aktivslamprocess med frisimmarsteg 2.4.2 Mikrobiologi De filtrerande mikrodjuren, där tjälkade ciliater och rotatorier är de viktigaste mikrobiologiska grupperna, är specialiserade på att äta frisimmande bakterier. Genom synkroniserade flimmerhårsrörelser skapar djuren vattenströmmar in i munöppningen, och konsumerar på så sätt de frisimmande bakterierna. En ciliat kan förtära så mycket som 20 000 bakterier per dygn (Welander, 2000) och pumpar mellan 10 000 och 100 000 gånger sin egen volym per timme! Det är genom dessa mikrodjur som halten frisimmande bakterier i konventionella anläggningar hålls låg, vilket resulterar i ett klart utgående vatten. För att skydda sig mot de filtrerande mikrodjuren sker istället bakterietillväxten i aggregerad form, s.k. flockar. Det är genom att mikrodjuren konsumerar bakterier som slamproduktionen kan minskas, men genom att bakterierna tillväxer i flockar hämmas denna effekt. 15

Biologisk rening av skogsindustriella avloppsvatten Bild 2.4.1. Ciliater i aktivslamsteget i LSP-process Bild 2.4.2. Rotatore i aktivslamsteget i LSP-process 16

Biologisk rening av skogsindustriella avloppsvatten LSP-konceptet bygger på att i ett första steg missgynna tillväxten av mikrodjur genom att hålla en kort hydraulisk uppehållstid, endast några timmar. På detta sätt kommer frisimmande bakterier kunna konkurrera ut flockbildare, och merparten av det lättnedbrytbara organiska materialet kommer att utnyttjas av de frisimmande bakterierna. I ett nästa steg, som kan utformas som ett aktivslamsteg, ska sedan koncentrationen av filtrerande mikrodjur hållas hög för att få en hög konsumtion av de frisimmande bakterierna och på så sätt en lägre slamproduktion. Nackdelen är dock att om frisimmarsteget ska fungera tillfredställande i en LSP-process vid massaindustrin krävs dosering av fosfor och kväve. Då bakterierna i det efterföljande aktivslamsteget konsumeras av de filtrerande mikrodjuren kan näringsämnen frigöras och medföra ökade halter av löst kväve och fosfor ut ur anläggningen (Welander, 2000). 17

Biologisk rening av skogsindustriella avloppsvatten 2.5 Biofilmsanläggning med suspenderat bärarmaterial 2.5.1 Processen Metoden bakom en biofilmsanläggning med suspenderat bärarmaterial utvecklades av norska Kaldnes Miljöteknologi AS under mitten av 80-talet. Idén var att utarbeta en process där de bästa egenskaperna från aktivslamprocessen och biofilmsanläggningar tas tillvara. Principen går ut på att låta ett tunt lager av biomassa, d.v.s. biofilm, tillväxa på ett fritt svävande bärarmaterial. Inflöde Sedimentering Aerob volym med bärarmaterial Sedimentering Utflöde Primärslam Figur 2.5.1. Principskiss över biofilmsanläggning med suspenderat bärarmaterial Överskottslam Kaldnesbärarna är gjorda i polyeten och har en storlek på ca 7 10 mm. Densiteten ligger strax under densiteten för vatten; 0,92 0,96 g/cm 3, vilket gör att det enkelt att hålla materialet i suspension. Bärarna är utformade som korsade ihåliga cylindrar med fenor på utsidan, så att största möjliga skyddade yta för bakterietillväxt uppnås. Normalt fylls reaktorn upp till 67 % av volymen med bärarmaterial. Detta motsvarar en total specifik bäraryta på cirka 500 m 2 /m 3 och en effektiv inneryta på 333 m 2 /m 3 (Dalentoft et al., 1997). Det finns flera fördelar med suspenderat bärarmaterial jämfört med en konventionell aktivslamanläggning (Dalentoft et al., 1997): q Det är möjligt att driva anläggningen vid betydligt högre belastning. Typiska belastningar ligger runt 25 kg COD/m 3 d jämfört med ca 1 kg COD/m 3 d för en långtidsluftad aktivslamanläggning. q Eftersom den aktiva biomassan växer på ett bärarmaterial är processen inte lika känslig för hydrauliska variationer, variationer i belastning eller andra störningar. q Det behövs ingen återföring av biomassa. All biomassa som lämnar systemet tas ut som överskottslam. q Processen är tolerant mot fibrer i inkommande vatten. 18

Biologisk rening av skogsindustriella avloppsvatten 2.5.2 Mikrobiologi Mikrobiellt sett är det samma processer som styr reningen i en biofilmsanläggning med suspenderat bärarmaterial som i tidigare behandlade aktivslamanläggning. Skillnaden i en biofilmsanläggning är att den aktiva biomassan växer på ett bärarmaterial istället för att vara fri i vattenvolymen. Föroreningarna i avloppsvattnet bryts ned genom att diffundera in i biofilmen där nedbrytningen sker. Det är alltså diffusionen av näringsämnen och syre genom biofilmen som styr nedbrytningshastigheten. För att oxidationen ska fungera tillfredställande krävs en betydligt högre syrekoncentration i vattnet vid biofilmsprocesser jämfört med en konventionell aktivslamanläggning. Genom att biomassan får tillväxa på ett bärarmaterial kan slamåldern i biofilmen hållas hög, vilket bidrar till en effektivare rening och en lägre slamproduktion. Nackdelen med att driva en reningsanläggning som en biofilmsprocess är att slammet kan kräva stabilisering och rötning, vilket innebär ökade kostnader vid slambehandling. 19

Biologisk rening av skogsindustriella avloppsvatten 2.6 Aktivslamanläggning med membranbioreaktor 2.6.1 Processen En process med membranbioreaktor bygger på samma princip som en konventionell aktivslamprocess, med skillnaden att bioslammet avskiljs genom ett membran istället för vanlig sedimentering. Inflöde Sedimentering Aerob volym med membranseparering Permeat, Utflöde Primärslam Retentat, Överskottslam Figur 2.6.1. Principskiss över aktivslamanläggning med membranseparering Inom membranteknik används mikrofiltrering som separerar stora partiklar i bakteriestorlek (> 1 mm), ultrafiltrering som separerar pariklar i molekylstorlek, nanofiltrering som separerar partiklar i jonstorlek samt omvänd osmos som separerar joner (Hanner, 2001). Det är transmembrantrycket, d.v.s. tryckskillnaden mellan membranets båda sidor som är den drivande kraften. Den mängd permeat som kan filtreras genom membranet per tids- och ytenhet kallas flux. Vid tillämpning av membranteknik inom avloppsvattenrening är mikrofiltrering lämplig och man kan här driva anläggningen vid flux mellan 20 till 50 l/m 2 h (Hanner, 2001). Inom avloppsvattenrening används ofta hålfibermembran som dränks i aktivslambassängen varvid permeatet sugs ut. Fördelarna med en aktivslamanläggning med membranbioreaktor är att man får en kompakt design och kan på så sätt spara utrymme. Detta är möjligt på grund av att man kan driva anläggningen med en betydligt högre slamhalt; 12-15 g/l är normalt för ett vanligt membran och cirka 25 g/l för hålfibermembran (Hanner, 2001). Samtidigt som anläggningen drivs vid denna höga slamhalt kan ett partikelfritt utgående vatten erhållas. En av nackdelarna är att tekniken fortfarande är förhållandevis dyr. Problem kan uppstå med att det bildas beläggning på membranytan så att genomträngligheten minskar. En anläggning med membranbioreaktor bör också drivas med utjämnade flöden för att få konstant belastning på reaktorerna. 20

Biologisk rening av skogsindustriella avloppsvatten 2.6.2 Mikrobiologi Det är samma mikrobiella processer som styr reningen i en aktivslamanläggning med membranbioreaktor som i en konventionell aktivslamanläggning. Skillnaden är, som nämnts tidigare, att man i en membranbioreaktor kan ha en avsevärt högre slamhalt varvid man kan erhålla en effektivare biologisk rening samtidigt som man driver anläggningen vid en högre volumetrisk belastning. 21

3. Implementering av LSP-konceptet i LAS-anläggning 3.1 Problemformulering Vid en konvertering av långtidsluftad aktivslamanläggning med anox selektor till en anläggning baserad på LSP-principen krävs vissa ombyggnationer. Den anoxa selektorn kommer att anpassas till frisimmarstegsfunktionen, varför en omfördelning av luftarna i LAS-anläggningen måste göras (Welander, 2000). Eftersom en stor del av den organiska nedbrytningen sker i frisimmarsteget krävs stora syremängder här. Om frisimmarsteget görs litet kommer luftningsintensiteten bli hög samtidigt som luftningen i det efterföljande, mycket stora, steget blir så låg att det kan uppstå omblandningsproblem. För att minimera denna risk är det önskvärt att göra frisimmarsteget så stort som möjligt. Det måste därför kartläggas hur uppehållstiden påverkar den mikrobiella tillväxten i frisimmarsteget, d.v.s. vilken maximal uppehållstid som kan tillåtas utan tillväxt av filtrerande mikrodjur. Kraven på närsalter ut från LAS-anläggningen är mycket hårda. Här finns ett problem med LSP-konceptet då man måste dosera närsalter för att frisimmarsteget ska fungera optimalt. När sedan bakterierna i det följande aktivslamsteget konsumeras kan närsalter, i form av ammonium och fosfat, frigöras och medföra ökade halter i utgående vatten. För att kunna lösa detta problem måste möjligheterna att anpassa de frisimmande bakterierna till lägre närsaltsnivåer studeras. Ett alternativ kan vara att recirkulera utgående vatten tillbaka till LSP-steget, och på så sätt utnyttja de närsalter som frigörs. Problemet med detta är att den hydrauliska belastningen på sedimenteringen då kommer att öka. Därför är det viktigt att slamseparationsegenskaperna studeras. I LAS-anläggningar kan problem uppstå med finsuspenderat material i utgående vatten, dels på grund av att nedbrytningen går så långt att flockarna kan börja falla sönder, dels på grund av frisimmande bakterier som inte sedimenterar. Vid drift enligt LSP-principen skulle detta problem teoretiskt kunna elimineras då frisimmande bakterier konsumeras av filtrerande mikrodjur. Detta skulle kunna ge förutsättningar för goda sedimenteringsegenskaper. Det är därför viktigt att optimera processutformning och drift för att säkerställa tillfredställande sedimentering. Pilotförsöken har utförts vid Södra Cell AB Mönsterås Bruk i en skala på cirka 5 m 3. Processen har drivits med en total belastning motsvarande den i fullskaleanläggningen. 23

Implementering av LSP-konceptet i LAS-anläggning 3.2 Befintlig LAS-anläggning vid Mönsterås Bruk Den biologiska externvattenreningen vid Mönsterås Bruk byggdes 1998 om från luftad damm till långtidsluftad aktivslamanläggning, LAS. En del av tidigare eftersedimentering har avdelats och förstorats genom utgrävning för att användas som anox selektor. P Inflöde Sedimentering 3 st Anox selektor Aerob volym Sedimentering MS Sedimentering ES Utflöde Primärslam Returslam Överskottslam Figur 3.2.1. Principskiss över LAS-anläggning med anox selektor vid Mönsterås Bruk Överskottslam Processdata för anläggningen under perioden sep-nov 2001: Inkommande flöde, Q in ª 76 000 m 3 /d Dosering 85% H 3 PO 4, P-dos ª 57 l/d fi 0,34 mg PO 4 -P/l Syrehalt i LAS-steg, C O2 ª 0,2 3 mg/l Temperatur in till LAS, T in ª 36 C Temperatur ut från LAS, T ut ª 25 C Volym i anox selektor, V anox = 40 000 m 3 Volym i luftad zon, V aerob = 160 000 m 3 Hydraulisk uppehållstid i anox selektor, HRT anox ª 13 h Hydraulisk uppehållstid i luftad zon, HRT aerob ª 2,1 d Slamhalt i luftad zon, SS aerob ª 3200 mg/l Æ SÅ ª 40 d Sedimenteringsyta MS, A sed. = 2827 m 2 Ytbelastning MS, v ª 1,06 m/h Ytslambelastning MS, v slam ª 3,5 kg SS/m 2 h Utsläppskrav 2001: Totalfosfor: Totalkväve: Suspenderat material: P tot = 0,03 kgptm* fi 64 kg/d ª 0,8 mg/l N tot = 0,3 kgptm fi 640 kg/d ª 8 mg/l SS = 2500 kg/d ª 30 mg/l Kraven baseras på en maximal tillåten produktionen av 750 000 ton pappersmassa per år. * kgptm = kilogram per ton massa 24

Implementering av LSP-konceptet i LAS-anläggning 3.3 Pilotförsök vid Mönsterås Bruk 3.3.1 Pilotanläggningen Vatten pumpas, från inloppet till anoxa selektorn i den befintliga LAS-anläggningen, in till pilotanläggningen via en bräddningstunna med kort uppehållstid. Kväve, i form av ammoniumklorid, och fosfor, i form av fosforsyra, doseras m.h.a. membranpumpar till LSP-steget. Vattnet rinner med självfall genom LSP-steget, aktivslamsteget och sedimenteringen, varifrån returslam pumpas med konstant flöde tillbaka till aktivslamsteget Försöksuppställning för pilotförsök med LSP-processen vid Mönsterås Bruk NH4-N PO4-P Från Försed LT M M Ut Brädd Överskottsslam M M Fläkt Pumpkärl LSP-reaktor Aktivslamreaktor Sedimentering Figur 3.3.1. Försöksuppställning för pilotförsök med LSP-processen vid Mönsterås Bruk Processdata för pilotanläggning vid standardinställning: Inkommande flöde, Q in = 85 l/h Returslamflöde, Q r = 92 l/h Syrehalt i LSP-steg och AS-steg, C O2 ª 5 mg/l Temperatur i LSP-steg, T LSP ª 33 C Temperatur i AS-steg, T AS ª 20 C Volym i LSP-steg, V LSP = 450 l Volym i AS-steg, V AS = 3100 l Hydraulisk uppehållstid i LSP, HRT LSP = 5,3 h Hydraulisk uppehållstid i AS, HRT AS = 36 h Slamålder i AS, SÅ ª 25 d* 25