Biologisk slamhydrolys vid Ekeby reningsverk för framtagning av intern kolkälla.

Biologisk slamhydrolys vid Ekeby

reningsverk för framtagning av intern

kolkälla

Biological sludge hydrolysis at Ekeby Wastewater Treatment Plant for production

of internal carbon source

Amanda Akdogan

Fakulteten för Hälsa-, Natur- och Teknikvetenskap Civilingenjörsprogrammet i energi- och miljöteknik Examensarbete 30hp

Handledare: Karin Granström Examinator: Roger Renström 2020-06-14

Sammanfattning

Kraven på effektiv rening av avloppsvatten från kommunala reningsverk har skärpts, eftersom utsläpp av kväve i sjöar och hav leder till övergödning. Det nya lagkravet på kvävehalten i utgående vatten kommer att innebära omställningar för de reningsverk som släpper ut högre halter än 10 mg/l. Ekeby reningsverk i Eskilstuna är ett av de verken som behöver ställa om.

Kväverening sker i det biologiska reningssteget på reningsverken, i en så kallad aktivslam process. Där nitrat reagerar med lättnedbrytbara organiska föreningar och bildar kvävgas. Vid brist på lättnedbrytbara organiska föreningar behöver kolkälla tillsättas, vanligen köps denna extern och består av exempelvis av metanol. Kolkällan kan också produceras internet på verket, exempelvis genom hydrolys av slam.

Målet för detta examenserabete var att på grundval av litteraturstudier föreslå vilken hydrolysmetod som är lämpligast vid Ekebys reningsverk. Experimentellt ta reda på om primärslam, externslam eller överskottsslam är lämpligast som substrat för en hydrolys i syfte att skapa en intern kolkälla. Samt beräkna hur stor andel av verkets kolbehov det utvalda slammet kan uppfylla.

Experimenten handlade om att hydrolysera slammen och analysera dem med avseende på organiskt material (COD), lättflyktiga fettsyror (VFA), fosfat, ammonium och pH. Sedan undersöktes effektiviteten av kolkällan vid rening av nitrat.

Sammanställningen av litteraturstudien resulterade i valet av en biologisk hydrolys under anaeroba förhållanden. För denna typ av hydrolys var primärslam det slam som, efter en fem dygns hydrolys under omrörning, gav högst halt löst COD. Reningsverket visade sig efter överslagsberäkningar att det finns ett behov av kolkälla. Med de beräkningarna som gjordes kunde inte hydrolys av primärslam förse behovet. Skulle metoden implementeras, i kombination med exempelvis externkolkälla så skulle ändå biogasproduktion bli lidande. Slutsatsen blir att Ekeby reningsverk behöver se över andra metoder för reduktion av kväve.

Abstract

Requirements for efficient wastewater treatment from municipal wastewater treatment plants have been tightened, as emissions of nitrogen into lakes and seas lead to eutrophication. The new legislative requirement for the nitrogen content in the outgoing water will require readjustments for the WWTP that emit higher content than 10 mg/l. Ekeby’s WWTP in Eskilstuna are one of the treatment plants that needs readjustments.

Nitrogen removal takes place in the biological purification stage, in a so-called active sludge process, where nitrate reacts with easily degradable organic compounds and thereafter form nitrogen gas. In the absence of easily degradable organic compounds, a carbon source needs to be added. This source is usually external and consists, for example, methanol. The carbon source can also be internal, which can be produced through, for example, hydrolysis of sludge. The aim of this thesis was to suggest, on the basis of the literature studies, which method of hydrolysis is the most applicable at Ekeby's wastewater treatment plant. It was also to experimentally find out if primary sludge, external sludge or excess sludge is most convenient as a substrate for a hydrolysis in order to create an internal carbon source. Furthermore, the aim of this thesis was to calculate how much of the plant's carbon demand the selected sludge can fulfill.

The experiments were about hydrolyzing the sludge and analyzing them for organic matter (COD), volatile fatty acids (VFA), phosphate, ammonium and pH. Then the efficiency of the carbon source was investigated in the purification of nitrate. The compilation of the literature study resulted in the choice of a biological hydrolysis under anaerobic conditions. For this type of hydrolysis, primary sludge was the one that, after a five-day hydrolysis of stirring, gave the highest content of dissolved COD. After a rough estimate, the wastewater plant was found to have a need for carbon source. With the calculations made, hydrolysis of primary sludge could not fulfill the need. If the method would be implemented in a combination with, for example, external carbon source, the biogas production would still suffer. The conclusion is that the wastewater plants in Ekeby needs to look for other methods for reduction of nitrogen.

Förord

Denna rapport är resultatet av ett examensarbete på 30 hp som är det avslutande momentet på Civilingenjörsutbildningen i Energi & Miljöteknik på Karlstads Universitet. Examensarbetet har utförts under perioden januari-juni 2020. Detta examensarbete har redovisats muntligt för en i ämnet insatt publik. Arbetet har därefter diskuterats vid ett särskilt seminarium. Författaren av detta arbete har vid seminariet deltagit aktivt som opponent till ett annat examensarbete.

Jag skulle vilja tacka alla hjälpsamma och trevliga människor som jag har kommit i kontakt med under den här perioden från Ekeby reningsverk samt övriga inom Eskilstuna Strängnäs Energi & Miljö.

Samt ett extra stort tack till Karin Granström på Karlstad Universitet för handledning och många goda råd, till Erika Ledung och Ulrika Bruylandt för ett stort engagemang, kunskap, och även för hjälp med datainsamling och svar på många frågor.

Amanda Akdogan juni 2020

Innehållsförteckning

3.3.2 Verkets behov av kolkälla ... 18

4. Resultat ... 20

4.1. Utvärdering av hydrolysmetod utifrån litteraturstudie ... 20

4.2. Resultat och utvärdering av slam utifrån experimentella undersökningar ... 22

4.4 Verkets behov av kolkälla ... 27

4.4.1 Tillsättning av kolkälla ... 28 4.4.2 Behov av kolkälla ... 28 5. Diskussion ... 33 5.1 Hydrolysmetoder ... 33 5.2 Utvärdering av slam ... 33 5.3 Hydrolysomgångar ... 34 5.4 Behov ... 35 5.5 Förslag på framtida försök ... 36 6. Slutsats ... 38 Referenser ... 39 Bilaga 1 ... 43 Bilaga 2 ... 44

Begrepp och förkortningar

Aerob En process eller organism som behöver tillgång till syre för sin fortlevnad.

Anaerob En process eller organism som behöver avsaknad av syre för sin fortlevnad.

Antropogen Effekt som beror av mänsklig påverkan.

BOD Biochemical Oxygen Demand, ett mått på mängden biologiskt nedbrytbart material som finns i vatten. BOD visar mängden syrgas som mikroorganismer förbrukar då de livnär sig på organiskt material i vattnet.

COD Chemical Oxygen Demand, ett mått på mängden biologiskt nedbrytbart material som finns i vatten. COD visar mängden syrgas som krävs för fullständig kemisk nedbrytning av organiskt material i vattnet

Denitrifikation Omvandling (reduktion) av nitrat till kvävgas, sker endast vid anaeroba förhållanden i närvaro av en kol- och energikälla.

ERV Ekeby reningsverk.

ESEM Eskilstuna Strängnäs Energi & Miljö Eutrofiering Övergödning

Fosfor Här avses totalfosfor (tot-P). Omfattar både den oorganiska och organiska delen. Genomsnittlig halt i mg per liter.

Kväve Här avses totalkväve (tot-N). Omfattar både den oorganiska och organiska delen. Genomsnittlig halt i mg per liter.

Nitrifikation Oxidation av ammonium till nitrat i aerob (syrerik) miljö.

TH Termiskhydrolys

TS Torrsubstans

VFA Volatile Fatty Acids, lättflyktiga fettsyror.

VS Volatile Solids, glödningsförlust, organiska andel av TS som förbränns vid en temperatur av 550℃.

1

1. Inledning

1.1 Bakgrund

Tillväxt av befolkning i städer, urbanisering och utsläpp av näringsämnen i hushållens avlopp har lett till ökad belastning för Sveriges reningsverk. Reningsverken har till uppgift att kunna tillhandhålla tillräckligt med vatten och sanitet på ett energieffektivt sätt för att skydda människors hälsa och miljö. Sveriges samtliga hushåll i stadsområden är anslutna till kommunala reningsverk. (Naturvårdsverket, 2018) Kväve förekommer inom jordbruk, främst inom livsmedelproduktion. Den stigande folkmängden och höjningen av mänsklig aktivitet har lett till ökade utsläpp av näringsämnet (Yan et al., 2018).

Utsläpp av kväve i sjöar och hav leder till eutrofiering, även kallat övergödning. Övergödning kan ge algblomning som därefter leder till syrebrist efter nedbrytning av alger. När all syre är förbrukad produceras giftigt svavelväte och därefter kan svavelvätet ta död på sjö- och havsbottnar. Varje år släpps det ut cirka 1000 ton kväve i Östersjön, störst andel av kväveutsläppen kommer från jordbruken, men även Sveriges reningsverk och industrier bidrar till utsläppen (WWF 2020).

De nya kraven för utgående avloppsvatten till recipienten uppkom på grund av de negativa miljöeffekterna som utgående vatten från verket medförde. Kraven för tillåten halt kväve i utgående vatten skall anpassas efter det berörda utsläppsområdet. Men även en storskalig analys bör vidtas vid kväverening. En viss tillåten halt av kväve till recipienten kan vara för hög halt ut till det regionala vattnet och medföra negativa konsekvenser i det regionala havsområdet och tvärtom (Brandt, 2000).

Avloppsreningsverkens reningskrav regleras utifrån miljötillstånd som grundar sig i miljöbalken och naturvårdsverkets föreskrifter om rening av avloppsvatten från reningsverk i tätorterna (SCB, 2018). Från och med år 2022 skall reningsverken klara av att uppfylla de nya kraven för utsläpp av totalkväve i utgående renat avloppsvatten. Det nya gränsvärdet verken behöver anpassa sig till är ett årsmedelvärde på 10 mg/l samt att mängden totalkväve inte får överskrida 200 ton per kalenderår. Idag är kravet 15 mg/l för totalkvävet i utsläppsvattnet (Länsstyrelsen, 2017).

Metodutvecklingar kommer att behöva ske i processen för att kunna leva upp till miljökraven. När sådana tekniska förändringar implementeras i processen på reningsverk kan också förändringar för reningsverkets utsläpps samt förändringar av avloppsvattnets egenskaper inträffa (Tchobanoglous et.al. 2003).

Kväveavskiljning i avloppsvatten sker vanligen i det biologiska reningssteget på verken, i en aktivslamprocess. Via nitrifikation och denitrifikation utnyttjas en del av kvävets kretslopp där målet är att reducera kvävet från avloppsvattnet. Vid brist på lättnedbrytbara organiska föreningar i avloppsvatten minskas kvävereduktion vilket medför att en extra kol- och energikälla då behöver tillsättas för att uppnå ökad kväveavskiljning. Vanliga externa kolkällor är metanol och etanol (Carlsson och Hallin 2003).

2

1.2 Syfte

Detta examensarbete syftar till att hjälpa Ekebys reningsverk att uppfylla det nya gränsvärdet för kväveutsläpp i utegåendevatten från verket. Med hjälp av biologisk kväverening som drivs av internkolkälla. Där den interna kolkällan har producerats utifrån befintligt slam från verket. Arbetet kan även vara till hjälp för andra reningsverk som står inför liknande utmaningar.

1.3 Mål

• Föreslå på grundval av litteraturstudier vilken hydrolysmetod som är lämpligast vid Ekebys reningsverk.

• Experimentellt ta reda på om primärslam, externslam eller överskottsslam är lämpligast som substrat för en hydrolys i syfte att skapa en kolkälla.

• Beräkna hur stor andel av verkets kolbehov det utvalda slammet kan uppfylla.

1.4 Avgränsning

Studien kommer inte att analysera om verket verkligen kommer att uppfylla kravet på gränsvärdet det vill säga, få ner halten kväve till 10 mg/l i utgående vatten från reningsverket.

3

2 Förstudie

I detta kapitel presenteras en förstudie innehållande en allmän beskrivning av reningsverk följt av mer detaljerad, processbeskrivning av Ekeby reningsverk och dess slammer. En beskrivning av processen biologisk kväveavskiljning med kolkälla, en förklaring av hydrolys och viktiga hydrolysmetoder.

2.1 Reningsverk

Svenska reningsverk skiljer sig åt vad gäller processkonfiguration och driftförhållanden. Hopsättningen av näringsämnen i avloppsvattnet beror av människans livsstil, årstid och placering i landet påverkar inkommande avloppsvatten och dess flöden, vilket bland annat innebär olika dosering av kemikalier. Varje reningsverk i Sverige är unikt, vilket medför att slammet hos varje reningsverk också är unikt (Åmand et al. 2016). Cirka 95 procent av reningsverken i tätorterna har både biologiska- och kemiska processer för rening av avloppsvatten (Naturvårdsverket & SCB, 2018).

Reningsgraden i den biologiska reningen av avloppsvatten beror av tillgängligheten av näringsämnen, då mikroorganismer behöver näringsämnen för att växa. Normalt i avloppsvatten från hushållen består det organiska partiklarna av 25–50% kolhydrater, 40–60% proteiner och 8–12 % av det organiska är oljor och fetter (Metcalf & Eddy 2014).

2.1.1 Ekebys reningsverk

Reningsverket Ekeby är belägget i Eskilstuna och är dimensionerat för att maximalt kunna ta emot avloppsvatten från 150 000 invånare (även kallat personekvivalenter, förkortas p.e). Verket sköts av Eskilstuna Strängnäs Energi och Miljö och togs i drift år 1955. Reningsprocessen omfattas av tre reningssteg, mekaniskt, kemiskt och biologiskt. Efter att avloppsvattnet renats släpps det ut i en våtmark. Ekebys våtmark är konstgjord och Sveriges största våtmark. I våtmarken (som också är en del av den biologiska reningsprocessen) sker de mesta av nedbrytningen och sedan rinner vattnet ut i Eskilstunaån. Produktion av biogas sker på verket och Ekeby reningsverk har som policy att leverera biogas till Eskilstuna kommuns bussar (EEM 2016). Inkommande flöde till verket ligger på 10 800 m3_{/h innehållande}

maximalt 8,1 ton BOD7, 1,5 ton totalkväve och 221 kg totalfosfor per dygn. Hela

reningsprocessen tar ca 14 timmar innan det renade vattnet släpps ut i Eskilstunaån.

2.1.2 Processbeskrivning

Inkommande avloppsvatten till Ekeby reningsverk renas som tidigare nämnts mekaniskt, kemiskt och biologiskt innan det släpps ut i Eskilstuna ån. Figur 1 visar en schematisk bild över processen för verket.

4 Figur 1. Schematiskbild för Ekeby reningsverks reningsprocess.

Den mekaniska reningen sker på så sätt att avloppsvattnet först passerar ett rensgaller, grovreningen. Därefter tillsätts fällningskemikalier för avskiljning av fosfor i vattnet. Nästa steg i processen är sandfånget, där luftning sker (EEM 2018). Luftningen sker genom att luft blåses in i vattnet som medför att de organiska partiklarna kommer upp till ytan parallellt med att sandpartiklarna faller ned till botten. Efter att sanden pumpats vidare till sandtvätten tillsätts luft än en gång i vattnet, detta för att fett och oljor ska kunna flyta upp till ytan för att renas bort. Vidare sker den kemiska reningen då tillsättningen av järnsulfat sker. Järnsulfaten gör så att fosfaten flockar sig och bildar flockar till tillräckligt tunga för att falla ned till botten. Nästa steg är försedimenteringen. Syftet med försedimenteringen är att avlägsna avsättbara partiklar och flytande material (ex. fett). Det partiklar med högre densitet än vattnet faller till botten och bildar slam. Det slam som bildas i försedimenteringen är primärslammet och pumpas till verkets rötkammare

Efter försedimenteringen flödar vattnet vidare för behandling i den biologiska reningen. Den är uppdelad i två processer. Första delen består av anoxisk rening (fördenitrifikation) och den andra delen är aerob (nitrifikation sker) se figur 2. Syretillförseln till det aeroba steget tillsätts från bassängens botten, därefter bubblas syret upp och blir tillgängligt för mikroorganismerna som är i behov av syre. Organismerna får sin energi för att växa och blir fler genom att äta av det organiska materialet som finns i vattnet. (EEM 2016).

5

Figur 2. Principschema för biologiska reningssteget med fördenitrifikation. (Svenskt Vatten 2007)

I mellansedimenteringen vilar de aktiva bakterierna på botten för att sedan samlas upp pumpas tillbaka till luftningsbassängen och blandas med avloppsvattnet och kallas därför för returslam. Då man inte vill ha för hög koncentration av bakterier leds en del av returslammet bort och kallas för överskottsslam (Avloppsteknik 1, 2010). I slutsedimenteringen sjunker de kvarstående partiklarna i vattnet till botten och samlas sedan upp som slam. Det slammet åker i sin tur vidare till rötkamrarna. I slutsedimenteringen sjunker de återstående partiklarna i vattnet till botten. Slammet från botten samlas upp och förs vidare till rötkamrarna för att bli till biogas. Vattnets sista steg är våtmarken, där flödar vattnet igenom våtmarken för att få bort återstående näringsämnen. Efter att växtligheten har tagit upp fosforn och kvävet har omvandlats till kvävgas släpps vattnet från våtmarken ut i Eskilstuna ån.

Slammet rötas i rötkamrarna under syrefria förhållanden med bakterier som gör att det bildas rötgas. Därefter led gasen från rötkamrarna för att genomgå en gasrening. Gasen renas bort från koldioxid och vatten så att det som kvarstår är metan. Den producerade metangasen på Ekeby reningsverk används sedan som bränsle för Eskilstuna kommuns stadsbussar (EEM 2016).

2.1.3 Slamtyper

Slam är en restprodukt som bildas vid rening av avloppsvatten. Miljöbalken gäller både för slam och för utgående vatten från reningsverken. Alltså ska kommunerna se till att kvalitén på slammet är så bra att det inte påverkar människors hälsa och miljö negativt.

Andelen fastapartiklar uppslammade i vatten anges vanligen som torrsubstanshalt, TS-halt. I TS (torrsubstansen), är inte upplösta salter inräknade och TS-halten uppges vanligen i viktprocent. TS består av både de organiska och oorganiska partiklarna i slammet. Ett annat viktigt mått är VS, Volatile Solids, glödningsförlust, är den organiska andel av TS som förbränns vid en temperatur av 550℃. (Avloppsteknik 3 2010) Mängden koncentration av halten VS och TS i slammet påverkar produktion av VFA (lätt flyktiga fettsyror). En högre halt VS ger en högre produktion av VFA (Bouzas et al. 2020).

6

Primärslam

Primärslam benämns också som mekaniskt slam, då avskiljningen från de fasta partiklarna sker vid mekanisk rening, se figur 1 (Svenskt Vatten 2010b). I inkommande avloppsvatten är partiklarna från exempelvis kaffesump, cellulosafibrer från toalettpapper, växtdelar, fettpartiklar, bakterier etc. kompakta och ger ett inhomogent primärslam (Davidsson et.al 2008).

Överskottsslam

Överskottsslammet är det slam som är återstår efter mellansedimentering, se figur 1. Slammet återinförs i reningsprocessen igen efter att ha blandats med primärslammet (EEM. 2018). Överskottslam kallas också för bioslam då det innehåller mikroorganismer som tillväxer och avskiljs vid den biologiska reningen (Svenskt Vatten 2010b). Till skillnad från primärslam är överskottsslam ett mer homogent material som inte är lika kompakt. Det består av slamflockar som är av relativ jämn storlek och sammansättning. Det är därför väsentligt att se på de två typerna av slam, primär- och överskottsslam var för sig vid hydrolys (Davidsson et.al. 2008).

Externslam

Externslammet samlas in cirka fyra gånger per år till Ekeby reningsverk från tre mindre reningsverk som ligger utspridda i Sörmland. Slammet består av en blandning av primärslam och överskottsslam. I tabell 1 är det externa reningsverken listade samt dess volymer av slam som töms på ledningsnätet på Ekeby reningsverk (EEM 2018).

Tabell 1. De externa reningsverken och deras slamkapacitet.

Reningsverk Mängd

Ärla avloppsreningsverk 1152m3

Alberga avloppsreningsverk 807m3

Bälgviken avloppsreningsverk 290m3

Rötslam

Det slam som återstår från rötningen transporteras till ett rötslamsförråd. Från förrådet pumpas det vidare till slamavvattningen. Med hjälp av tillsättning av polymer och stora pressar kan vattnet lättare avskiljas från slammet. Det återstående slammet transporteras till återvinningscentralen, där det används som ett sista täckande lager på deponin (EEM 2016). Efter rötning så innehåller rötslammet inget lättnedbrytbart kol, därför är det inte relevant som kolkälla.

2.2. Kväverening

Biologiska avfallsprodukter som når kommunala reningsverk innehåller kväve i form av organiskt kväve och ammonium (Naturvårdsverket 2013).

7

2.2.1 Biologisk kväverening

Den biologiska kvävereningen utförs dels av de bakterier som oxiderar ammonium och nitrit och dels av de denitrifierande bakterierna.

Nitrifikationen, se reaktionsformlerna (1) och (2), sker genom en aerob process där autotrofa bakterier sköter nitrifikationen. Vid nitrifikationen oxideras ammonium till nitrat i två steg. En delprodukt från steg 1 är nitrit som är giftig för många organismer.

Denitrifikationen, (3), utförs till största delen av heterotrofa organismer under anoxiska förhållanden. I denitrifikationen reduceras nitrat till kvävgas.

𝑁𝐻_$%_{+ 1,5𝑂} + → 𝑁𝑂+.+ 2𝐻%+ 2𝐻+𝑂 (reaktion 1) 𝑁𝑂₊._{+ 0,5𝑂} + → 𝑁𝑂1. (reaktion 2) 4𝑁𝑂₁._{+ 5𝐶(𝑜𝑟𝑔𝑎𝑛𝑖𝑠𝑘𝑡 𝑘𝑜𝑙) + 4𝐻}% _{→ 2𝑁} ++ 5𝐶𝑂++ 2𝐻+𝑂 (reaktion 3)

För att bakterierna i denitrifikations steget (3) ska kunna oxidera nitratkvävet i vattnet behöver de organiskt kol (Svenskt vatten 2007).

För att denna kvävereduktion ska kunna ske måste avloppsvattnet ha rätt temperatur och pH-halt. Optimalt pH bör ligga mellan 6 och 9. Bakterierna är som mest sårbara vid låga temperaturer då tillväxthastigheten sjunker (Naturvårdsverket 2013).

2.2.2 Kolkälla

Organiskt material bryts ner i det aeroba steget i aktivslamprocessen för att bakterierna ska klara av detta behöver dem energi och byggmaterial för att kunna överleva, växa och föröka sig. Byggmaterialet består av kolföreningar och näringsämnen som bakterierna har fogat samman så en cell i sin tur kan dela sig i två. Ur detta bildas en avfallsprodukt, exempelvis koldioxid som transporteras ut ur cellen. Detta medför att det blir ont om lättomsättbara energikällor i den anoxa delen av aktivslamprocessen (där denitrifikation sker). Därför behöver organiskt kol tillsättas i denitrifikations steget. Utan en kolkälla skulle orimliga uppehållstider krävas för att få den kväverening som behövs (Carlsson. B & Hallin. S, 2003). Genom tillsättning av kolkälla kan en högre avskiljningsgrad erhållas (Naturvårdsverket 2016).

Kolkällan kan antingen vara en intern kolkälla eller en extern. Den externa kolkällan som vanligen förekommer på reningsverken består av etanol, glykol eller metanol (Naturvårdsverket 2013).

Andra vanliga kolkällor kan vara biprodukter från industriella processer och även olika organiska föreningar kan komma till användning som kolkälla, exempelvis socker, majssirap med hög fruktos, acetat och majsstärkelse. Om halten totalkväve i utgående vatten maximalt får vara mellan 6–8 mg/l är en extern kolkälla att rekommendera. Under regnperioder kan behovet av extern kolkälla komma att öka. Metanol är den kolkälla som rekommenderas, eftersom den har högst effektivitet vad gäller att reducera kväve i den anoxa delen, generellt ligger lägst i pris per kg kväve reducerat och dessutom är lättillgänglig. Användning av extern kolkälla så

8

som metanol och andra brandfarliga kolväten kräver dock hög säkerhet vad gäller transport, special lagring och hantering. Dessa säkerhetsrisker har lett till intresse av att ersätta de brandfarliga substanserna (Metcalf & Eddy 2014). Med striktare krav på utsläppsvärden och val av teknik som skall användas kan det innebära stora kostnader samt ökad energiåtgång vid användning av extern kolkälla (Naturvårdsverket 2013).

Kolkällor som har hög andel lättillgängligt kol ökar hastigheten för denitrifikationen. Hastigheten påverkas också av var kolkällan tillsätts i processen. Teoretiskt krävs det 2,86 g COD för att omvandla 1 g nitrat till kvävgas, N2 (Nikolic

och Sundin 2006). Kvoten för mängden kolkälla som krävs för denitrifikationen kan skrivas som @AB_C

DED (Metcalf & Eddy 2014).

2.3 Hydrolys

Vid hydrolys av slam sönderdelas det organiska materialet och löses upp till mindre partiklar. Detta gör att det organiska materialet blir tillgängligt för nedbrytning (Remy & Jossa 2015).

I Sverige finns det ett tiotal reningsverk som producerar sin interna kolkälla genom att slamhydrolysera. Hydrolys behövs eftersom inkommande vatten inte innehåller tillräckligt med lättnedbrytbara organiska föreningar, som lättflyktiga kolväten (VFA). En del av de reningsverk som deltagit i studien, använder sig av hydrolys för en ökad kvävereduktion i det biologiska reningssteget och ett par reningsverk har hydrolys för avskiljning av fosfor (Davidsson et.al. 2008). Andra reningsverk använder hydrolys för att underlätta produktion av biogas (Remy & Jossa 2015). Temperaturen påverkar hydrolysen av slammet. Vid en temperatur på 10℃ visade sig sönderdelningen av COD (organiskt material), vara lägre än för de slam som hydrolyserades vid 20℃ (Jönsson & la Cour Jansen). Yuan et al. (2011) påvisade att slamhydrolys som sker vid 4°C inte är en tekniskt lämplig process då bildandet av COD från slam inte är.

Hydrolysen kan ske antingen i form av huvudströmshydrolys eller som en separat sidoströmshydrolys. I huvudströmshydrolysen sker hydrolysen i fördenitrifikationssteget genom att öka uppehållstiden i bassängen (Davidsson et.al 2008).

Separata hydrolyssteg, sidoströmshydrolys kan även appliceras för att hydrolysera både primär- och returslam. Vid hydrolys av primärslam genom sidostömshydrolys sker hydrolysen i en separat tank. Därefter kan slammet centrifugeras för att kunna avskilja hydrolysatet från slammet (Nikolic och Sundin 2006).

2.3.1 Hydrolysmetoder Mekanisk hydrolys

Mekanisk hydrolys sker på så sätt att stora partiklar av organiska föreningar slås sönder till mindre partiklar som då blir till mindre molekyler och därav tillgängliga för vidare nedbrytning. De större partiklarna har i förhållande till deras massa en

9

liten exponerad yta, vilket medför en långsammare nedbrytning än för de mindre partiklarna. Exempel på mekaniska hydrolys metoder kan vara förtjockningscentrifug, ultraljudsbehandling, kvarnar eller roterande knivar. Slammet utsätts föra höga skärspänningar, där de stora molekylerna sönderdelas och cellerna kan slitas sönder. Genom att cellerna slits sönder så frigörs cellinnehållet och blir lätt tillgängligt (Davidsson et al. 2008).

En annan mekanisk slamhydrolys som kan fungera för intern framtagning av kolkälla är en hydrocyklon. Mekanismen i hydrocyklonen är densamma som för en centrifug och kan vara en förbehandling till fördenitrifikation i reningsprocessen. Där endast en liten del av slammet sönderdelas i recirkulationen av rejektvatten på grund av det momentana hydrolysprocessen. Hydrolysatet som bildas i centrifugen tillsätts i aktivslamprocessen via en sidoströmshydrolys (Liu et.al 2017).

Termisk hydrolys

Termisk hydrolys kan användas till att öka nedbrytningen av organiskt material vid anaerob slambehandling. Denna metod är intressant för de reningsverk som vill öka sin biogasproduktion. I den termiska hydrolysen genomgår slammet en termisk förbehandling, därefter skickas det vidare till rötningskammaren. Processen kan delvis eller helt drivas av överskottsvärme från kraftvärmeanläggningar beroende på vad reningsverket har tillgängligt samt vad deras energibehov är. (Remy et al. 2016) Termiskhydrolys (TH) kan utföras både som en förbehandling till anaerob nedbrytning eller som ett mellansteg mellan två anaeroba nedbrytnings- (AN) bassänger: AN + TH + AN (Díaz et al. 2020).

Ett optimalt temperatursintervall för termisk hydrolys av slam från avloppsvatten ligger på 160–180℃. Högre temperaturer än 180℃ leder till att en kraftig minskning av den biologiska nedbrytbarheten sker i slamhydrolysen (Bougrier et al. 2008).

Biologisk hydrolys

Biologisk hydrolys kan ske under aeroba, anoxa och anaeroba förhållanden. Vid aeroba förhållanden sker en snabb oxidation av det lättnedbrytbara organiska föreningarna och slammängden sjunker. Under anoxa förhållanden sker denitrifikationen snabbare än hydrolysen vilket gör att det inte finns mycket av de lösta organiska ämnena kvar.

Under anaeroba förhållanden sker hydrolysen först sedan syra bildningssteget med produktion av lättflyktiga fettsyror, koldioxid och väte. För att undvika metanbildning är det viktigt med rätt temperatur och uppehållstid vid hydrolys- och syrabildning så att slammet kan bli en lättnedbrytbar kolkälla. Stegen illustreras i figur 3 (Davidsson et.al. 2008).

10

Figur 3. Illustration av hur nedbrytningen av organiskt material under anaeroba förhållanden ser ut.

11

3. Metod

En litteraturstudie gjordes för att kunna välja lämplig hydrolysmetod. Tre olika typer av slam tagna från Ekebys reningsverk (ERV) analyserades för att bestämma deras lämplighet som kolkälla. Vald hydrolysmetod applicerades på alla tre slam. Kväverening utfördes med det mest lämpade hydrolyserade slammet. Slutligen redogörs för metoden för beräkning av verkets behov av kolkälla.

3.1 Litteraturstudie

En litteratursammanställning har utförts för att få kunskap om tidigare studier som har utförts vad gäller hydrolys av slam. Med hjälp av litteratursammanställning kunde hydrolysmetod bestämmas.

Sammanställning av litteraturstudien utfördes med hjälp av sökningar via sökmotorn Onesearch. Sökorden som användes var b.la. ’Wastewater Treatment Plant’, ’hydrolysis’ och ’nitrogen’. Se tabell 2 för hur sökmetoden gick tillväga; sökorden slogs ihop och sedan valdes ett antal ämnesord (efter förslag av OneSearch), antalet artiklar som då kvarstår anges i kolumnen ’urval’. Det är dessa artiklar som legat till grund för litteraturstudien. Tidsangivelsen gjordes för att få de aktuella artiklarna för ämnet.

Tabell 2. Sökmetod i sökmotorn Onesearch

Sök id Sökord Antal träffar Urval Sökalternativ 1 ”Wastewater treatment plant*” 29,869 Akademiska tidskrifter, 2 Nitrogen 2,014,768

3 Sök id 1 och 2 319 17 Ämnesord: Nitrogen removal, denitrification, nitrification, activated sludge.

År: 2000–2020 4 Hydrolysis 93,844

5 Sök id 1 och 4 250 21 Akademiska tidskrifter 6 ”Primary sludge”

7 Sök id 5 och 6 14 1 Akademiska tidskrifter 8 ”Thermal

hydrolys*

1,708

12

Litteratur som funnits tillgänglig på Ekebys reningsverk användes också, exempelvis boken Wastewater engineering, treatment and resource recovery, och böcker som är framtagna av Svenskt Vatten som används i utbildningssyfte för de som arbetar inom avlopp- och vattenbranschen. Referenslistor från andra relevanta rapporter till ämnet användes också i litteraturstudien.

3.2 Experimentell analys

Samtliga analyser har skett på plats på Ekeby reningsverks laboratorium.

3.2.1 Slam

3.2.2.1 Provtagning

Uttag av inkommande primärslam hämtades från den så kallade ’källaren’ på Ekeby reningsverk via direkt uttag från rören. Överskottsslammet plockades ut från bassängen där det samlas upp efter biologiska reningsprocessen. För insamling av externslam hämtades slammet från de tre olika reningsverken, se tabell 1. Externslammet blandades sedan i en 2 liters bägare utefter deras volymkapacitet. 1025 ml slam från Ärla reningsverk, 718 ml från Alberga reningsverk och 257 ml från Bälgviken.

3.2.2.2 Analys

TS, torrsubstanshalten och VS, rötresten undersöktes för respektive slam, enligt reningsverkets standard, se nedan.

Mätning och beräkning av TS, torrsubstans. 1. Väg aluminiumplatta

2. Tillsätt en volym slam och väg in.

3. För in slamprovet i ugn med 105℃. (ca. 1h) 4. Väg slamprovet.

5. Räkna ut TS genom ekvation 1. 𝑇𝑆(% 𝑎𝑣 𝑣å𝑡𝑣𝑖𝑘𝑡) =LMNO PQOPR STU℃

LåOLMNO ∗ 100% (1)

(OBS! Kom ihåg att räkna bort aluminiumplattans vikt.)

Mätning och beräkning av VS, Volatile solids eller GR, glödförlusten. 1. Väg provet efter 105℃.

2. För in slamprovet i ugn med 550℃. (ca. 1h) 3. Väg slamprovet

4. Räkna ut GR enligt ekvation 2. 5. Räkna ut VS enligt ekvation 3.

13

𝐺𝑅(% 𝑎𝑣 𝑣å𝑡𝑣𝑖𝑘𝑡) =LMNO PQOPR UUT℃.LMNO YZ_{LMNO YZ} ∗ 100% (2)

𝑉𝑆 (% 𝑎𝑣 𝑇𝑆) = 100 − 𝐺𝑅 (3)

Det uppmätta vikterna för slammen står beskrivna i tabell 3 där aluminiumplattans vikt inte är inkluderade i respektive vikt.

Tabell 3. Uppmätta värden för beräkning av TS och VS.

VIKT [g] Primärslam Externslam Överskottsslam

Start 5,491 5,086 5,548

Efter 105 ℃ 0,262 0,006 0,066

Efter 550 ℃ 0,059 Lågt 0,0012

pH-värdet mättes med en av reningsverkets pH-mätare som var av modellen HQ30D Digital multi meter kit, pH Gel & LDO electrode.

Vid mätning av halten COD i slammet plockades först ett prov från respektive slam ut. Analysen av COD gjordes för ofiltrerat slam samt filtrerat slam. Analys av VFA gjordes också för respektive slam och då plockades en liten mängd slam ut för filtrering. Hachs kyvettester användes vid analys av COD (kyvettest LCK 014, LCK 314) och organiska syror, VFA (kyvettest LCK 365) enligt instruktioner på respektive förpackning. Osäkerheten i kyvettesterna är cirka 10 % enligt tillverkaren.

3.2.1.2 Utredning av slam

Tabell 4 visar inom vilka intervall primär- och överskottsslams normalt sett ska hålla sig inom. Ett antagande som görs är att externslammet bör hålla sig inom samma ramar som överskottsslammet.

Tabell 4. Sammanställning av karakterisering av primärslam och överskottsslam. (Eddy & Metcalf 2014 och Davidsson 2008)

Parametrar Primärslam Överskottsslam

Torrsubstans, TS [%] 2–8 0,83–1,16

Glödförlust, VS [% av TS] 60–80 59–88

pH 5–8 6,5–8

Organiska syror, VFA [mg/l] 200–2000 1100–1700

Med tabell 4 som grund till analys av de olika parametrarna görs bedömning om vilket slam som har bäst förutsättningar att hydrolyseras. Genom att analysera

14

halten av de organiska materialen i slammet, 𝐶𝑂𝐷_{^QM_ORPR`a</sub> och 𝐶𝑂𝐷<sub>QM_ORPR`a}. De slam med för låga halter av COD och VFA samt procenthalt TS kan hydrolys av de slam förkastas.

3.2.2 Hydrolys

Hydrolysmetoden sattes upp i laborationsskala i ett av Ekeby reningsverks laboratorium och utfördes under perioden 30 mars 2020 till 7 maj 2020. Den experimentella installationen samt metoden för analys av prover beskrivs nedan. Hydrolysmetoden för den här studien är en biologisk hydrolys som utfördes under anaeroba förhållanden.

Utrustningen för hydrolysen består av 600 ml bägare per slam som skall analyseras. Parafilmanvänds för att täcka bägarna och förhindra tillförsel av syre till slammet. pH-mätare för mätning av pH. Magnetomrörare för omblandning av slammen i bägarna. En spruta för att ta ut slammet som skall analyseras. Samt filter för filtrering av det upptagna provet. Analyskit för respektive ämne som skall analyseras i form av kyvettester; förutom de som nämnts i 3.2.2.2 även ammonium (kyvettest LCK 303) och, fosfat (kyvettest LCK 348).

Figur 4 och 5 visar uppsättningen av hydrolysen. De bägarna i det bakre ledet i respektive figur representerar de bägarna som står under magnetiskomrörning. De tre bägarna i det främre ledet representerar de bägare som står under självsedimentering.

Figur 4. Schematisk uppsättning av 600ml bägare med innehåll av de olika slammen.

Magnetomrörare

Självsedimentering

15

Figur 5. Verklig bild av figur 4 på respektive slambägare med och utan omrörare. 3.2.2.1 Testomgång på primärslammet

Under en sju dagarsperiod utfördes det en testkörning. För den testkörningen hydrolyserades endast primärslammet. Detta för att säkerhetsställa att metoden fungerar. Resultatet och erfarenheterna av testförsöket låg till grund för huvudförsöket. Primärslammet som plockades ut för testkörning slammades upp i tre 600 ml bägare. Två av de tre bägarna sedimenterades under omrörning med hjälp av magnetiska omrörare och den tredje bägaren sedimenterades utan omrörning. I början av hydrolysförsöken plockades prover ut för bestämning av TS-halt och VS-halt enligt verkets standardmetod. Detta görs endast vid start av hydrolysförsöket.

50 ml prov från respektive bägare plockades sedan ut för filtrering. För att underlätta filtreringen tillsattes polymer, för att flocka slammet. Endast 𝐶𝑂𝐷^QM_ORPR`a analyserades utan att ha genomgått filtrering men späddes ut med

destillerat vatten med förhållandet 1:11 som motsvarade 1 ml slam och 10 ml destillerat vatten. Detta för mätning av COD hade intervallet 100–10 000 mg/l. Tabell 5. Försöksmatris för kyvettanalyser samt mätning av pH.

Dag 1 2 3 4 5 6 7 𝑪𝑶𝑫_{𝒇𝒊𝒍𝒕𝒓𝒆𝒓𝒂𝒅} xxx x xxx x xxx xxx x 𝑪𝑶𝑫𝒐𝒇𝒊𝒍𝒕𝒓𝒆𝒓𝒂𝒅 xxx x x x xxx xxx x Fosfat xxx x xx xx xx xx x Ammonium xxx x xx xx xx xx x pH x x x x x x x

Fett syror VFA xxx x x x x x x

Tot-N x x

Tot-P x x

Försöksmatrisen i tabell 5 visar vilka analyser som utfördes respektive dag. Varje x står för ett prov, de dagarna med två eller tre x innebär att för den analysen görs

16

det dubbel- och trippelprover. Samtliga analyser i tabell 5 görs genom kyvettest förutom för pH.

3.2.2.2 Huvudförsök

Vid start av försök testas pH-halten för varje slam. Därefter plockas 10 ml prov från respektive slam för undersökning av TS, VS och samt en mängd för analys 𝐶𝑂𝐷^QM_ORPR`a. Parallellt med detta filtreras 50 ml slam från respektive slam för

vidare analys enligt försökmatrisen i tabell 5. Sedan fylldes tre 600 ml bägare av varje slam enligt uppsättning som illustreras figur 4 och 5.

Två av bägarna sattes under omrörning och en bägare fick stå och självsedimentera för vardera av slammen. Alla nio bägare var helt omslutna av gummiplast för att upprätthålla anaeroba förhållanden. Sedan utfördes analyserna enligt samma försöksmatris som i tabell 5 där primär-, extern- och överskottslammet hydrolyseras parallellt.

3.3 Kolkälla (hydrolysat) 3.3.1 Tillsättning av kolkälla

Produktion av kolkälla utfördes enligt samma procedur som testkörningen. Filtreringen av slammet skiljer sig från tidigare procedur, då istället för användning av polymerer användes istället destillerat vatten för utspädning innan filtrering. Detta för att undersöka om polymerer påverkade eller störde analysen. Olika utspädningar gjordes för olika ämnen, (se tabell 6). För mätning av 𝐶𝑂𝐷_An (ofiltrerad), ammonium och fosfat gjordes en utspädning 1:11, för 𝐶𝑂𝐷_n (filtrerad) en utspädning 1:5 dag ett. Utspädningarna gjordes annorlunda dag fyra och fem, (se tabell 6).

17

Tabell 6. Volymen av slam och destillerat vatten för utspädning innan filtrering.

Dag 1 Slam [ml] Destillerat vatten [ml]

CODrs 10 100

COD_s 10 40

Fosfat 10 100

Ammonium 10 100

VFA 10 100

Dag 4 & 5 Slam [ml] Destillerat vatten [ml]

CODrs 10 100

COD_s 50 1000

Fosfat 50 1000

Ammonium 10 100

VFA 10 100

Figur 6 illustreras biologiska reningssteget i labbskala. Två 600 ml bägare används, två magnetiska omrörare med vardera magnetloppan, provsprutor, filter med filter tjocklek 1,4 µm, samt tratt och bägare som används till filtreringen. Prov som bägarna fylldes upp med hämtades från en av Ekebys reningsverks aktivslam bassäng och inkommande avloppsvatten från försedimenteringen. Mängden nitratstandardlösning, NO3-N med koncentrationen 100 mg/l som behövde tillföras

räknades fram med hjälp av ekvation 4. Nitratstandardlösningen tillsätts för att få upp nitrathalten i bägaren.

𝑉_S𝐶_S = 𝑉₊𝐶₊ → 𝑉₊ = tu@u

@v (4)

Där 𝑉_S är totalvolymen i bägaren, 𝐶_S är tillåtna max halten 10 mg/l. 𝐶₊ är koncentrationen på nitratstandardlösningen.

Båda bägarna fylldes upp med 200 ml prov från aktivslam, därefter tillsattes 60 ml nitratstandardlösning i varje bägare. Därefter toppas bägarna med maxgradering av avloppsvatten, 400 ml. Bägarna sätts under varsam omrörning, sedan tas ett prov ut för analys av nitrathalten och analysen sker på filtrerat prov. Till den ena bägaren tillsätts sedan en bestämd volym, 15 ml av hydrolysat, (kolkälla) från det dygn då COD lösligheten var som högst. Efter kolkällan är tillsatt tas ett prov ut baserat på ett valt intervall för analys av nitrathalt (kyvettest LCK 339 och LCK 340) och analysen sker på filtrerat prov. I den andra bägaren tillsätts ingen kolkälla, men prover plockas ändå ut för filtrering. Detta för att kunna se hur effektivt kolkällan renar.

18

Figur 6. Schematisk bild av biosteget i labbskala.

Värden i tabell 7 är medelvärden hämtade från verkets databas. Värdena representerar näringsämnena för totalkväve, totalfosfor och COD i inkommande och utgående avloppsvatten till det biologiska reningssteget, där kolkällan skall tillsättas.

Tabell 7. Visar värden på näringsämnen i inkommande och utgående vatten i det biologiska reningssteget.

Näringsämne [mg/l] Inkommande Utgående

Kväve (Tot-N) 20,2 16

Fosfor (Tot-P) 0,279 0,202

COD (löst i vattnet) 135 96,3

3.3.2 Verkets behov av kolkälla

Vid bestämning av behovet av kolkälla hämtades data från ESEMs labbdatabas, aCurve. Data för perioden 2017-01-09 fram tills 2020-03-31 sammanställdes. De parametrarar som plockades ut från databasen, aCurve var BOD7 och N-tot.

Behovet beräknades med hjälp av förhållandet mellan BOD7 och N som står

beskrivet i boken Avloppsteknik 2, Reningsprocesser som publicerats av Svenskt Vatten, år 2007 och lyder som följande:

BOD:N à100:5 (Svenskt Vatten 2007). Vilket innebär att det krävs 100 BOD7 för

att bryta ner 5 kväve. För att beräkna kolbehovet Behovet räknas sedan fram genom ekvation 5. Där 10 står för 10 mg/l som är den maximala tillåtna halten totalkväve i utgående vatten och 𝑁O^O hämtas från aCurve (antar att allt är N-tot). För att

minimera osäkerheterna i överslagsräkningen för behovet räknades även behovet fram med ekvation 6 där 𝑁𝐻_$,wO är ammonium halten ut från biosteget.

𝐶𝑂𝐷_xPy^L = 𝐵𝑂𝐷 − 20(𝑁_O^O − 10) (5)

19

Verkets kapacitet för att tillgodose behovet räknas fram genom att titta på hur mycket primärslam och vatten som pumpas in till verket per dygn. Värdena för flödena hämtades från databasen aCurve, under åren 2017 till 2020. Värdena i aCurve är mätta i enheten m3_{/h och räknas om till m}3_{/dygn för att sedan}

kunna bestämma ett årsmedelvärde per dygn.

Tabell 8 redovisar års medelvärdet per timme och dygn för respektive år av inkommande primärslam och avloppsvatten. (Baserat på indata från aCurve.) Tabell 8. Flödet för slammet och avloppsvattnet till verket.

Slam Medel per dygn Vatten Medel per dygn

ÅR m3_{/h m}3_{/dygn m}3_{/h m}3_/dygn

2017 10 233 1 794 43 060

2018 13 314 1 724 41 379

2019 14,1 338 1 996 47 901

2020 13,8 331 1 977 47 451

Mängden kolkälla som är tillgänglig per dygn efter hydrolys räknades fram genom att ta mängden löst COD vid det dygn som halten löst COD var som högst gånger dygnsmedelflödet av inkommande slam, se ekvation 7.

𝐶𝑂𝐷OM__}ä•}_M} = 𝐶𝑂𝐷y€aR^_€• (_ö•O)∗ 𝑄Z_`„,M• (7)

För att sedan bestämma hur många kilo kolkälla som det behövs kan det räknas fram med ekvation 8. Där 𝑄_M• är inkommande flöde och behovet är årsmedelvärdet av kolkällebehovet. Ekvation 3 får då enheten g/dygn genom att dividera ekvation med 1000 fås enheten kg/dygn.

𝑚_{N^_Nä__`} =†‡ˆ[ Š‹ Œ•Žˆ]∗xPy^LPO•E‘’ä‘‘“ [ Ž Š‹] STTT (8)

Samtliga beräkningar med indata värden från aCurve har gjorts i Excel och bifogas i form av bilagor, (se bilaga 1 och 2).

20

4. Resultat

Nedan kommer en litteratursammanställning av aktuell forskning.

4.1. Utvärdering av hydrolysmetod utifrån litteraturstudie

Nikolic och Sundin (2006) skriver i en tidskrift om hydrolysmetoder för bättre kväverening. De skriver att fördelen med separata steg (sidoströmshydrolys) istället för integrerade (huvudströmshydrolys) är att den först nämnda metoden är både mer flexibel och enklare att kontrollera, eftersom hydrolysen blir oberoende av det inkommande vattenflödet när kolkällan tas från rejektvattnet ur en separat tank. På så vis kan kolkällan doseras och anpassas efter det kolbehov som biosteget har. Remy et al. (2016) beskriver ett pilotförsök som utförts på ett reningsverk i Tyskland där resultatet visade att den termiska hydrolysen medförde en ökning av lösligheten för organiskt material i slammet. Användningen av termiskhydrolys ökade biogasproduktionen. Energibehovet för biogasproduktion minskades då den termiska hydrolysen användes som en förbehandling i kombination med avvattning av slam innan slammet rötades till biogas.

Bougrier et al. (2006) har jämfört termisk hydrolysbehandling med de två mekaniska hydrolysmetoderna, ultraljudsbehandling och ozonering av överskottsslam. Alla behandlingar ledde till ökad löslighet av COD och fasta ämnen, men den termiska hydrolysbehandlingen gav störst ökade löslighet av COD som var ungefär 50 %. För ultraljudsbehandling och ozonering ökade lösligheten av COD med ungefär 20 %.

Díaz et al. (2020) jämför i sin studie konventionell anaerobisk nedbrytning med två olika metoder av termiskhydrolys. Båda metoderna påvisade förbättrad kvävereduktion, men den interna termiska hydrolysen visade sig ha högre reduktion av kväve då den hade en

Liu et al. (2017) visade att en centrifug i form av en hydrocyklon i pilotskala som förbehandling till biologiska steget reducerar kväve samt minskar slam volymen på ett energieffektivt sätt. Hydrocyklons energiförbrukning är tillräckligt låg så ingen extra anläggning behövs för hydrolys av slam. Istället kan den befintliga returpumpen vara tillräcklig för recirkulation.

Davidsson et al. (2008) nämner att det finns erfarenheter i fullskala av mekaniska hydrolysmetoder exempelvis förtjockningscentrifug och ultraljudsbehandling. Däremot har andra metoder som exempelvis kvarnar och högtryckshomogeniseringen studerats i laboratorie- eller pilotskala. Generellt så har mekanisk hydrolys resulterat i att det sker en ökning av lättillgängligt organiskt material men samtliga metoder har visat sig vara energikrävande.

Salmonsson et.al (2017) har sammanställt resultat av biologisk sidoströmshydrolys från sju reningsverk där överskottsslam hydrolyserades. För samtliga reningsverk resulterad hydrolysen i en ökning av löst halt COD (organiskt kol). Viktiga faktorer för att få en bra hydrolys visade sig vara en avsaknad av försedimentering och en låg slamålder <20 dygn.

21

Rybicki (2014) har i sin rapport beskrivit biologisk hydrolys av primärslam under anaeroba förhållanden. Hydrolysen utfördes både i huvud- och sidoströmmen. Hydrolys i sidoströmmen bedömdes vara det bästa alternativet, då det gav högst bildning av löst COD (ca. 32%), och eftersom hydrolysen har en uppehållstid på en till fyra dygn blir det lättare att kontrollera hydrolysen i sidoströmmen. Vilket medför att det är möjligt att producera en lätt biologiskt nedbrytbar kolkälla som sedan kan användas i biologiska processer för avlägsnande av näringsämnen. Nikolic och Sundin (2006) har bland annat jämfört de biologiska hydrolysmetoderna, aerob och anaerob. Nackdelen med aerob är att luftförbrukningen ökar i biosteget vilket medför ökad energikostnad. Nackdelen med anaerob är att mängden primärslam minskas till rötkammaren som i sin tur medför mindre biogasproduktion.

En sammanställning av forskningsläget för hydrolys av slam gjorde och står beskriven i tabell 9.

Tabell 9. Sammanställning av forskningsläget för hydrolys av slam.

Fördelar Nackdelar

Termisk hydrolys Hydrolysen sker i T=160–180℃

Minskad slammängd och ökad löslighet av COD.

Bättre produktion av biogas.

Hög energiåtgång. T>170℃ ger dålig lukt, korrison och kan bilda svårnedbrytbara föreningar. Löser ej upp fett.

Biologisk hydrolys Aerob eller anaerob

Aerob – Tar död på patogener. Anaerob – förbättrar reduktion av kväve. Miljöbästa,

recirkulation och billigast alternativ.

Aerob – hög slamålder. Anaerob – möjlig för dem verk med fri bassängyta och tillgång till slam.

Mekanisk hydrolys Förtjockningscentrifugering, ultraljudsbehandling eller kvarnar etc.

Ökad löslighet av COD, lätt att implementera för många verk.

Energikrävande och kostsam.

Utifrån ovanstående forskning gjordes en bedömning om vilken metod som är lämpligast för Ekeby reningsverk. Vilket resulterade i att biologisk hydrolys under anaeroba förhållande i sidoström valdes som hydrolysmetod. En anledning är att metoden inte kräver lika mycket energi som de andra metoderna och gav ändå hög halt av löst COD. Det är en enkel metod att utföra i pilotskala och skulle verket vilja implementera denna metod så är det möjligt då det inte krävs större ombyggnationer.

De olika hydrolysmetoderna hade bland annat en sak gemensamt, alla metoder visade sig ge hög halter av löst lättnedbrytbara organiska partiklar med tiden i slammet. Termisk hydrolys var bra då det gav minskade slammängder samt effektivare produktion av biogas. Nackdelen med termisk hydrolys var den höga energiåtgången för att komma upp till rätt temperaturintervall (160–180 ℃) och även energiåtgången för avvattningen. En annan nackdel med termisk hydrolys är

22

att då temperaturen överstiger 170 ℃ kan dålig lukt avges och svårnedbrytbara föreningar kan komma att bildas. Samt att metoden inte löser upp fett.

Mekanisk hydrolys visade sig i litteraturen vara enkel att implementera som en förbehandling till biologiska reningssteget. Nackdelen är att det kan vara en energikrävande och kostsam metod då det krävs ombyggnationer och investeringar. Dessa två metoder, mekanisk hydrolys och kemisk hydrolys, var båda energikrävande och antogs vara svåra att bygga upp i labbskala för hydrolys av slam till detta examensarbete. Det var skäl till att biologisk hydrolys under anaeroba förhållanden valdes som metod. Men huvudanledningen till att biologisk hydrolys valdes som metod var att litteraturen påvisade att det var ett hållbart alternativ då ingen extern kolkälla behöver köpas in, både vad gäller hydrolys i huvudström och sidoström som har utförts i tidigare studier. Denna metod förbättrar reduktionen av kväve då sönderdelning av de organiska partiklarna blir lätt tillgängliga för nitratet att reagera med. Den biologiska hydrolysen kan ske både med och utan omrörning. Yuan et al, (2011) upptäckte vid hydrolysförsök i laboratorieskala att produktionshastigheten av VFA och koncentrationen av VFA var betydligt högre då hydrolysen skedde under omrörning. Nackdelen av denna metod är verket behöver en ha en fri bassängyta för sidoströmshydrolys samt tillgång till stora mängder slam.

Biologisk hydrolys kan i teorin även ske under aeroba förhållanden. Denna metod tar död på patogener men kräver långa uppehållstider vilket inte är uppskattat av reningsverken. Lilley et al. (1990) fann att uppehållstiden vid hydrolys av primärslam inte bör överskrida tio dagar, då det inte alltid är möjligt med en uppehållstid på närmare tio dagar, då det skulle medföra stora tankvolymer. Även Banister och Pretorius (1998) nämner att uppehållstiden för primärslam inte bör vara mer än sex dagar. Det finns inte heller några fullskaliga modeller av denna metod samt att de långa uppehållstiderna som metoden kräver endast medför en liten procentuell ökning av nedbrytningsgraden för det organiska materialet.

4.2. Resultat och utvärdering av slam utifrån experimentella undersökningar

Omgång 1 av hydrolysen genomfördes som ett testförsök för hydrolys av primärslam. Ett resultat av försöket var att ge kunskap om lämplig hantering av filtrering av slam. Resultatet av testomgången medförde att primärslammet som hydrolyserades visade:

- en TS-halt på 2,12%

- pH var 6,1 vid start av hydrolysen. - pH var 5,2 dag sju av hydrolysen.

- att en användning av polymer underlättade filtreringen.

- att varje dag som gick blev det svårare att filtrera slammet under hydrolysen. - att det slam som hydrolyserades under omrörning var svårare att filtrerar än det som självsedimenterade.

23

- högst halt VFA under omrörning efter fem dygn, sedan sjönk halten se figur 7. Resultatet i figur 7 visar att det sker hydrolys både under omrörning och självsedimentering. Dag två och tre gjordes inga analyser.

Figur 7. Hydrolys av 𝑉𝐹𝐴 under 6 dygn med och utan omrörning.

För hydrolysomgång 2 så hydrolyserades de slam som är listade i tabell 8. Där står respektive slams värden vid start av hydrolys. TS-halten för extern- och överskottslam var lågt. 𝐶𝑂𝐷_n (filtrerad), 𝐶𝑂𝐷_An (ofiltrerad) samt VFA för extern- och överskottslam var väldigt låga jämfört med primärslam och därför inte värda att använda som kolkälla.

Tabell 10. TS-halt, VS-halt, 𝐶𝑂𝐷_n, pH och VFA för respektive slam.

SLAMTYP TS-halt [%] VS-halt [%] 𝑪𝑶𝑫_𝑭 [mg/l] 𝑪𝑶𝑫_𝑶𝑭 [mg/l] pH VFA [mg/l] Primärslam 4,8 22,6 6734 26 191 5,2 1890 Externslam 0,12 0 43 68 6,7 146 Överskottsslam 1,12 1,82 72 78,5 7,2 32,6

Utifrån resultatet i tabell 10 går det att konstatera att primärslam är det lämpligaste slammet att hydrolysera. En jämförelse med tabell 3. visar att primärslam har en helt TS, VFA och halten 𝐶𝑂𝐷_{QM_ORPR`a</sub> som ligger inom ramarna för ett slam lämpligt att hydrolysera. Figur 8 och 9 visar 𝐶𝑂𝐷<sub>QM_ORPR`a} respektive VFA produktion för primär-, extern- och överskottsslam under en tre dagars period. Hydrolysen skedde både under omrörning och med självsedimentering men resultatet visar endast hydrolys av en bägare för respektive slam under omrörning då det inte var någon större skillnad på värden mellan det omrörda slammet och de som slam som självsedimenterades.

493 1567 2105 2876 2450 0 1000 2000 3000 4000 0 2 4 6 8 mg /l DAG VFA (Omrörning) 493 1526 19872338 2140 0 1000 2000 3000 0 2 4 6 8 mg /l DAG VFA (Självsed.)

24

Figur 8. COD upplösningen under de tre första dagarna för de tre slamtyperna.

Figur 9. VFA produktionen under de tre första dagarna för de tre slamtyperna.

Utifrån tabell 10, figur 8 och 9 går det också att konstatera att primärslam är det bästa slammet att undersöka. Resultatet av detta blev att hydrolys av extern och överskottslam kunde förkastas.

Resultaten nedan visar resultatet för primärslammet som fortsatte att hydrolyseras; två bägare som var under omrörning och en bägare som självsedimenterade. Resultatet i figur 10 presenterar analyserade värden under hydrolysen sju dagar i sträck för de två bägarna som varit under omrörning samt den självsedimenterade bägaren. Dag 1 är startvärdena. Dag 6, efter fem dygns hydrolys, var COD-halten i en bägare med omblandning som högst, 10 456 mg/l. Dag 7 stannade hydrolysen och, halten löst COD sjönk för alla tre bägare. Den understa grafen representerar den bägaren som självsedimenterade och den hade lägst halt av löst COD.

139,4 0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000 1 2 3 4 [m g/ l] Dag

COD

Primärslam Externslam Överskottsslam

0 1000 2000 3000 4000 5000 1 2 3 4 [m g/ l] Dag

VFA

25

Figur 10. Hydrolys av 𝐶𝑂𝐷_n under sex dygn med två bägare under omrörning och en som självsedimenterade.

Figur 11 visar sönderdelning för VFA där den självsedimenterade bägaren hade lägst halt VFA. Högst halt VFA var den sjätte dagen med ett högsta värde på 7450 mg/l för bägaren under omrörning och 6250 mg/l för den självsedimenterade.

Figur 11. Hydrolys av VFA under sex dygn två bägare under omrörning och en som självsedimenterade.

Ammoniums beteende under hydrolysen, se reaktionsformler 1–3, för de tre bägarna med och utan omrörning, presenteras i figur 12. Där värdena är väldigt olika från dag till dag, och i början av hydrolysen beter sig alla bägare ungefär lika. En orsak kan vara att det har skett en viss syretillförsel vid uttag av prov.

6539 7199 9126 9984 9503 6734 6921 7186 7548 9830 10456 6438 9870 0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 1 2 3 4 5 6 7 [m g/ l] Dag

COD

Självsed. Omrörning1 Omrörning2

2718 3125 3504 5100 6250 ₅₈₅₀ 2539 3956 1892 2998 5650 7450 ₇₁₀₀ 0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000 1 2 3 4 5 6 7 [m g/ l] Dag

VFA

26

Figur 12. Hydrolys av ammonium, 𝑁𝐻_$ under sex dygn två bägare under omrörning och en som självsedimenterade.

För hydrolys av fosfat blev det inga presentabla resultat då det inte gick mäta halten fosfat. Resultatet visade sig vara över analysens mätintervall. Detta kan ha att göra med att fosfat är en anjon och då polymerer tillsätts vid filtrering reagerar dessa med varandra vilket kan ha medfört resultatet.

Hydrolysomgång 2 visade att för att få bäst utbyte ska primär slam hydrolyseras, under omrörning, med en uppehållstid på fem dygn. Samt att största delen av sönderdelningen sker efter 4 dygn efter hydrolysens starta. Efter 6 dygn avtar sönderdelningen. De första 4 dygn sker det sönderdelning men inte i lika stor grad. I tabell 11 är resultaten för hydrolysomgång 3. Resultatet efter en fem dygns hydrolys visas för både hydrolys med och utan omrörare. Parametrarna för 𝐶𝑂𝐷n,

𝐶𝑂𝐷An och VFA analyserades och jämfördes. Bägaren som hydrolyserades under

omrörning gav högst sönderdelning av det organiska materialet.

Tabell 11. Jämförelse av hydrolys med och utan omrörare efter fem dygns hydrolys.

Parametrar Omrörare [mg/l] Självsedimenterade [mg/l] 𝑪𝑶𝑫_{𝒇𝒊𝒍𝒕𝒓𝒆𝒓𝒂𝒅} 67 000 44 750 𝑪𝑶𝑫_{𝒐𝒇𝒊𝒍𝒕𝒓𝒆𝒓𝒂𝒅} 21 405 21 301 VFA 4 059 3 102

Hydrolysen under fem dygn är illustreras av figurerna nedan, en figur för respektive parameter samt med och utan omrörning. Analyser gjordes inte dag två och tre.

46 10 26 8 7 10 43 12 6 ₅ 9 45 11 14 11 0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 1 2 3 4 5 6 7

Ammonium, NO

27

Figur 13. Hydrolys av 𝐶𝑂𝐷_n under fem dygn med och utan omrörning.

Figur 14. Hydrolys av 𝑉𝐹𝐴 under fem dygn med och utan omrörning.

Figur 15. Hydrolys av ammonium, 𝑁𝐻_$ under fem dygn med och utan omrörning.

Figur 16. Hydrolys av fosfat, 𝑃𝑂_$.1 under fem dygn med och utan omrörning. 4.4 Verkets behov av kolkälla

Hydrolysatet som användes tillsättning och beräkning, var kolkällan från hydrolysomgång tre. 17735 22638 43800 67000 0 20000 40000 60000 80000 0 1 2 3 4 5 6 7 mg /l Dag CODf (omrörning) 17735 22099 38700 44750 0 20000 40000 60000 80000 0 1 2 3 4 5 6 7 mg /l Dag CODF (självsed.) 1848 3509 3707 4059 0 1000 2000 3000 4000 5000 0 1 2 3 4 5 6 7 mg /l Dag VFA (Omrörning) 1848 2981 3531 3102 0 1000 2000 3000 4000 5000 0 1 2 3 4 5 6 7 mg /l Dag VFA (Självsed.) 74,69 204,6 132 270,6 0 100 200 300 0 1 2 3 4 5 6 7 mg /l Dag Ammonium (Omrörning) 74,69 276,1 209 151,8 0 100 200 300 0 1 2 3 4 5 6 7 mg /l Dag Ammonium (Självsed.) 8 9 19 61 0 20 40 60 80 0 1 2 3 4 5 6 7 mg /l Dag Fosfat (Omrörning) 8 9 15 48 0 20 40 60 80 0 1 2 3 4 5 6 7 mg /l Dag Fosfat (Självsed.)

28

4.4.1 Tillsättning av kolkälla

Kolkällan som användes plockades ut efter fem dygns hydrolys när den hade som högst halt av 𝐶𝑂𝐷_{_ö•O}, vilket var 67 000 mg/l.

Mängden nitratstandardlösning som behövde tillföras i pilotmodellen av biosteget var 60 ml. I tabell 12 visas resultatet att med tillsättning av kolkälla så sker det reningen av nitrat i biosteget. Detta resultat jämfördes med endast tillsättning av nitrat i en bägare för att ha en nollpunkt att utgå ifrån och på så sätt se kolkällans effektivitet av rening. Då avloppsvattnet redan innehåller en vis mängd kol så kunde en liten del renas bort med tiden. Men efter en viss tid så ökade halten nitrat i bägaren, det resultat har inte vidare undersökts.

Tabell 12. Resultatet av tillsättningen av kolkällan jämfört med endast nitrat.

Tid Med kolkälla

[mg/l]

Endast nitrat (referenspunkt) [mg/l]

Kl:14.30 15,5 17,3

Kl:14.45 13,4 17,1

Kl:15.00 11,2 16,8

Kl:15.30 0,789 21,4

Detta resultat visar tydligt att hydrolysatet fungerar som kolkälla för att rena bort nitratet från biosteget.

4.4.2 Behov av kolkälla

Vid beräkning av Ekeby reningsverks behov av kolkälla upptäcktes det att i dagsläget inte finns något behov av kolkälla i fördenitrifikations steget, då verket saknar nitrat retur från aeroba bassängen tillbaka till fördenitrifikationen. En överslagsberäkning för kolbehovet utfördes för det scenario då verket ställer om och inför nitratretur eller bygger till ett efterdenitrifikations steg.

Figur 17 visar sammanställningen av inkommande dygnsprover av totalkväve halten till biosteget. Värdena är hämtade från Eskilstuna Strängnäs Energi & Miljös, ESEM:s labbdatabas, aCurve. Högsta halten totalkväve var 19 dec år 2017 och medelvärdet under denna period var 30,1 mg/l.

29

Figur 17. Totalkvävehalten i inkommande vatten från försedimenteringen över en tre års period.

Figur 18 visar sammanställningen av inkommande dygnsprover av BOD7 halten till

biosteget. Värdena är hämtade från aCurve. 47 mg/l var högsta halten BOD7 den

9.e september år 2018 och lägsta värdet var 2 mg/l den 27.e november 2017 var medelvärdet under denna period var 23 mg/l.

Figur 18. BOD7-halten i inkommande vatten från försedimenteringen över en tre års period.

Inkommande nitrathalt till biosteget från försedimenteringen redovisas i figur 19 med dygnsprover hämtade från labbdatabasen aCurve under åren 2017 – 2020.

48,81 98,84 13,11 13,92 46,48 13,66 0 20 40 60 80 100 120 mg /l Dygnsprover 2017-01-07 till 2020-03-30

Totalkväve, N-tot

BOD

30

Figur 19. Nitrathalten i inkommande vatten från försedimenteringen över en tre års period.

Figur 20 och 21 visar dygnsprover för kolbehovet under en tre års period från åren 2017 till 2020. I bilaga 2 bifogas indata för med vilka värden kolbehovet har räknats fram och beräkningarna beskrivs i metod delen av rapporten, avsnitt 3.3.2. Figur 20 är kolbehovet beräknat med totalkväve ut och figur 21 är kolbehovet räknat på ammonium, 𝑁𝐻_$,wO.

Figur 20. Verkets behov av kol räknat på mängden totalkväve ut. 0,76 5,33 3,90 12,86 0 2 4 6 8 10 12 14 mg /l Dygnsprover År 2017-01-07 till 2020-03-30

Nitrat, NO

Kolbehov (N-tot)

31

Figur 21. Verkets behov av kol räknat på mängden ammonium ut.

Figuren nedan, figur 22 visar årsmedelvärden för behovet av COD (organiskt kol), som kolkällan behöver täcka för åren 2017–2020 för att nå 10 mg/l tot-N i utgående vatten räknat med utgående ammonium, NH4 och totalkväve, N-tot.

Figur 22. Graferna visar årsmedelvärdet för behovet av COD räknat på med NH4 och N-tot mellan åren 2017 och 2020.

Högst halt av löst COD produktion i slamhydrolysen som utfördes i denna hydrolys var:

𝐶𝑂𝐷˜€aR^_€• (_ö•O)= 67 000 𝑚𝑔/𝑙 (fem dygns hydrolys)

Tabellen nedan, tabell 13 visar mängden tillgängligt COD som kommer in till verket samt mängden kilo kolkälla som behöver tillföras i enheten kg/dygn. Dessa resultat redovisas som ett årsmedelvärde. Behov kol i enheten mg/l är behovet som redovisas i figur 22. -200 0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800 mg /l DYGNSPROVER ÅR 2017-2020

Kolbehov (NH

)

COD behov räknat med NH4

381 375 409 284 0 100 200 300 400 500 2017 2018 2019 2020 mg /l ÅRSMEDELVÄRDE AV DYGNSPORVER

32

Tabell 13. visar resultatet av årsmedel för kolbehovet, COD tillgängligt samt kolbehovet i kg/dygn. ÅR Behov 𝑪𝑶𝑫𝒕𝒐𝒕.𝑵 [mg/l] Behov 𝑪𝑶𝑫𝑵𝑯𝟒 [mg/l] Tillgängligt COD [𝒌𝒈/𝒅] Behov 𝑪𝑶𝑫𝒕𝒐𝒕.𝑵 [𝒌𝒈/𝒅] Behov 𝑪𝑶𝑫𝑵𝑯𝟒 [𝒌𝒈/𝒅] 2017 381 379 15 590 16 406 16 320 2018 375 288 21 019 15 517 11 917 2019 409 371 22 650 19 592 17 771 2020 284 258 22 190 13 476 12 242

Då hydrolysen kräver en uppehållstid på fem dygn för maximal upplösning av COD kommer behovet inte kunna täckas med hjälp av en internkolkälla.