Fakulteten för hälsa, natur- och teknikvetenskap Miljö- och energisystem
Klara Undin
Vattenrening i
textilåtervinningsindustri
Reducering av nonylfenol, bromerade flamskyddsmedel och sulfat i re:newcells
processvatten
Water purification in textile industry
Reduction of nonylphenol, brominated flame retardants and sulphate
Examensarbete 15 hp
Högskoleingenjörsprogrammet i energi- och miljöteknik
Juni 2020
Handledare: Maria Sandberg Examinator: Lena Brunzell
Sammanfattning
Kläder och textilier produceras och konsumeras i allt högre grad med stor påverkan på miljö, klimat och jordens resurser som följd. En attraktiv lösning på det är återvinning av kläder, vilket företaget re:newcell gör.
Detta är en förstudie med syfte att undersöka vilka reningsmetoder re:newcell skulle kunna implementera för att förbättra sin vattenreningsprocess i framtiden. Tre ämnen vars halter i nuläget inte reduceras i reningen valdes ut till studien: nonylfenol, bromerade flamskyddsmedel och sulfat. En litteraturstudie kring dessa ämnen och möjliga reningsmetoder resulterade i att tre lämpliga reningsmetoder valdes ut till studien: ozonering, biologisk rening och jonbyte.
En försöksplan utformades med målen att ta reda på (1) hur tidigare rapporterade ozondoser påverkade nonylfenolhalten i re:newcells vatten, (2) hur stor andel TOC (Total Organic Carbon) en MBBR (moving body bioreactor) kunde reducera och (3) ifall PBDE (bromerade flamskyddsmedel) och sulfat var möjliga att bryta ner med i en MBBR, (4) hur stort jonbytarfilter som skulle krävas i re:newcells process för att reducera sulfathalten samt (5) i vilken ordning reningsstegen bör implementeras i framtida reningsprocesser.
Ozoneringsförsök utfördes på re:newcells laboratorium i Kristinehamn med totalt fem olika ozondoser. En biologisk MBBR utformades i laboratorium på Karlstad Universitet, där två olika uppehållstider testades för reducering av flamskyddsmedel, sulfat och TOC. Beräkningar på jonbytarfilter utfördes teoretiskt.
En ozondos på 0,45 mgO3/mgCOD gav en reducering på ca 31 % och 0,75 mgO3/mgCOD
gav 78 % reducering vid en nonylfenolhalt på 1100 g/L.
Resultaten från MBBR visar att bakterier trivs i re:newcells vatten och att de kunde reducera TOC med ca 50 %. Däremot kunde ingen reducering av sulfat uppmätas, vilket tyder på att ingen anaerob zon har uppstått. Halten av PBDE reducerades med ca 90 % med en uppehållstid på 45 h i MBBR, men om det beror på nedbrytning eller adsorption till slammet är inte fastställt.
Resultaten från beräkningen på jonbytarfiltret visade att filtret behöver vara 5,7-15 m3 vid regenerering en gång per dygn i re:newcells nuvarande pilotskaliga process.
Denna metod anses därmed inte vara en lämplig för sulfatreducering.
Den framtida reningsprocessen föreslås starta med MBBR och efterföljande sedimentering, följt av kemfällning, sedimentering/flotation, sandfilter, ozonering och sist aktivkolfilter, men vidare studier rekommenderas rörande vilken ordning reningsstegen bör implementeras för optimal effekt. Vidare studier kring vilken ozondos som krävs och vilken uppehållstid som är optimal i MBBR föreslås också.
Abstract
Clothes and textiles are increasingly produced and consumed causing a major impact on the environment, the climate and the earth's resources. One solution to the problem is to recycle clothes that are no longer used, which is what the company re:newcell does.
This is a feasibility study aimed at investigating what purification methods re:newcell could implement to improve their water purification process in the future.
Three substances not currently purified sufficiently were selected for the study:
nonylphenol, brominated flame retardants and sulfate. A literature review on these substances and possible purification methods for them resulted in that the following methods were selected for the study: ozonation, biological purification and ion exchange.
An experimental plan was developed with the aim of finding out (1) how previously reported ozone doses affected the nonylphenol content in re:newcell's water, (2) how much TOC an MBBR (moving body bioreactor) could reduce, (3) and whether the levels of brominated flame retardants and sulphate were possible to reduce in it, (4) the required size of the ion exchange filter in re:newcells process to reduce sulfate and (5) the order in which the purification steps should be implemented in future purification processes.
Ozonation experiments were carried out at re:newcell's laboratory in Kristinehamn with a total of five different ozone doses tested. A biological MBBR was designed in a laboratory at Karlstad University, where two different hydraulic retention times were tested for reducing flame retardants, sulfate and TOC. Calculations on ion exchange filters were performed theoretically.
An ozone dose of 0.45 mgO3/mgCOD produced a reduction of about 31% and 0.75 mgO3/mgCOD produced a 78% reduction at a nonylphenol content of 1100 µg / L The results from MBBR showed that bacteria thrived in re:newcell´s water and that they can reduce TOC by about 50 %. However, reduction of sulfate could be measured, suggesting that no anaerobic zone has occured. The content of PBDE was reduced by about 90% with a hydraulic retention time of 45 hours in MBBR, but whether it is due to degradation or adsorbation to the sludge is not determined.
The calculation regarding the ion exchange filter show that the filter needs to be 5,7- 15 m3 when regenerated once a day in re:newcell's current pilot scale process this method is therefore not considered appropriate for sulfate reduction for re:newcell.
The future purification process is proposed to start with MBBR and subsequent sedimentation, followed by chemical precipitation, sedimentation / flotation, sand filter, ozonation and last activated carbon filter, but further studies are recommended regarding which order the purification steps should be implemented for optimal effect. Further studies on which ozone dose is required and which residence time is optimal in MBBR are also suggested.
Förord
Ett stort tack tillägnas Kajsa Fougner, Amy Carlström och Tahani Kaldéus på re:newcell som varit högst behjälpliga vid både initiering och utförande av denna studie. Ännu ett tack tillägnas Maria Sandberg som agerat handledare vid universitetet och bistått med stöd och expertis.
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.
Förkortningar
COD – Chemical Oxygen Demand. Den mängd syre som krävs för att oxidera allt material som kan oxideras.
HRT – Hydraulic Retention Time. Uppehållstiden för vatten i en reaktor.
MBBR – Moving Body Bio Reactor. Suspenderad biofilmsprocess.
OUR – Oxygen Uptake Rate. Syreförbrukningshastighet.
PBDE – Polybromerade difenyletrar. Bromerade flamskyddsmedel.
TOC – Total Organic Carbon. Allt organiskt kol.
Innehållsförteckning
1 INLEDNING ... 1
1.1RE:NEWCELL ... 1
1.2RE:NEWCELLS VATTENRENING ... 2
1.2.1 Kemfällning ... 2
1.2.2 Slamavskiljning ... 3
1.2.3 Sandfilter ... 3
1.2.4 Aktivkolfilter ... 4
1.3VALDA ÄMNEN OCH RENINGSMETODER ... 4
1.3.1 Nonylfenol ... 4
1.3.2 Ozonering ... 5
1.3.3 Bromerade flamskyddsmedel ... 6
1.3.4 Biologisk rening ... 6
1.3.5 Sulfat ... 7
1.3.6 Jonbyte ... 7
1.4SYFTE OCH MÅL ... 8
2 METOD ... 8
2.1KEMFÄLLNING ... 9
2.2SANDFILTER ... 10
2.3OZONERING ... 11
2.4AKTIVKOLFILTER... 13
2.5MBBR, BIOLOGISK RENING ... 13
2.6JONBYTE ... 14
3 RESULTAT... 15
3.1KEMFÄLLNING ... 15
3.2OZONERING ... 15
3.3AKTIVKOLFILTER... 16
3.4MBBR ... 16
3.5JONBYTE ... 19
4 DISKUSSION ... 20
4.1HUR RENINGSSTEGEN PÅVERKAR VARANDRA ... 20
4.2KEMFÄLLNING ... 21
4.3SANDFILTER ... 22
4.4OZONERING ... 22
4.4.1 Osäkerheter ... 22
4.4.2 Dosering ... 23
4.5AKTIVKOLFILTER... 23
4.6MBBR ... 24
4.6.1 Nedbrytning ... 24
4.6.2 Anaerob zon ... 24
4.6.3 PBDE ... 25
4.6.4 Näringsämnen... 26
4.7JONBYTE ... 26
5 VIDARE STUDIER... 27
6 SLUTSATSER ... 28
REFERENSER ... 29
1 Inledning
Snabbt mode, så kallat fast fashion, är en trend som ökat lavinartat de senaste åren.
År 2000 släppte modeindustrin 2 kollektioner per år, medan år 2015 släpptes i genomsnitt 5 kollektioner och en välkänd spansk kedja lanserade 24 nya kollektioner. Detta är en medveten strategi som leder till att konsumenten vill handla nya kläder oftare för att känna sig trendig, vilket industrin möjliggör genom att stora internationella klädkedjor massproducerar stora volymer och håller nere priset på kläder. (Sajn, 2019)
I EU använder hushållen i snitt 5 % av sin ekonomi till kläder och skor och mellan 1996 och 2012 har antalet plagg köpta per person ökat med ca 40 %. Under samma period ökade priserna på kläder i genomsnitt med 3 % medan konsumtionspriser generellt ökade med 60 %. Alltså har priserna på kläder sjunkit ordentligt relativt till andra konsumtionsvaror. Trots detta har andelen av ekonomin som går till kläder fortsatt vara runt 5 %. I takt med att befolkningen ökar kommer förutspås också klädkonsumtionen att fortsätta öka. Många röster höjs för att denna utveckling är ohållbar. (Sajn, 2019)
I Sverige konsumeras idag i genomsnitt 13 kg textilier, främst kläder, per person och år och majoriteten av dessa är producerade i länder utanför EU Innan ett klädesplagg används för första gången har det gått igenom fler steg än de flesta kunder inser;
oftast är det en producent som gör garnet, en annan stickar eller väver det till tyg och en tredje syr ihop plagget av tyget. Produktionen kräver generellt stora markytor, mycket vatten, kemikalier och långa, vilka alla påverkar miljön och klimatet i olika grad. (Adolfsson, 2019)
När kläder är utslitna eller inte längre önskade kan de återanvändas genom secondhand, men de allra flesta slutar som deponi eller bränns. Varje svensk slänger i snitt 7,5 kg textilier per år (Adolfsson, 2019), alltså drygt hälften så mycket som köps. Av det som slängs är omkring 58% bomullsplagg (Hultén et al., 2006). Hittills har bomull inte kunnat återvinnas med tillräckligt god kvalitet och därför har endast en mycket liten andel av kläder återvunnits till ny textil (re:newcell AB, 2019).
1.1 Re:newcell
Re:newcell började med forskare på KTH som undersökte produktion av bioetanol med syfte att hitta ett nytt sätt att bryta ner cellulosa. Med tiden insåg forskarna att deras metod skulle kunna användas till att bryta ner cellulosa även i bomull och viskos och att detta kunde vara nyckeln till att återvinna textiler i stor skala och i förlängningen göra mode mer hållbart (re:newcell AB, 2019).
I januari 2012 grundade forskarna därför företaget re:newcell. Re:newcells återvinningsteknologi bryter ned använd bomull och andra naturliga fibrer till ett nytt, biologiskt nedbrytbar råmaterial kallat Circulose®. Detta material kan göras om till textilfibrer som möter industrins krav (re:newcell AB, 2019).
Den första re:newcell-pilotanläggningen öppnade 2017 i Kristinehamn, en med kapacitet att producera 7000 ton Circulose® per år. Målet med denna anläggning är
Re:newcell tar emot plagg med högt cellulosainnehåll, så som bomull och viskos, och utsätter dem för följande process: Textilen strimlas; knappar och blixtlås tas bort;
textilstrimlet blöts upp och blandas till en ”slurry” som bleks och behandlas;
föroreningar och annat icke-cellulosainnehåll separeras från slurryn. Till sist torkas den renade slurryn för att producera en massa, Circulose®, som packetteras och återgår till textilproduktionscykeln. En förenkling av processen finns illustrerad i fig.
1.
Enligt företaget självt leder Re:newcells process av återvinning av bomull- och viskosfibrer till användning av mindre vatten och kemikalier, mindre koldioxid utsläpp samt ett lägre tryck på jordens resurser jämfört med nytillverkning av textilier. En uppskalning av projektet är därmed önskvärd så att fler använda bomullsplagg kan samlas in och mängden plagg på marknaden av återvunnet material kan öka.
Fig. 1. En illustration av re:newcells process (re:newcell AB, 2019).
1.2 Re:newcells vattenrening
En av re:newcells utmaningar är att säkerställa att avloppsvattenreningen är tillräckligt effektiv och detta har valts som fokusområde för denna studie.
Re:newcells vattenrening består idag av en kemfällning med efterföljande lamellsedimentering, sandfilter och aktivkolfilter (fig. 2)
Fig. 2. Blockschema över re:newcells vattenrening.
1.2.1 Kemfällning
Med kemisk rening får man lösta föreningar att anta en fast form som kan flockas ihop och avskiljas med t.ex. sedimentering, vilket kan användas bland annat för rening av fibrer ur avloppsvatten från pappersbruk och inom textilindustrin för att rena färgämnen (Persson et al., 2005).
I re:newcells kemiska rening avlägsnas metaller, fibrer och färgämnen som inte bör släppas ut till recipient. Fibrer kan tillhöra kategorin kolloider, vilket är partiklar av storleksordningen en ångström (10-10 m), som varken sjunker eller flyter i vatten, men är för stora för att brytas ner effektivt biologiskt (Sandberg, 2019). Kolloidala
partiklar har en negativ laddning på ytan, vilket gör att de repellerar varandra och kan därför inte bilda större aggregat som kan sedimentera. Kolloiderna kan koaguleras genom att tillsätta positiva joner, t.ex. Fe3+ eller Al3+, som kolloiderna kan fastna på så att ytan blir neutral. Då kan Van der Waals-krafterna verka så att större grupperingar av partiklar som kan sedimentera kan bildas. Man använder joner med hög laddning för att hålla nere mängden som behöver tillsättas. (Persson et al., 2005)
För att uppnå önskvärd koagulering behöver pH vara rätt och en kraftig omrörning behövs när fällningskemikalierna tillsätts för att de ska kunna reagera med så många kolloida partiklar som möjligt. Annars kan kemikalierna reagera med vattnet istället, och bilda hydroxider. Hydroxiderna flockar ihop sig och kan också binda kolloider i en process som kallas svepkoagulering, men dessa flockar håller inte samman lika väl vilket gör att under flockningen kan en polymer behöva tillsättas för att få flockarna att hålla ihop bättre. (Sandberg, 2019)
Vid kemisk fällning av metaller justeras vattnets pH tills önskad metall fälls ut som en metallhydroxid (Persson et al., 2005). Därefter flockar man metallhydroxidpartiklarna på samma sätt som beskrivits ovan. Olika metaller fälls ut vid olika pH och processen behöver därför flera steg om flera metaller finns i samma vatten. Re:newcell är främst intresserade av att fälla krom, vilket sker bäst vid ett neutralt pH (Persson et al., 2005).
1.2.2 Slamavskiljning
Sedimentering är en form av slavavskiljning där man utnyttjar slammets densitet för att låta det sjunka till botten medan det renade vattnet förs vidare från toppen, vilket sker genom att sänka vattenflödets hastighet. En variant på utformning av sedimentering är lamellsedimentering, där man använder sig av sneda skivor som vattnet får passera genom vilket gör att vattnet får en längre transportsträcka och man får då en effektiv anläggning som tar liten plats. Denna metod är vanlig i samband med kemfällning med metallhydroxidslam. En potentiell nackdel är att Lamellsedimenteringen kräver underhåll i form av rengöring av skivorna, för att inte få beläggningar som stör avskiljningen. (Persson et al., 2005)
1.2.3 Sandfilter
Sandfilter är en relativt enkel och billig metod där vattnet filtreras genom sanden och ämnen kan adsorbera till sandkornen. I denna filtreringsprocess fastnar större partiklar, så som kemslam som ej stannat i sedimenteringen, mellan sandkornen och i adsorberingen fäster ämnen till sandkornens yta. Det kan även bildas en biohud av bakterier på sanden, där en viss biologisk nedbrytning kan ske, vilket kan öka reduceringen av biologiskt nedbrytbara ämnen. (Persson et al., 2005).
1.2.4 Aktivkolfilter
Aktiv kol är det vanligaste adsorptionsmedlet på marknaden och det har mycket goda adsorptionsegenskaper, främst på grund av dess stora specifika yta. När aktiv kol används inom vattenrening fungerar det bäst för att adsorbera ämnen med låg vattenlöslighet, låg polaritet samt hög molekylvikt, t.ex. indigo (C16H10N2O2) som färgar re:newcells vatten blått, och processen fungerar bäst i låga temperaturer.
(Persson et al., 2005)
Ett problem med adsorption är igensättning. Filtret kan sättas igen när det fångat upp tillräckligt mycket adsorbent och behöver då regenereras. Därför bör halten av suspenderade ämnen i vattnet vara låg, ca 1%, innan den går in i kolfiltret och denna metod används därför med fördel som ett polerande slutsteg för svårnedbrytbara ämnen. Kolet kan adsorbera ca 100–200 g absorbent per kg kol innan regenerering behövs och regenerering kan göras med pH-förändring eller med lösningsmedel, beroende på adsorbenten. Adsorbentens bindningar till kolet kan vara så starka att termisk regenerering krävs, alternativt att kolet deponeras. (Persson et al., 2005).
1.3 Valda ämnen och reningsmetoder
Enligt uppmätta data från re:newcell är deras nuvarande rening inte tillräcklig för att reducera vissa ämnen. Beroende på vilken råvara de använder i processen varierar dessa ämnen och inga halter i vattnet är konstanta. Tillsammans med re:newcell valdes tre av dessa ämnen ut till denna studie: nonylfenol, bromerade flamskyddsmedel och sulfat. Arbetet inleddes med en litteraturstudie kring dessa ämnen och möjliga reningsmetoder för dem. Dessa ämnen valdes på grund av hur ofta de har detekterats och hur troligt det är att de kommer återkomma i framtiden, samt baserat på möjligheterna att genomföra analyser och aktuella reningsmetoder i denna studie.
1.3.1 Nonylfenol
Nonylfenol (C9H19C6H4OH) är ett toxiskt, bioackumulerande och persistent ämne som är förbjudet inom EU, men kan hittas i importerade textiler (Hök et al., 2007).
Nonylfenol kan bland annat ingå i tvättmedel som används i textilindustrier, främst i Asien där det förbrukas upp till 130g nonylfenol per kg tillverkad t-shirt (Olsson et al., 2009). Enligt studier finns i snitt 0,7g nonylfenol per kg textil i importerade kläder (Hök et al., 2007). Hälsoeffekter detekterade i samband med exponering av nonylfenol är hormonrubbningar främst på grund av att det liknar östrogen och har bland annat kopplats samman med sterilitet (Hök et al., 2007).
Nonylfenol har i flertalet studier renats med hjälp av ozonering (tabell 1). I vissa fall har halter av formaldehyd detekterats som biprodukt (Hu et al., 2007). Formaldehyd är en giftig gas som kan verka irriterande på ögon och luftvägar och kan verka allergi- och cancerframkallande (Montelius et al., 2011).
Tabell I. Översikt av reducering av nonylfenol med ozonering.
1.3.2 Ozonering
Ozon (O3) är en instabil och explosiv gas, därför är den inte är enkel att lagra eller transportera. På grund av detta används normalt en ozongenerator vid ozonering, som kan generera ozon av antingen luft eller syrgas. Ozonet tillsätts i gasform till processvattnet, helst underifrån så att det får bra förutsättningar för kontakt med vattnet (Havs- och vattenmyndigheten, 2018a)
Att ozon är instabilt är anledningen att det är effektivt att rena med eftersom det är ett väldigt reaktivt ämne. Ozon har länge använts för desinficering av dricksvatten, men det kan också vara ett kostnadseffektivt sätt att rena svårnedbrytbart organiskt material i avloppsvatten (Havs- och vattenmyndigheten, 2018a)
Ozonering omvandlar kolföreningar och kan bilda olika transformationsprodukter, vilka kan vara toxiska beroende på vad som omvandlas (som tidigare nämnt har halter av formaldehyd uppmätts efter ozonering av nonylfenol). På grund av detta rekommenderas ofta en biologisk efterbehandling, så som ett aktivkolfilter.
Allt oxiderbart material i avloppsvattnet påverkar ozonbehovet, därför rekommenderas det att placera ozonering efter ett reningssteg som redan har reducerat det mesta COD.
Ozongenerering är relativt energikrävande, vilket gör att ozondoseringen gärna hålls nere så lågt som möjligt, vilket är möjligt då ozonering är en flexibel metod. Det kräver dock en avancerad övervakning och styrteknik för att kunna anpassa doseringen efter rådande förhållandet. Sådan teknik är under utveckling.
Energiförbrukning vid ozonering beror på bland annat hur syrgasen framställs och hur mycket ozon som krävs (Havs- och vattenmyndigheten, 2018a).
Baserat på tidigare försök rekommenderas en ozondosering på 0,4-0,9 gO3/gDOC
(Havs- och vattenmyndigheten, 2018a), men det kan påverkas av andra oorganiska ämnen som konsumerar ozon (tabell 1).
Reaktor- volym [L]
COD-halt före [mg/L]
Ozon-dos [mg/l]
Specifik ozon- dos [g/gCOD]
Nonylfenol före [ug/L]
Nonylfenol efter [ug/L]
HRT [min]
pH Källa
115 23 3 0,130 0,38 0,24 9,9 7,58
(Baresel et al., 2014)
115 23 7 0,304 0,38 0,21 9,9 8,14
(Baresel et al., 2014)
115 21 13 0,619 0,38 0,14 13,6 7,76
(Baresel et al., 2014)
2 000 000 80 10 0,125 1,21 0,61 100,0
(Bertanza et al., 2013)
1460 30 8 0,267 1 0,31 40,0
(Bertanza et al., 2010)
1460 30 11 0,367 1 0,05 35,0
(Bertanza et al., 2010)
3 33,3 15 0,450 0,8 0,104
8,4 (Hernández-Leal et al., 2011)
1.3.3 Bromerade flamskyddsmedel
I vissa material, bland annat textilier, används flamskyddsmedel för att minska brandrisken. Det finns ca 70 st olika bromerade flamskyddsmedel så kallade polybromerade definyletrar (PDBE). (Norström, 2019), De flesta är persistenta och bioackumulerande men toxiciteten varierar (Kemikalieinspektionen, 2003). PDBE kan ha olika antal bromatomer, vilket ger dem olika egenskaper. Studier har visat att föreningar med lägre bromantal, t.ex. penta-BDE med fem bromatomer, har högre toxicitet än de med högre bromantal, t.ex. deka-BDE med 10 bromatomer (Kemikalieinspektionen, 2003). De hälsokonsekvenser som kopplats samman med exponering av PDBE i vetenskapliga studier är bland annat fosterskador så som försenad skelettbildning (Kemikalieinspektionen, 2003).
Flamskyddsmedlen kan läcka ut i miljön under hela livscykeln för produkten, och kan spridas till människor både genom inandning av damm samt genom mat, speciellt fet fisk (Norström, 2019). Att de bromerade flamskyddsmedlen är persistenta innebär att de är svårnedbrytbara och blir kvar länge om de kommer ut i naturen, men studier har visat att kan brytas ned biologiskt. Om de bromerade flamskyddsmedlen kommer ut i miljön kan de transporteras långt i både luft och vatten, och ämnet har hittats till och med i Arktis (Norström, 2019).
Det har visats att speciella bakterier kan bryta ner PDBE väl under aeroba förhållanden (Yu et al., 2020), men också under anaeroba förhållanden (Stiborova et al., 2015). En studie visade att växlande mellan aeroba och anaeroba förhållanden gav goda resultat (Pan et al., 2019). Det som studierna har gemensamt är långa uppehållstider, alltså att bakterierna får lång tid på sig att bryta ner ämna.
Den specifika PBDE som valts till denna studie är nonaBDE, en bromerad difenyleter med 9 bromatomer.
1.3.4 Biologisk rening
I biologisk rening utnyttjas bakteriers förmåga att bryta ner organiska kolföreningar.
Den vanligaste formen är aerob nedbrytning, där bakterierna får tillgång till fritt syre genom luftning av bassängerna och kan därmed omvandla kolföreningarna till koldioxid, vatten och cellmassa. De behöver också näringsämnen som fosfor och kväve för celluppbyggnad. I den biologiska reningen kommer de mikroorganismer som är bäst lämpade för omständigheterna att överleva och föröka sig. De börjar äta av den mest lättnedbrytbara kolkällan och tar sedan den svårare om de får tid på sig.
Då får de bakterier som kan äta de svårnedbrytbara eller giftiga ämnena en fördel och kan därmed konkurrera ut andra organismer. Bakterierna växer, förökar sig och kan efter processen avskiljas med t.ex. sedimentering. (Sandberg, 2019)
I anaerob rening tillsätter man inget syre till processen utan bakterierna använder istället ämnen som nitrat och sulfat som elektronacceptorer. Vilken elektronacceptor som används beror på Gibbs fria energi, som innebär att kemiska reaktioner sker enklare spontant om entropiändringen är större än entalpiändringen. I praktiken innebär det att bakterierna hellre omvandlar nitrat före sulfat, varför det kan krävas längre uppehållstider för att få en rening av sulfat. (Sandberg, 2019)
En slags bioreningsprocess kan ske med suspenderad biofilm, MBBR (moving body bio reactor). Luftningsbassängen fylls med fyllkroppar av plast där
mikroorganismerna kan växa på fyllkropparnas ytor. (Sandberg, 2019). Den stora mängden fyllkroppar ger en hög ytbelastning per volymenhet, ca 150-400 m2/m3 och kan därför rena mycket kol, ca 4-7 kgBOD7/m3,d (Persson et al., 2005).
Fördelen med att låta biofilm bildas på ett fast material är att slammet stannar kvar i reaktorn och därmed blir slamåldern hög. Då får organismerna tid på sig att adaptera till omständigheterna och får chansen att bryta ned svårnedbrytbara föreningar. Blir lagret av biofilm tillräckligt tjockt kan en anaerob zon bildas längst in dit syret inte når, och olika slags bakterier med olika reningsprocesser, kan frodas i samma bassäng. (Sandberg, 2019)
1.3.5 Sulfat
Sulfat (SO42-) är en jon som bland annat används inom pappersindustrin vid blekning av pappersmassa. Sulfat är inte farligt i sig, men höga koncentrationer i sjövatten kan leda till försurning om det omvandlas till svavelsyra (Persson et al., 2005).
Den enklaste sulfatrening är tillsats av kalcium där en utfällning av kalciumsulfat eller gips bildas som kan avskiljas i sedimenteringsbassäng. Med denna metod kommer man dock inte under sulfatkoncentrationer om ca 1700 mg/L (Havs- och vattenmyndigheten, 2018b). En annan enkel metod för rening av sulfat är ett jonbytarfilter, där man når lägre koncentrationer (Persson et al., 2005).
Som nämnt i föregående stycke är en tredje variant att låta anaeroba bakterier utnyttja sulfat som elektronacceptor.
1.3.6 Jonbyte
Jonbyte innebär att ämnen i jonform fastnar på en jonbytarmassa tack vare dess laddning. Ska man rena en negativ jon, så som sulfat, har man en positivt laddad jonbytarmassa som initialt är full med harmlösa anjoner, så som hydroxidjoner, som kan bytas mot sulfatet. När jonbytarmassan är mättad och inte längre fångar upp sulfat får man ett så kallat genombrott, den avsedda jonen går igenom filtret utan att fångas upp och massan behöver då regenereras. Då kör man filtret baklänges med en hög koncentration av hydroxidjoner och får då ut en hög koncentration av sulfat som kan avskiljas och destrueras (Persson et al., 2005).
Jonbytarmassan vid anjonbyte består av aminer där hydroxidjonen enkelt kan bytas ut. Processen utförs i kolonner där jonbytarmassan är i form av små kulor med ca 2 millimeter i diameter.
Jonbytarfiltrets kapacitet beror på dess storlek, flödet av vatten samt koncentrationen av den jonen som ska avskiljas. Kapaciteten uttrycks i jonekvivalenter per liter jonbytarmassa (ekv/l). Ekvivalenter är molekylvikten dividerat med laddningen för jonen som ska avskiljas, till exempel sulfat har molekylvikt 96 g, laddning -2 och därmed ekvivalens 48. En svagt basisk anjonbytare som lämpar sig för avskiljning av sulfat har en kapacitet om ca 0,4-0,7 ekv/l (Persson et al., 2005).
1.4 Syfte och mål
Detta är en förstudie med syfte att undersöka vilka reningsmetoder re:newcell skulle kunna implementera för att förbättra sin vattenreningsprocess i framtiden. Mer specifikt var syftet att undersöka tre ämnen för vilka re:newcell identifierat att den nuvarande reningsprocessen är otillräcklig: nonylfenol, bromerade flamskyddsmedel och sulfat. Genom litteraturstudier identifierades en försöksplan för att undersöka tre potentiella reningsmetoder: ozonering, biologisk rening och jonbyte.
Ozoneringsförsöken fokuserade på att undersöka effekten av fem tidigare rapporterade doser. I den biologiska reningen, i form av en MBBR, testades två uppehållstider för nedbrytning av bromerade flamskyddsmedel, TOC och sulfat.
Jonbytarfiltret utvärderas endast genom teoretiska beräkningar med indata från re:newcells process.
Målet med studien var att besvara följande frågor:
1) Vilken effekt har tidigare rapporterade ozondoser på reducering av nonylfenol i re:newcells processvatten?
2) Hur stor andel av det lösta organiska materialet i re:newcells vatten kan en MBBR reducera?
3) Är det möjligt att bryta ner sulfat och bromerade blamskyddsmedel i re:newcells processvatten biologiskt i en MBBR?
4) Hur stort jonbytarfilter krävs vid regenerering en gång per dygn i re:newcells reningsprocess?
5) I vilken ordning bör reningsstegen implementeras i en framtida reningsprocess?
2 Metod
En modell av re:newcells rening utformades i laboratorieskala och kompletterades med ozonering mellan sandfilter och aktivkolfilter. En MBBR stod på sidan om där försök utförts separat. Analys av TOC utfördes före och efter kemfällning och analyser av nonylfenol utfördes före och efter ozonering. Halter av TOC, jonstyrka och flamskyddsmedel analyserades före och efter vattnet passerat genom MBBR (fig.4). En studie kring jonbytarfilter utfördes teoretiskt.
Inga analyser av vattnet utfördes innan försöksplaneringen, därför tillsattes nonylfenol och nonaBDE före försöken för att försäkra att det fanns i vattnet vid försökstillfällena.
När re:newcell använder jeans-rester som råvara färgas processvattnet blått och de benämner det som blått vatten. Vid annan råvara är vattnet inte färgat och kallas då vitt vatten. Ca 40 liter blått vatten från re:newcells process hämtades 2020-03-02, förvarades därefter i kylskåp och användes som råvatten för alla experiment. Fem olika halter av ozon testades (0,15, 0,3, 0,45, 0,6 och 0,75 mgO3/mgCOD) och två olika uppehållstider (45 och 82h) i MBBR.
Analyserna av nonylfenol lämnas in på SynLab i Karlstad och analyserna av bromerade flamskyddsmedel skickas in till ALS Scandinavia.
Fig. 4. Blockschema över försöksplanering med vilka reningssteg och analyser som planerats.
2.1 Kemfällning
Försöket inleddes med att mäta pH, för att utvärdera ifall det fanns ett justeringsbehov. Till kemfällningen användes en metallfällare, en hjälpkoagulant samt en polymer som fåtts från re:newcell. Alla tre tillsattes i samma doser som i re:newcells nuvarande rening (tabell 2).
Tabell II. Doser använda vid kemfällning.
Ämne Koncentration [L/L]
Metallfällare 40
Hjälpkoagulant 420
Polymer 8
Först späddes alla tre 1:100 med destillerat vatten för att underlätta vid dosering.
Metallfällare och hjälpkoagulant mätes upp med pipett, 1ml, som fördes över till en volymetrisk flaska som sedan fylldes med destillerat vatten till 100ml. Polymeren hade för hög viskositet för att dosera med pipett, och uppmättes därför med våg.
Först gjordes ett försök i liten skala med 100 ml processvatten för att kontrollera att doserna stämde och fällningen fungerade. Därefter utfördes det riktiga experimentet för vilket 3 liter processvatten användes. Processvatten mättes upp i en bägare som placerades på magnetomrörare. 16 L nonylfenol tillsattes med pipett under omröring. Efter en timmes omrörning tillsattes metallfällare med pipett under kraftig omrörning. Hjälpkoagulant och polymer tillsattes därefter med pipett under svag omrörning.
Svag omrörning fick pågå i ca 10min, därefter stängdes magnetomröraren av för att låta slammet sjunka till botten (fig. 5). Efter att slammet sedimenterat hälldes klarfasen över på flaskor och slammet hälldes över i en dunk för avfallsförvaring.
Det vatten som skulle analyseras centrifugerades för att få bort eventuellt
Vid ett senare tillfälle utfördes samma experiment med 4 liter vatten, där nonylfenol tillsattes efter kemfällningen under kraftig omrörning som pågick i ca 4 timmar.
Nonylfenolen vägdes till 20 mg i en aluminiumform som fick ligga i vattnet under omrörningen för att försäkra om att den mesta nonylfenolen lossat från formen.
Vattnet fick stå över natten innan analyser av nonylfenol utfördes.
TOC-halten analyserades före och efter kemfällning, samt formaldehyd före kemfällning, båda med Hach Lange-kyvett.
Fig. 5. Ett inledande försök i liten skala (till vänster), samt uppställningen av det större försöket med 3 liter på magnetomrörare (till höger). Båda är efter sedimentering.
2.2 Sandfilter
En separatortratt om ca 1 liter fästes med dubbelmuff på en ställning (fig. 6). Cirka en halvliter sand som fåtts från re:newcell tillsattes i tratten och blötlades, för att förbättra adsorptionsförmågan.
Vid filtrering hälldes klarfasen från kemfällningen över sanden med stängd kran, så att tratten fylldes med vatten. Kranen öppnades sedan och vattnet fick försiktigt strila genom sanden. En uppehållstid på ca 10 minuter eftersträvades.
Fig. 6. Uppställningen av sandfilter.
2.3 Ozonering
Ozoneringsförsöken utfördes på re:newcells laboratorium på vattnet som genomgått kemfällning och sandfiltrering. Först mättes vattnets COD-halt med Hach Lange- kyvett till 672 mg/L.
En sugflaska (ca 2 liter) anslöts till en ozongenerator, som i sin tur är ansluten till en syrgastub (fig. 7). I andra änden är sugflaskan kopplad till två uppsamlingsflaskor med en vätska som fångar upp det ozon som inte lösts i vattnet i sugflaskan (fig. 7).
När vätskan i uppsamlingsflaskorna har blivit bärnstensfärgad är den mättad på ozon och det är dags att byta ut den.
Fig. 7. Uppställningen av ozoneringsförsök på re:newcells laboratorium.
Slangen som gick ner i sugflaskan förlängdes med en silikonslang som perforerades med kanylspets, för att få en bättre fördelning av ozonet i vattnet (fig. 8). Skarvar tätades med en töjbar plastfilm.
Tre olika doser av ozon testades: 0,15 mgO3/mgCOD, 0,3 mgO3/mgCOD och 0,6 mgO3/mgCOD (tabell 3). Vattenvolymen var 700 ml per försök. Vid ett senare tillfälle
samt en vattenvolym av 1,2 liter per försök. Ozondoserna baserades på tidigare genomföra studier på ozonering av nonylfenol (tabell 1).
Mängden ozon justerades med hur lång tid som ozongeneratorn var igång. Flödet av ozon från generatorn var enligt tidigare tester av re:newcell ca 5,4 g/h. Önskad tid, 𝑡, per försök beräknades med (2) där 𝑉 är volymen av vatten, 𝐶𝐶𝑂𝐷 är koncentrationen av COD [mg/l], 𝑆𝑂3 är den specifika ozondosen [mgO3/mgCOD] och 𝑄𝑂3är flödet av ozon [mg/s]. De beräknade tiderna finns i tabell 3.
𝑡 =𝑉𝐶𝐶𝑂𝐷𝑆𝑂3
𝑄𝑂3 (2)
Tabell III Beräknad tid för att uppnå rätt ozondos vid de olika försöken.
Försök nr Specifik ozon-dos [mgO3/mgCOD] Ozon-dos [mg/l] Tid ozonflöde [s]
1 0,15 100 47
2 0,3 200 94
3 0,6 400 188
4 0,45 300 242
5 0,75 500 403
Efter att generatorn fått gå avsedd tid stängdes den av och flaskan fick stå i 30 minuter innan systemet kördes med bara syrgas i ca en minut för att få bort eventuellt kvarvarande ozon. Analyser av nonylfenolhalt utfördes före ozonering samt efter varje utförd ozonering. Före försök nummer 5 tillsattes även några droppar av nonaBDE och analyser av PBDE utfördes före och efter ozonering hos SynLab.
Fig. 8. Närbild av sugflaskan och hur gasen fördelas i vattnet.
2.4 Aktivkolfilter
Tre separatortrattar (ca 150 ml, 100 ml och 500 ml) fästes med dubbelmuff på ställning (fig. 9). Ett filterpapper lades i botten av varje tratt för att minimera mängden kol som följde med ut. Ca 100ml kol som fåtts från re:newcell tillsattes per tratt och blötlades över natten för att förbättra adsorptionsförmågan.
Vattnet från ozoneringen filtrerades i varsin kolfiltertratt med en uppehållstid om ca 5 minuter eftersträvades. Vid filtrering av vattnet från försök 1-3 utfördes inga analyser men från försök 4-5 mättes halten formaldehyd före och efter aktivkolfiltret, med Hach Lange-kyvett.
Fig. 9. Uppställningen av de tre trattarna med aktiv kol.
2.5 MBBR, biologisk rening
En mantlad reaktor fylldes med ca 100 st fyllkroppar och ca 0,9 liter av re:newcells vita processvatten (fig. 10). En luftare användes för att syresätta vattnet och temperaturen hölls vid 37°C med en värmare. På grund av avdunstning minskade vattenvolymen och nytt processvatten fylldes på med jämna mellanrum, ca varannan dag. Efter ca två veckor hämtades blått vatten från re:newcell och detta användes då som ingående vatten till MBBR.
Efter ytterliga ett par veckor anslöts en pump som fyllde på processvatten till MBBR för att minimera tillsynsbehovet och få en kontinuerlig process. Pumpens flöde var ca 20 ml/h, vilket ger en uppehållstid (HRT) på ca 45 h i reaktorn.
Näringsämnen tillsattes i form av en lösning innehållande 1,5 g/L kväve och 0,5 g/L fosfor för att bakterierna ska få tillräckligt med näring enligt kvoten COD:N:P 100:1,1:04. 10 mL av lösningen tillsattes per liter ingående processvatten.
Analyser av TOC, formaldehyd och jonstyrka utfördes på vattnet före och efter
och formaldehyd utfördes med Hach Lange-kyvett och jonstyrkan mättes med jonmätare.
Efter att processen varit aktiv i ca två månader tillsattes 20 L nonaBDE till 5 L processvatten under omrörning för att få en halt på 200 ng/L. Detta vatten användes som ingående vatten till MBBR. Analyser av PBDE utfördes före och efter en HRT på ca 45 timmar i bioreaktorn, på ofiltrerat vatten. Pumpen justerades sedan till ett långsammare flöde till en HRT på ca 82 timmar, även här analyserades PBDE.
För att kontrollera att inte bakterierna tagit skada av flamskyddsmedlet utfördes kontinuerliga mikroskoperingar samt mätningar av syreförbrukningshastigheten (OUR, Oxygen Uptake Rate). OUR tas fram genom att mäta syrehalten vid luftning för att sedan strypa luftningen och fortsätta mäta syrehalten kontinuerligt och plotta värdena i en graf där lutningen på kurvan ger OUR. Halten löst syre mättes med DO- mätare (Dissolved Oxygen).
Fig. 10. En närbild på en fyllkropp samt uppställningen av mantlad reaktor och luftare.
2.6 Jonbyte
Den nödvändiga volymen av jonbytarmassa, V [L], beräknades enligt (3). Värden från re:newcells process på sulfatkoncentration och vattenflöde användes, samt teoretiska värden för sulfat och jonbytarmassa (tabell 4). Tiden mellan regenereringstillfällena antogs till 24 h.
𝑉 =𝑀𝐶𝑄
𝑞 𝐾
𝑡 (3)
Tabell IV. Nomenklatur till ekvation 3.
Förkortning Förklaring Värde Enhet
C Koncentration av sulfat i vattnet 4 g/L
Q Vattenflöde 2000-3000 L/h
M Molekylvikt sulfat 96 g/mol
q Laddning sulfat 2 /mol
K Kapacitet jonbytarfilter 0,4-0,7 Ekvivalenter/L
t Tid mellan regenereringstillfällen 24 h
3 Resultat
3.1 Kemfällning
pH före kemfällning mättes till 6,9 och därmed behövdes ingen pH-justering.
TOC-halten var 309 mg/L före samt 303 mg/L efter kemfällning, en minskning på 2 %. Halten formaldehyd före kemfällning mättes till 3,37 mg/L.
3.2 Ozonering
Analyserna av nonylfenol visade på 10 g/L respektive 1100 g/L före ozonering.
Halterna efter ozonering visade på en reducering av nonylfenol i försök 3, 4 och 5 (tabell 5).
Tabell V. Halter av nonylfenol före och efter ozonering vid första och andra tillfället.
Försök nr
Specifik ozon-dos [mgO3/mgCOD]
Ozon-dos [mg/l]
Nonylfenol före [g/L]
Nonylfenol
efter [g/L] Reducering
1 0,15 100 10 18 +80%
2 0,3 200 10 15 +50%
3 0,6 400 10 0,57 94%
4 0,45 300 1100 760 31%
5 0,75 500 1100 240 78%
Analyserna av PBDE visade inte på någon halt av något PBDE varken före eller efter ozonering (tabell 6).
Tabell VI. Halter av PBDE före och efter ozonering (nr 5). Analys utförd hos SynLab.
Före ozonering [ng/L] Efter ozonering [ng/L]
trBDE 28 <1 <1
teBDE 47 <1 <1
pnBDE 99 <1 <1
pnBDE 100 <1 <1
hxBDE 153 <1 <1
hpBDE 183 <1 <1
dekaBDE 209 <1 <1
3.3 Aktivkolfilter
Halten formaldehyd reducerades med 51 % i försök 4 och med 62 % i försök 5 (tabell 7) där försök 5 hade utsatts för högre ozondoser än försök 4.
Tabell VII. Formaldehyd före och efter aktivkolfilter vid andra tillfället.
Försök nr Formaldehyd före [mg/L] Formaldehyd efter [mg/L] Reducering
4 1,11 0,55 51%
5 1,44 0,54 62%
3.4 MBBR
Färgen på vattnet reducerades i MBBR från blått till svagt gult (fig. 11).
Fig. 11. Färgen på vattnet före och efter MBBR.
Halten av TOC före och efter MBBR varierade vid olika datum men reduceringen var i snitt ca 54 % (tabell 8).
Tabell VIII. TOC-reducering vid olika datum i MBBR.
Datum HRT [h] TOC före [mg/L] TOC efter [mg/L] Reducering
24/4 45 470 81 83%
30/4 45 141 126 11%
7/5 45 251 116 54%
15/5 45 381 199 48%
19/5 82 284 136 52%
27/5 82 133 109 18%
Snitt 276 128 54%
Halten av formaldehyd reducerades med ca 48 % i MBBR medan jonstyrkan ökade med 42 % (tabell 9).
Tabell IX. Reducering av formaldehyd och jonstyrka i MBBR.
Test Före MBBR Efter MBBR Reducering
Formaldehyd [mg/L] 0,79 0,42 48%
Jonstyrka [mS/cm] 4,26 6,06 +42%
Syreförbrukningshastigheten (OUR) före tillsats av PBDE var ca 9 mg/L,h och minskade inte vid tillsatts av PBDE (tabell 10).
Tabell X. Syreförbrukningshastighet (OUR) före och efter tillsatts av PBDE.
Kommentar Datum OUR [mg/L,h]
Före tillsatts av PBDE 7/5 8
Strax efter tillsatts av PBDE (i nytt vatten) 7/5 16
Morgon 8/5 13
Morgon 11/5 19
Eftermiddag 11/5 14
Analyserna av PBDE visar på halter av fler olika PBDE före MBBR på en total halt av ca 8,9 µg/l (tabell 11). Den totala reduceringen av PBDE var högre med en uppehållstid på 45h än med 82h, 90 % respektive 84 %. Den enda PBDE som nådde en högre reduceringsgrad med 82 h uppehållstid var nonaBDE.
Tabell XI. Halter av PBDE före och efter MBBR. Analys utförd hos ALS.
Före MBBR [µg/l]
Efter HRT 45h [µg/l]
Reducering [%]
Efter HRT 82h [µg/l]
Reducering [%]
BDE 28 0,0072 0,001 86,1 0,0015 79,2
tetraBDE 0,47 0,077 83,6 0,14 70,2
BDE 47 0,43 0,067 84,4 0,11 74,4
pentaBDE 6,3 0,21 96,7 0,38 94,0
BDE 99 0,56 0,18 67,9 0,31 44,6
BDE 100 0,095 0,024 74,7 0,043 54,7
hexaBDE 0,19 0,074 61,1 0,14 26,3
heptaBDE 0,41 0,032 92,2 0,05 87,8
oktaBDE 0,23 0,12 47,8 0,2 13,0
nonaBDE 0,083 0,0076 90,8 0,0031 96,3
dekaBDE 0,15 0,04 73,3 0,046 69,3
Totalt 8,9252 0,9042 89,9 1,4236 84,0
Ett lager av biomassa har bildats på fyllkropparna (fig. 12). Vid mikroskopering av fyllkropparna och löst slam ses klockdjur (fig. 13) och toffeldjur (fig. 14). Både klockdjur och toffeldjur är protozoer, encelliga ”rovdjur” som äter mindre bakterier.
Fig. 12. Bild från mikroskopering av en fyllkropp där tjockleken på biomassan syns.
Fig. 13. Närbild från mikroskopering av biomassan på fyllkropp där klockdjur syns.
Fig. 14. Bild från mikroskopering av lös biomassa där toffeldjur syns.
3.5 Jonbyte
Den nödvändiga volymen för jonbytarmassan beräknades till minst 5,7 m3 (vid lägsta vattenflöde 2000 L/h och bäst jonbytarmassa 0,7 ekv/L) och max 15 m3 (vid maximalt vattenflöde 3000 L/h och sämst jonbytarmassa 0,4 ekv/L) vid regenerering en gång per dygn.
4 Diskussion
4.1 Hur reningsstegen påverkar varandra
En MBBR kan reducera TOC, färg och eventuella svårnedbrytbara föreningar så som bromerade flamskyddsmedel. Detta skulle leda till lägre belastning på kemfällningen och därmed mindre åtgång på fällningskemikalier och en mindre mängd kemslam att hantera. En fördel är att MBBR bara producerar ca 0,1-0,2 g slam per g förbrukad COD medan motsvarande siffra för kemfällning är ca 3 g/g (Sandberg, 2019). I vilken grad kemfällningen och en MBBR påverkar varandra behöver undersökas vidare, för att fastslå vilken av dem som bör komma först i processen. Möjligen kan bakterierna trivas bättre efter kemfällningen har reducerat metaller från vattnet, samtidigt som kemfällningen kan fånga upp eventuella fibrer eller större partiklar som inte fångas upp i MBBR eller efterföljande sedimentering.
Att sätta kemfällning först kan också påverka syresättningen i det biologiska systemet. I regel är det enklare att syresätta renare vatten och det kräver därmed mindre mängd luft och mindre energi.
pH är en annan faktor att ta hänsyn till i val av att sätta kemfällning eller MBBR först i processen. Kemfällningen kräver ett neutralt pH för att fungera optimalt och detsamma gäller bakterierna, för högt eller lågt pH ger inga gymsamma förhållanden för biologiska processer. Frågan är hur pH påverkas av själva processerna. Eftersom metalljonerna reagerar med hydroxidjoner påverkas pH i stor grad av en kemfällning. I denna studie har ingen mätning av pH utförts varken efter kemfällning eller MBBR, vidare studier behövs.
Eftersom re:newcell använder aluminiumklorid i sin kemfällning kan den fånga upp fosfor som istället kan förbrukas i den biologiska steget. Med hänsyn till detta bör den biologiska reningen ligga före kemfällning, för att minimera mängd fosfor som behöver tillsättas i reningen, samtidigt som kemfällningen kan fånga upp eventuellt överskott på fosfor från MBBR.
Att MBBR:en reducerar TOC betyder också att den reducerar COD, vilket skulle kunna minska den ozondos som behövs för att reducera nonylfenol, vilket i sin tur skulle minska energibehovet vid ozonering. Alla ämnen i vattnet som kan oxidera kan förbruka ozon och kommer därmed påverka behovet. Detta indikerar att en ozonering bör ligga efter det biologiska steget. Samtidigt är ett polerande slutsteg rekommenderat efter en ozonering för att fånga upp eventuella transformationsprodukter och därmed rekommenderas att det allra sista steget är aktivkolfiltret.
Sandfiltret har i denna studie kunnat fånga upp kemflockar som inte sedimenterade, därför rekommenderas det att behålla ett sandfilter, mellan kemfällning och ozonering. Om däremot en lyckad sedimentering och eventuell flotation effektivt kan avskilja alla kemflockar kan sandfiltret vara det steg som kan hoppas över i framtida reningsverk. Men eftersom sandfiltret mest troligt är det enklaste och billigaste av alla stegen rekommenderas inte detta i nuläget, efter som att det kan öka påfrestningen på aktivkolfiltret om det som kunde fångas i sandfiltret istället passerar ohindrat.
Som re:newcells process ser ut nu har de olika flöden från olika delar av processen som blandas ihop till ett stort flöde innan det ska renas. Flödena har olika karaktär, till exempel har vissa högt pH och andra lågt. (re:newcell AB, 2019)
När alla flöden blandas slutar de kring ett neutralt pH, vilket är optimalt för re:newcells kemfällning. Det kan dock finnas andra fördelar med att rena varje flöde för sig och därmed kunna anpassa reningen bättre för det ämnen som finns i vattnet i just det flödet. I allmänhet är vattenrening lättare om det oönskade ämnet finns i högre koncentration. Till exempel är koncentrationen av nonylfenol mest troligt som högst i börjar av processen när textilierna har blötts upp och nonylfenolen har lösts i vattnet, ett argument för att sätta ozoneringen redan här i processen. Däremot kan ozoneringen påverkas negativt av för hög halt COD och större partiklar så som fibrer.
Det krävs vidare studier kring vad som finns i de olika flödena och om man kan optimera reningsprocessen genom att rena ett flöde i taget.
Re:newcells processvatten kan antas ha liknande egenskaper som processvatten i industrier som tillverkar textilier. Resultaten i denna studie kan därmed tillämpas på fler områden än endast re:newcell. Även om den bakomliggande kraften för denna studie var en minskning av nyproducerade kläder och textilier ses det förstås som lämpligt att de textilindustrier som ändå finns också tar sitt ansvar i att rena sitt processvatten. Men det självklara vore ju att industrierna slutar använda skadliga kemikalier såsom nonylfenol och bromerade flamskyddsmedel helt och hållet.
Nedan följer en mer ingående diskussion kring studiens metod och resultat.
4.2 Kemfällning
Flockningen fungerade bäst vid en liten vattenvolym, 100 ml. Vid 3 liter var det en del flockar som flöt på ytan istället för att sedimentera. De flockar som inte sedimenterade fastnade istället i sandfiltret, vilket tyder på att sandfiltret fungerar bra. Om fallet är att ju större vattenvolym som ska renas desto fler flockar flyter kan sedimenteringen kompletteras med en flotation, där slammet fångas upp på ytan istället för på botten.
Vid kemfällning är en kraftig omrörning vid tillsatts av fällningskemikalierna viktig (Persson et al., 2005). Anledningen till att flockningen fungerar sämre i större vattenvolym kan bero på att det är svårare att få till en ordentlig omrörning av hela vattenmängden vid större volymer. Detta kan leda till en större andel svepkoagulering, att mer av fällningskemikalierna reagerar med vattnet istället för med avsedd förening (Persson et al., 2005). Detta ger också en reducering, men ger
”fluffigare” flockar som inte sedimenterar lika effektivt. Vidare undersökningar kring effektivare omrörningssystem kan behövas för att optimera kemfällningen och därmed eventuellt minska åtgången på fällningskemikalier och framförallt få ett mer lätthanterligt kemslam.
Re:newcell har i nuläget precis påbörjat försök med en flotationsanläggning i sin rening. Här kan studeras om en kombination av sedimentering och flotation kan nyttjas. På så sätt kan energibehovet vid flotationen minskas om det tyngre slammet kan avskiljas i sedimentering först och det lättare kan gå vidare till flotation då vattnet behöver luftas så att flockarna kan avskiljas vid ytan. Flotationen kräver mer energi än sedimentering, men ger också ett slam med högre torrhalt och därmed inte lika stor volym att hantera.
Kemfällningen reducerar färgen på vattnet väldigt effektivt men TOC reducerades knappt, vilket antyder att den blå färgen, indigo (C H N O ), är en väldigt liten del
