Optimering av kväveavskiljningen på avloppsreningsverket i Hallsbergs kommun
En teknisk-, ekonomisk- och miljömässig utvärdering
L i s a G r ö n l u n d
Examensarbete
Lisa Grönlund
O PTIMERING AV KVÄVEAVSKILJNINGEN PÅ
AVLOPPSRENINGSVERKET I H ALLSBERGS KOMMUN E N TEKNISK -, EKONOMISK - OCH MILJÖMÄSSIG UTVÄRDERING
EXAMENSARBETE UTFÖRT VID
INDUSTRIELL EKOLOGI
STOCKHOLM 2011 Examinator:
Per Olof Persson, Industriell Ekologi
TRITA-IM 2011:20 ISSN 1402-7615
SAMMANFATTNING
Optimering av kväveavskiljningen på Avloppsreningsverket i Hallsbergs Kommun
Lisa Grönlund
Avloppsreningsverket i Hallsberg kommun är beläget i direkt anslutning till Hallsberg, med Ralaån som recipient. Tekniken på reningsverket bygger på principerna för en klassisk aktivslamanläggning med mekanisk rening, kemisk rening, biologisk rening och en slambehandling där rötning av primär- och sekundärslam används för utvinning av biogas .
Hallsberg ARV har under en längre tid haft problem med kvävereningen. Under senaste åren har man överskridit riktvärdet för kväveutsläpp vid ett flertal tillfällen och under 2009 överskreds även gränsvärdet. Riktvärdet för Hallsberg ARV är i dagsläget satt till 10 mg NH4-N/l som medelvärde per månad, gränsvärdet är satt till 10 mg NH4-N/l som medelvärde per kalenderår. Då Hallsberg ARV inte drivs vid full kapacitet antas en minskning av kväveutsläppen vara möjlig att genomföra genom trimning av befintlig utrustning och processer på verket. Detta antagande låg till grund för det här examensarbetet som syftar till att optimera kvävereningen på Hallsberg ARV. I optimeringen ingick en teknisk, ekonomisk och miljömässig utvärdering av olika
alternativa lösningarna för att förbättra funktionen hos anläggningen. Extra hänsyn togs till energi- och kemikalieåtgång i syfte att få en så effektiv drift av verket som möjligt.
Arbetet genomfördes genom en initial litteraturstudie på området, vartefter en provtagningsserie om fyra veckor realiserades på verket. Data som ligger till grund för slutsatserna i projektet har också inhämtats från onlinemätare på verket samt från äldre externt analyserade prover.
Efter analys av insamlad data antas orsakerna till Hallsberg ARV:s höga utsläpp av kväve bero på en kombination av flera faktorer:
- Vid vår och höst kan brunnsslamintaget vara så stort att bräddning sker ut till verket. Detta leder till att kvävebelastningen höjs så kraftigt att nitrifierarna inte hinner acklimatisera sig och får förhöjda kväveutsläpp till följd.
- Mycket kväve följer med slammet från simultanfällningen till rötningen. Detta kan påverka halten kväve i rejektet från rötkamrarna som i sin tur kan leda till störningar i kvävereningen.
- Centrifugens rejekt innehåller mycket kväve och körs idag endast under ett par dagar i veckan vilket leder till stora variationer i inkommande kvävehalt.
- En hög förfällning av fosfor och organiskt material har bidragit till en låg halt av organiskt material i denitrifikationen.
Sammantaget föreslås att vidare studier bör genomföras av ovan nämnda områden för att driften på Hallsberg ARV ska kunna drivas med så låga miljömässiga och ekonomiska kostnader som möjligt.
Nyckelord: Avloppsreningsverk, kväverening, driftsoptimering, nitrifikation, denitrifikation.
Institutionen för industriell ekologi, Kungliga Tekniska Högskolan
ABSTRACT
Optimization of the nitrogen removal at the waste water treatment plant in Hallsberg municipality
Lisa Grönlund
The waste water treatment plant in Hallsberg municipal is situated adjacent to
Hallsberg, with Ralaån as a recipient. The technique at the waste water treatment plant is based on the principles for a classical activated sludge treatment plant and includes mechanical treatment, chemical treatment, biological treatment, and a sludge
treatment where the digestion of primary and secondary sludge is used for extraction of biogas.
Hallsberg waste water treatment plant has during some time had problems with the nitrogen removal with high nitrogen emissions as a consequence. The target value has been exceeded a couple of times during the last years and in 2009 the limit value was exceeded as well. The target value for Hallsberg waste water treatment plant is 10 mg NH4-N/l as an average value per month, the limit value is set to 10 mg NH4-N/l, as an average value per year. Since the waste water treatment plant in Hallsberg not is operating at full capacity, a lowering of the nitrogen emissions is assumed to be possible though a trimming of the existing equipment and of the processes on the site. This assumption formed the basis for this thesis, designed to optimize the nitrogen removal at the waste water treatment plant in Hallsberg. A technical, economical and
environmental evaluation was included in the optimization to improve the function of the plant. Extra evaluations were made in the energy- and chemical consumption in order to streamline the operations at the plant as much as possible. The project was carried out through an initial literature-investigation followed by a four week period of sampling and analyzing at the site. The data that form the conclusion in this project has also been collected through online measurements at the plant as well as through analyses of older samples.
After analyzing the collected data, the reasons for the high emissions of nitrogen is thought to be due to a combination of reasons:
- During the spring and the autumn the external intake of well sludge can lead to a direct release of sludge in to the plant. The change of nitrogen content will not give enough time for the nitrifying bacteria to acclimatize, with elevated
emissions of nitrogen as a consequence.
- The usage of simultaneous precipitation could lead to an irregular concentration of nitrogen released to the treatment plant from the digesters. This in turn could contribute to higher nitrogen emissions.
- The irregularities of the usage of the centrifuge contribute to nitrogen
irregularities and contribute to the difficulties of acclimatization of the nitrifying bacteria.
- A high pre-precipitation of phosphorus and organic matter has contributed to a level of organic material in the denitrifikation below what is recommended.
To sum up, further investigations are suggested in the above mentioned areas to make the operations at the plant carried trough at the lowest possible environmental and economically cost.
Key words: Waste water treatment plant, nitrogen removal, nitrification, denitrifikation.
The Institution of Industrial Ecology, Royal Institute of Technology
FÖRORD
Detta examensarbete har utförts på initiativ av SWECO och är mitt avslutande projekt på civilingenjörsprogrammet inom bioteknik med inriktning mot miljö på Kungliga Tekniska Högskolan i Stockholm.
Jag vill med detta förord tacka alla de personer som hjälpt mig under projektet, både med att lyfta fram viktig litteratur och att bidra med ovärderliga erfarenheter från olika driftsituationer inom området för avloppsvattenrening. Jag vill rikta ett speciellt tack till min handledare Per Olof Persson vid institutionen för industriell ekologi på KTH och mina handledare på SWECO, Stig Morling och Erik Lindblom för att ni har upplåtit både tid och engagemang. Jag vill även passa på att tacka Niklas Hasselwander och alla drifttekniker på Hallsberg reningsverk för de erfarenheter ni bidragit med och all den tid ni lagt ner på att hjälpa mig med stort som smått under arbetets gång. Jag hoppas att ni får användning för denna rapport i ert vidare utvecklingsarbete på Hallsbergs
Avloppsreningsverk.
Stockholm, maj 2011
Lisa Grönlund
INNEHÅLLSFÖRTECKNING
1 INTRODUKTION 1
1.1 Problemformulering 1
1.2 Syfte 2
1.3 Metod 2
1.4 Avgränsning 2
2 LITTERATURSTUDIE 3
2.1 Lagstiftning 3
2.2 Kväveavskiljning 4
2.3 Biologisk kvävereduktion 4
2.3.1 Nitrifikation 4
2.3.2 Denitrifikation 6
2.4 Olika metoder för dissimilativ kväveavskiljning 7
2.4.1 Fördenitrifikation 8
2.4.2 Efterdenitrifikation 9
2.4.3 Kombinationer av för- och efterdenitrifikation 9
2.5 Problem som kan uppstå vid kväverening 9
2.5.1 Slamegenskaper 9
2.5.2 Rejekt från rötning och slamavvattning 10
2.5.3 Kemikaliedosering vid förfällning av fosfor 11
3 BESKRIVNING AV HALLSBERG ARV 13
3.1 Drift och processer på Hallsberg avloppsreningsverk 13
3.1.1 Dimensionering 17
3.2 Recipient 17
4 PROVTAGNINGAR OCH BERÄKNINGAR 19
4.1 Provtagningspunkter 19
4.2 Beräkningsmodeller 21
5 RESULTAT 25
5.1 Driftstörningar 2005-2009 25
5.2 Historiska driftförhållanden 25
5.3 Provtagning 29
5.3.1 Automatisk provtagning 29
5.3.2 Första provtagningsperioden 31
5.3.3 Andra provtagningsperioden 36
INNEHÅLLSFÖRTECKNING
6 DISKUSSION 43
6.1 Teknisk diskussion 43
6.2 Ekonomisk diskussion 48
6.3 Miljömässig diskussion 50
7 SLUTSATS 53
8 VIDARE STUDIER 55
9 REFERENSER 57
Appendix 1, Mätdata från onlineanalyser.
Appendix 2, Mätdata från provtagningsperiod ett.
Appendix 3, Mätdata från provtagningsperiod två.
Appendix 4, Tillstånd för Hallsberg ARV satta av länsstyrelsen.
Appendix 5, Redovisning av utvalda beräkningar och antaganden.
1 INTRODUKTION
Hallsberg avloppsreningsverk är dimensionerat för 15 000 pe, motsvarande 6 000 m3/d eller 1 050 kg BOD7/d. Verket utnyttjar idag inte hela sin kapacitet utan tar årligen emot spillvatten motsvarande en belastning på cirka 10 000 pe där delar av belastningen tas emot som brunnsslam. Upptagningsområdet för Hallsberg ARV inkluderar Hallsberg och Östansjö. Efter rening leds avloppsvattnet till Ralaån som är belägen i direkt anslutning till verket.
Hallsberg ARV uppfördes 1963 och byggdes ut för kemisk fällning 1974. Då lagstiftningen inom vattenrening skärptes med SNFS 1994:7 ledde detta till att verket 1996 gjorde ytterligare en utbyggnad för att kunna genomföra även kväverening. Tekniken på reningsverket bygger på principerna för en klassisk aktivslamanläggning omfattande mekanisk rening, kemisk rening, biologisk rening och en slambehandling där rötning av primär- och sekundärslam används för utvinning av biogas .
Länsstyrelsen i Örebro län har satt rikt- och gränsvärden för Hallsberg ARV i ett
tillståndsbeslut daterat 1994 och 1998. Riktvärdet är satt till 10 mg NH4-N/l räknat som medelvärde per månad och gränsvärdet är 10 mg NH4-N/l räknat som medelvärde per kalenderår (se appendix 4) .
1.1 Problemformulering
På Hallsberg ARV har man under de senaste åren haft problem med perioder av höga kväveutsläpp. Man har upplevt återkommande cykler i verket där kvävereningen gått sämre samtidigt som biogasproduktionen gått bättre. Då verket återhämtat sig har en sämre biogasproduktion varit följden. Under de perioder då biogasproduktionen gått dåligt har höga halter av kväve uppmätts i rejektvattnet från biogasreaktorerna.
Processtörningarna på reningsverket upplevs ha kommit med ett allt tätare mellanrum (N. Hasselwander, muntlig referens, 2011-02-10).
På verket har man även funnit mycket höga halter av kväve i rejektvattnet från
centrifugen. Enligt tidigare mätningar har halterna ofta legat på 3 000- 4 000 mg/l men halter på upp emot 10 000 mg/l har också uppmätts enligt personalens egen utsago (VA- Ingenjörerna, 2010). De varierande kvävehalterna i rejektvattnet tillsammans med det brunnsslam som periodvis inkommer till verket bidrar till stora belastningsvariationer.
Då dessa belastningsvariationer varit svåra att hantera har de utgående kvävehalterna tidvis varit mycket höga. Riktvärdet för halten utsläppt kväve har under flera år överskridits och under 2009 överskreds även gränsvärdet.
1.2 Syfte
Hallsberg ARV har under de senaste åren överskridit de av Länsstyrelsen uppsatta utsläppsmålen och måste åtgärda detta för att undvika rättsliga följder. Då verket inte drivs vid full kapacitet borde detta gå att genomföra genom trimning av befintliga processer och utrustning på verket. Detta antagande ligger till grund för det här arbetet som syftar till att optimera kvävereningen på Hallsberg ARV. I optimeringen ingår framför allt en teknisk utvärdering av olika alternativa lösningar som syftar till att förbättra funktionen hos anläggningen. Vidare ingår i diskussionsform också en enklare ekonomisk- och miljömässig analys av de olika alternativen. Arbetet genomförs som ett examensarbete inom ramen för en civilingenjörutbildning i bioteknik (270 hp) vid KTH.
1.3 Metod
För att studera kvävereduktionen på Hallsberg avloppsreningsverk har information hämtats från i huvudsak fyra källor.
• Litteratur har studerats för att ta fram relevant bakgrundsinformation i ämnet.
Denna studie redovisas mer ingående i avsnitt 2.
• En provtagnings period om fyra veckor har genomförts på verket. Syftet med denna provperiod var att studera driften på verket dels under normal drift men också under en period med hög belastning av inkommande ammonium. Resultat från denna provtagning redovisas i avsnitt 5, samt återfinns i appendix 2 och 3.
• Intervjuer har genomförts, som ofta skett informellt och under arbetets gång.
Informationen som framkommit under dessa intervjuer har varit erfarenheter från personen i fråga och därför inte alltid haft ett vetenskapligt stöd.
• För att få en bild av hur driftsituationen har sett ut ur ett längre perspektiv har data på utgående och inkommande vatten från 2009 fram till april 2011 studerats. Dessa data är direkt hämtade i analysrapporter från ackrediterat laboratorium. Proverna är tagna med flödesstyrd provtagare och lagrade i kyl vid max +8 C° innan frakt.
1.4 Avgränsning
Uppdraget avser att i första hand se till att processerna på reningsverket bedrivs så bra som möjligt med befintlig utrustning och personal. I andra hand kommer nyinvesteringar att föreslås. Hänsyn kommer också om möjligt tas till energi- och kemikalieminimering.
Ingen ingående analys kommer att genomföras på biogasreaktorernas funktion, även om detta skulle visa sig ha inverkan på kvävereningen.
2 LITTERATURSTUDIE
Litteraturstudien genomfördes under examensarbetets inledande fas för att införskaffa den bakgrundsinformation som var nödvändig för projektet. Information om
reningsprocesserna för kväve har främst hämtats från publicerade artiklar och rapporter från tidigare konsultuppdrag. Beskrivningen av verket och dess styrfunktioner kommer från Hallsberg reningsverks driftinstruktion. Lagar, ackrediterade analysmetoder och provlagringskrav är tagna från respektive myndighetsföreskrift.
2.1 Lagstiftning
Lagstiftningen inom vattenrening regleras med hjälp av det av EU satta avloppsdirektivet som i sin tur ligger till grund för svensk lagstiftning i form av Naturvårdsverkets föreskrift SNFS 1994:7 med ändring 1998:7. EG:s avloppsdirektiv, Rådets direktiv 91/271/EEG syftar till att skydda miljön från skadlig påverkan till följd av utsläpp från tätbebyggelse och viss industri. Detta direktiv kräver att avloppsvatten från tätorter med minst 2 000 pe skall genomgå sekundär rening, vilket i normalfallet är biologisk rening. Direktivet anger också minimikrav för kvaliteten hos det renade vattnet. I områden känsliga för eutrofiering är maximala halten utsläppt kväve 15 mg/l för verk i storleksordningen 10 000-100 000 pe och 10 mg/l för verk >100 000 pe. Dessutom gäller ett krav på minsta procentuella kvävereduktion. Reningsverk med ett dimensionerat spillvattenupptag på mellan 10 000 -100 000 pe är enligt Föreskrifter om rening av avloppsvatten från tätbebyggelse (SNFS 1994:7) ålagda att inte ha utsläpp som överskrider 15 mg/l Ntot där en minsta reduktionsgrad av kväve är 70%. Denna bestämmelse gäller utsläpp från Norrtälje kommun till Norska gränsen.
Inga av dessa lagstiftningar påverkar direkt Hallsberg ARV då verket ligger i ett område som av Naturvårdsverket anses vara av mindre betydelse för eutrofieringen av
Östersjön. Detta beror på den långa sträckan mellan utsläppspunkt och utlopp där retention gör att högst 20 ton kväve per år når ett känsligt område (Naturvårdsverket 2003). Gränsvärdet på Hallsberg ARV är satt 1994 och reviderat 1998. Då förändringar har skett, både i lagstiftning och i miljöns status sedan dess kommer en nyrevidering av detta beslut troligen komma inom kort. Hur denna revidering kommer att se ut är ännu inte klart (Abnan Janhic, Örebros länsstyrelse, muntlig referens 2011-03-30).
Riktlinjerna inom Baltic Sea Action Plan är något som i framtiden kan komma att påverka alla reningsverk med Östersjön som recipient. Inom detta projekt har länderna runt Östersjön enats om vissa utsläppskrav för att nå målet att Östersjön ska ha god status till år 2021. För att minska mängden näringsämnen som tillförs Östersjön är
Östersjöländerna ålagda att ta fram nationella genomförandeplaner. I förslaget till åtgärder slås tre alternativ fast för krav på kvävereduktion för avloppsreningsverk med direkta eller indirekta utsläpp till Östersjön (Naturvårdsverket, 2009).
Alternativ 1, innebär att alla reningsverk dimensionerade för mer än 2 000 pe ska genomföra åtgärder för att uppnå en kväverening på minst 70%.
Alternativ 2, innebär att alla reningsverk dimensionerade för mer än 2 000 pe ska genomföra åtgärder för att uppnå en kväverening på minst 80%.
Alternativ 3, innebär att alla reningsverk dimensionerade för mer än 2 000 pe ska genomföra åtgärder för att uppnå en kväverening som ger som mest 2 mg N/l i utgående vatten.
Införandet av dessa regleringar skulle i samtliga fall ge en skärpt lagstiftningen för kväverening på Hallsberg ARV vid bedömningen att detta verk ger ett indirekt utsläpp till Östersjön.
2.2 Kväveavskiljning
Ökningen av kväve- och fosforutsläpp i Sverige under första halvan av 1900-talet var kraftig och ledde till övergödning och bottendöd. Fosfor rening infördes tidigt men ansågs inte vara en tillräklig åtgärd. I mitten av 1985 kompletterades därför de flesta reningsverk med nya reningsmetoder för att öka även kväveavskiljningen. Det totala kväveutsläppet sjönk därefter kraftigt (Naturvårdsverket 2008). Efterföljande stycken kommer att behandla mekanismerna bakom kväveavskiljning och då främst inom fördenitrifikation som idag är den vanligast förekommande metoden för dissimilativ kvävereduktion på svenska avloppsreningsverk.
2.3 Biologisk kvävereduktion
Biologisk kvävereduktion i en aktiv slamanläggning kan erhållas på två sätt. Det första sättet refereras vanligen till som assimilering. Denna metod går ut på att bakterierna i anläggningen binder kväve under sin fysiologiska uppbyggnad. Kväve ansamlas då i slammet och kan därefter plockas ut ur processen. Denna typ av kvävereduktion sker naturligt i alla typer av aktivslamanläggningar men reduktionsgraden i denna form av kväverening uppgår normalt endast till mellan 10-30% (B. Carlsson et al, 2003).
För att få en högre reningsgrad är det ofta nödvändigt att använda sig av dissimilativ kväverening. I denna typ av kväverening utnyttjas en kombinerad process med
nitrifikation följt av denitrifikation. Kvävet avgår då till atmosfären i form av kvävgas (B.
Sharama et al, 1976).
2.3.1 Nitrifikation
Nitrifierande bakterier utvinner sin energi från oxidering av ammonium och nitrit till nitrat. Detta innebär att bakterierna använder oorganiskt material för att tillverka sin energi. Förekomst av organiskt material hämmar nitrifikationen då nitrifierarna
konkureras ut av de mer effektiva hetrotroferna (H. Ødegaard, 1988). En fullständig nitrifikation är en tvåstegsprocess. Det första steget utförs av bland annat Nitrosomons och innebär en omvandling av ammonium till nitrit, se formel 1. I det andra steget omvandlas nitrit till nitrat av Nitrobacter, se formel 2 (B Sharama et al, 1976).
Ammoniumoxiderande bakterier
NH4+ + 1,5O2 2H+ + H2O + NO2- + energi (1) Nitritoxiderande bakterier
NO2- + 0,5O2 NO3- + energi (2)
Totalreaktion
NH4+ + 2O2 NO3- + 2H+ + H2O + energi (3) De vanligast förekommande bakterierna som utför nitrifikation är autotrofer. Dessa bakterier använder en stor del av sin utvunna energi för att fixera kol i cellen, vilket i sin tur leder till att de har en låg tillväxthastighet (B. Sharama et al, 1976).
De nitrifierande bakterierna är relativt känsliga och påverkas av en rad parametrar såsom tillgång på syre, temperatur, pH och varierande inhibitorer (Q. Yang, 2007). Ett vanligt syreöverskott i luftningsbassängerna i en aktiv slamanläggning är 2 mg O2/l (M.
Henze et al, 1997). Låga syrehalter leder till en hämning av nitrifikationen, medan en för hög koncentration av löst syre ger höga energikostnader för verket.
Temperaturen är som tidigare nämnt en annan viktig parameter för nitrifierarnas tillväxt. I allmänhet är tillväxthastigheten lägre vid låga temperaturer vilket i sin tur kräver en högre slamålder. Vid försöksdrift har det framkommit att en genomsnittlig slamålder för stabil nitrifikation har uppgått till 16 dygn under vinterdrift (ca 5 grader) och 8 dygn vid temperaturer mellan 10-12 grader, se figur 1 (M. Henze et al, 1982). Det bör dock ni sammanhanget nämnas att diagrammet i figur 1 innehåller
säkerhetsmarginaler, och en att en nitrifikation är möjlig även vid något lägre
temperaturer än diagrammet medger. Den låga tillväxthastigheten för de nitrifierande bakterierna kräver en anpassad slamålder för att motverka slamflykt.
Ammoniumoxiderare har vanligtvis en lägre tillväxthastighet än nitritoxiderare, det är således dessa bakterier som bestämmer slamåldern (S. Hallin et al, 2003).
Figur 1, Slamåldern som funktion av temperaturen (M. Henze et al, 1982).
De nitrifierande bakterierna är känsliga för variationer i pH, känsligheten varierar också mellan olika arter. Till exempel trivs Nitrobacter vid ett högre pH än Nitrosomonas (N. K.
Shammas, 1986). Generellt sett kan man säga att aktiviteten hos nitrifierarna minskar betydligt vid ett pH under 6,8. Detta kan under särskilda driftförhållanden bli ett
problem då nitrifierarna utsöndrar vätejoner under sin energiutvinning. Bäst nitrifikation erhålls då pH ligger mellan 7,5 och 8,0 (Metcalf & Eddy, 2003).
2.3.2 Denitrifikation
Förmågan att denitrifiera är relativt vanlig hos bakterier. Den går ut på att nitrat används som elektronacceptor i cellandningen (se reaktion 4). Denna typ av
energigenerering kan användas av både autotrofer och hetrotrofer. I avloppsvatten är det dock hetrotroferna som genomför denitrifikationen (H. Ødegaard, 1988).
Denitrifikationen är en komplicerad process och utnyttjas endast i frånvaro av syre på grund av nitratets sämre energivinster. För att åstadkomma en denitrifikation i en aktiv slam anläggning är därför ett krav att en del av anläggningen är syrefri (B. Carlsson, 2003).
Nitratreducerande bakterier
NO3- NO2- NO N2Ο N2 (4)
För att en denitrifikation ska äga rum krävs det att en extern kolkälla finns tillgänglig.
Detta beror på att alla denitrifierare är hetrotrofer. Beroende på processutformningen kan antingen en intern eller en extern kolkälla användas. För fullständig denitrifikation
brukar förhållandet 4-5 nämnas som kvoten BOD:N i denitrifikationen (M. Emanuelsson, 1994).
Denitrifierarna förbrukar vätejoner då de reducerar nitrit till kvävgas. Detta leder till en höjning av pH som i vissa processer kan kompensera för en pH sänkning i det
nitrifierande steget (Eddy & Metcalf, 2003).
Koncentrationen av fosfor i denitrifikationsbassägen är viktig då den är ett essentiellt grundämne som behövs för att de denitrifierade bakterierna ska kunna ha en optimal tillväxt. Om man antar att den generella formeln för biomassa är C12H87O23N12P behöver mikroorganismerna 2,3 g fosfor per 100 g biomassa för tillväxt (Metcalf & Eddy, 2003).
Vid fullständig denitrifikation avgår kvävet från vattnet i from av kvävgas. Denna gas tillför ingen extra belastning på miljön då atmosfären normalt sett innehåller 78 volym%
kvävgas. Vid ofullständig nitrifikation kan oxiderade former av ammonium bildas i form av lustgas och kväveoxider vilka kan ha en negativ miljöinverkan. Dessa gaser bildas dock normalt endast i mycket små kvantiteter (Svenska kommunförbundet, 1992).
2.4 Olika metoder för dissimilativ kväveavskiljning
Det finns många olika varianter av biologisk kväveavskiljning, alla med sina för-
respektive nackdelar. Gemensamt för de olika processlösningarna är att de måste gynna både nitrifierande och denitrifierande bakterier och består därför av en luftad och en oluftad del. Processlösningarna brukar delas upp i två huvudkategorier.
Fördenitrifikationen består av först en anox-bassäng, följt av en aerob del se figur 2.
Efterdenitrifikationen består av en aerob bassäng följt av en oluftad anox-bassäng, se figur 3. Dessa processer går att kombinera på olika sätt beroende på förutsättningar. För en god kväveavskiljning är förhållandet mellan organiskt material och närsalter som kväve och fosfor viktigt för bakteriernas tillväxt. Vanligtvis anses förhållandet 100:5:1 för BOD:N:P i det inkommande vattnet till kväveavskiljningen vara ett krav för
bakterietillväxt. Förhållandet BOD5:Ntot i tabell 1 nedan kan betraktas som riktlinjer vid utformningen av ett reningsverk. En annan kvot som också används frekvent i
litteraturen är COD:N på inkommande vatten till denitrifikationen. För en god denitrifikation sätts denna kvot vanligen till 4,5:1.
Tabell 1, Hur förhållandet BOD5:Ntot påverkar effektiviteten i denitrifikationen (M. Jonasson, 2008).
Effektivitet BOD5:Ntot
Låg <2,5
Medel 2,5-3,5
Hög >5
2.4.1 Fördenitrifikation
Den vanligaste metoden för kväveavskiljning på svenska reningsverk är fördenitrifikation och går som tidigare nämnts i avsnitt 2.1.2 ut på att denitrifikationen läggs före
nitrifikationen (B. Carlsson et al, 2003). Syftet med denna typ av uppbyggnad är att använda den kolkälla som finns i inkommande avloppsvatten för att driva
denitrifikationsprocesserna och därigenom hålla nere driftkostnaderna. För att hålla nitrathalten på en hög nivå i denitrifikationsbassängerna återförs vatten från
nitrifikationen till denitrifikationen. För att kvävereduktionen ska bli optimal krävs det att returslamflöde och internrecirkulationen är kontrollerade. Flödena varierar men vanliga värden är 1*Qin för returslamflödet och 3*Qin för internrecirkulationen (M.
Emanuelsson, 1994). Returslamflödet är av vikt för att hålla slamhalten på rätt nivå i det biologiska reningssteget, men kan variera något utan att det påverkar reningens kvalitet.
Internrecirkulationen är av betydelse för att tillräckligt mycket nitrat ska övergå i kvävgas. Denna parameter bestäms vanligen utifrån vilket krav på rening anläggningen i fråga har. Dess flöde kan härledas till den önskade nitrifikationsgraden enligt formel 5 (beteckningar återfinns i figur 2 nedan):
Antagande för formel 5: Full nitrifikation råder, Ntot,ut=NNO3-, ut
Qin*x- Qut*z-Qö*y= (Qretur+Qintern)* z (5) x= Inkommande totalkvävekoncentration (mg N/l)
y= Totalkväve i överskottsslammet (mg N/l) z= Utgående totalkvävekoncentration (mg N/l)
Figur 2, Schematisk bild av fördenitrifikationsanläggning (S. Hallin et al, 2003).
Andra parametrar som också påverkar effektiviteten i reduktionen är uppehållstiden i den syrefria zonen, inflödet av lättnedbrytbart organiskt material och temperaturen (Metcalf & Eddy, 2003). Den stora nackdelen med fördenitrifikationsanläggningar är att kväveavskiljningen vanligtvis blir relativt låg och ligger på mellan 50-80% (B. Carlsson et al, 2003). Fördelen är den ekonomiska vinning som uppstår eftersom externt tillförd kolkälla i de flesta fall inte behövs.
Qin
Qintern
Qretur
Mut; z*Qut (mgN/l)
Mö=Qin*y(mgN/l) Mluft: Qin*x (mgN/l)
2.4.2 Efterdenitrifikation
I en efterdenitrifikationsanläggning ligger den luftade delen före den oluftade anoxiska delen, se figur 3. I den luftade delen omvandlas ammonium till nitrat varefter nitratet blir till kvävgas i den oluftade delen. Den luftade delen fungerar också som en
aktivslamanläggning och bryter ner mycket organiskt material. Detta leder till att vattnet som kommer in i den oluftade delen är fattigt på organiska kolkällor. För att få en effektiv process i en efterdenitrifikation är det därför nödvändigt tillsätta en extern kolkälla. Fördelen med denna typ a process är att det går att få en mycket effektiv kväverening med en avskiljningsgrad på nära 100% att jämföra med den betydligt lägre reningsgraden med fördenitrifikation. Nackdelen är den kostnad som tillkommer för den externa kolkällan.
Figur 3, Schematisk bild av en efterdenitrifikationsanläggning (S. Hallin et al, 2003).
2.4.3 Kombinationer av för- och efterdenitrifikation
Ytterligare kombinationer av för- och efterdenitrifikationsprocesser kan utformas på en mängd olika sätt för att uppfylla specifika anläggningars renings- och kvalitetskrav på utgående vatten. Komponenterna som varieras är vanligen position och antal hos sedimenteringskomponenter, storlek och position hos nitrifikations- och
denitrifikationsbassänger samt alternativa tillägg av biofilmsystem (H. Ødegaard, 1988).
2.5 Problem som kan uppstå vid kväverening
Kväverening är en känslig process och ett flertal faktorer i ett reningsverk kan ha en störande inverkan med försämrad reningsgrad till följd. I nedanstående avsnitt tas några vanliga parametrar upp som kan störa kvävereningen.
2.5.1 Slamegenskaper
Slamegenskaperna i ett avloppsreningsverk är viktiga för att erhålla ett så rent utgående avloppsvatten som möjligt. Goda slamegenskaper leder inte bara till att halten
suspenderat material hålls nere, det bidrar också till att adsorbera kolloidal materia och makromolekyler. Det är i huvudsak fyra olika fenomen relaterat till slammets
egenskaper som kan vara förknippat med en sämre kvalitet på utgående avloppsvatten (A. Stykpa, 1998).
• Slamsvällning beroende på en alltför hög tillväxt av filamentösa bakterier som producerar extracellulär polymer (viskös slamsvällning).
• Pin-flockar syns vanligen som små partikulära flockar som finns kvar i klarfasen när slammet sedimenterat och förknippas normalt med en hög slamålder.
• Slamsvällning beroende på att filamentösa organismer bildat ett skum (filamentös slamsvällning).
• Flytslam i eftersedimentationsbassängerna beroende på producerad kvävgas vid denitrifikation.
Orsaken till slamsvällning kan bero på bland annat toxiska ämnen i vattnet, en för låg halt löst syre i aktivslamanläggningen eller felaktig slambelastning (Metcalf & Eddy, 2003).
2.5.2 Rejekt från rötning och slamavvattning
Syftet med att röta avloppsslammet är att stabilisera det och minska dess volym inför vidaretransport. Som en positiv bieffekt kan även biogas utvinnas som i sin tur kan användas som energikälla, antingen för intern användning eller för extern försäljning.
Rötning innebär att det lättnedbrytbara organiska materialet omvandlas till en mer stabil slutprodukt. Det finns olika typer av rötning som till exempel kan klassificeras utifrån den temperatur man genomför rötningen vid eller om det är satsvis eller kontinuerlig rötning . Vanliga temperaturintervall är 35-37°C för mesofil rötning och 50- 55°C för termofil rötning (K. Starberg et al, 2005). På Hallsberg ARV utnyttjas en termofil och kontinuerlig rötning för stabilisering av slammet och utvinning av biogas.
Det slam som rötas i rötkammaren härhör vanligtvis från det primär- och
sedimentärslamuttag som finns på verket, men på vissa anläggningar rötas även externa produkter som brunnsslam och matavfall. Av den interna rötningen genererar
primärslamrötningen minst dubbelt så mycket energi som sekundärslamrötningen (M.
Emanuelsson, 1994).
Då slammet har rötats klart avvattnas det varpå det transporteras bort. Det rejekt som uppstår vid slamavvattningen innehåller ofta mycket höga halter av kväve. Om
sekundärslammet härhör från ett kvävereningssteg kan dessa halter höjas ytterligare (M. Emanuelsson, 1994). Rejektströmmen kan antingen återföras direkt in i verket eller förbehandlas för att minska halen kväve. Fördelen med att förbehandla rejektströmmen är att man då minskar risken att denna påverkar reningsprocesserna och därmed kvalitén på det utgående vattnet.
2.5.3 Kemikaliedosering vid förfällning av fosfor
Det vanligaste sättet att rena avloppsvatten från fosfor är att använda en
fällningskemikalie som aggregerar fosforn. Fosforaggregaten får då en densitet som gör at de kan avskiljas vid efterföljande sedimentering. Den aktiva jonen i
fällningskemikalien är oftast järn- eller aluminium. Det finns flera olika typer av fällning där vanliga metoder är efterfällning, förfällning eller simultanfällning. Efterfällning är vanlig på svenska avloppsreningsverk och syftar till att fällningskemikalien tillsätts efter själva aktivslamprocessen. Vid förfällning tillsätts fällningskemikalien innan det
biologiska reningssteget och vid simultanfällning tillsätts fällningskemikalien i det biologiska stegets luftningsbassäng. Dessa olika typer av fällning kan även kombineras på olika sätt för att maximal effekt ska erhållas. Då utfällningen av fosfor inte är specifik leder den även till en utfällning av andra ämnen i avloppsvattnet som till exempel BOD och kväve (P. O. Persson, 2005).
Många kommunala avloppsreningsverk strävar efter att få en så effektiv förfällning som möjligt. En effektiv utfällning kan syfta till att hitta en balans där rätt mängd fosfor fälls ut. För hög fosforutfällning leder till stora kemikaliekostnader, medan för låg
fosforutfällning är skadligt för miljön och leder till anmärkning från ansvarig myndighet.
En effektiv utfällning kan också syfta till att fälla ut så mycket organiskt material som möjligt i förfällningen för att maximera biogasproduktionen. Om detta är fallet bör så hög andel som möjligt av det avskiljda materialet vara partikulärt, då löst organiskt material behövs i kvävereningen. En annan metod som används för att fälla suspenderat material, men undvika det lösta materialet är en kombinationsfällning inkluderande fällningskemikalie och polymer (C. Hellstedt et al, 2009).
För en optimal fällning bör hänsyn tas till variationer i avloppsvattenflödet samt till vattnets fosforinnehåll och pH.
3 BESKRIVNING AV HALLSBERG ARV
Hallsberg Avloppsreningsverk är beläget i Hallsberg kommun, strax sydväst om Örebro. I Hallsberg kommun finns det fem avloppsreningsverk. Det största ligger beläget i
Hallsberg och tar emot spillvatten från Hallsberg och Östansjö. Verket tar emot spillvatten motsvarande 10 0000 pe, men är dimensionerat för 15 000 pe. Till denna anläggning levereras också allt privat brunnsslam i kommunen. Det utgående vattnet leds till recipient som utgörs av Ralaån. Då Hallsberg ARV ligger inne i landet omfattas det inte av de strängare kraven för avloppsreningsverk längs kusten. Tillståndskrav satta av länsstyrelsen daterat 1994 och 1998 går att läsa i appendix 4. I figuren nedan är Hallsberg reningsverk utmärkt med en vit ring. Ralaåns sträckning kan ses förstärkt med blått.
Figur 2, Satellitbild över Hallsberg Reningsverk som på bilden är utmärkt med en vit ring, Ralaån är förstärkt i blått.
3.1 Drift och processer på Hallsberg avloppsreningsverk
Avloppsreningsverket i Hallsberg byggdes 1963. Utbyggnad av verket har sedan skett i etapper där kemiska fällningen tillkom 1974, kvävereduktion 1996 och inloppsdelen med rens och sandtvätt 2004. Nedan i figur 3 finns en översiktsbild över processerna på Hallsberg ARV. Dessa processer diskuteras mer i detalj nedan.
Hallsbergs Avloppsreningsverk
Hallsberg Centrum
Figur 3, Översiktsbild av processerna på Hallsberg ARV.
På Hallsberg ARV genomgår avloppsvattnet en flerstegsprocess på sin väg mot recipienten. Först leds inkommande avloppsvatten med självfall till två pumpar som lyfter upp det till ett rensgaller. En provtagare är placerad framför rensgallret och tar flödesbestämda dygnsprover på det inkommande vattnet. Till inloppspumpstationen leds också rejekt från centrifugerna, slamvatten från rötkamrarna och rejekt från slamförtjockargallret, samtliga med självfall, se figur 4 (Driftinstruktion, 2005).
Figur 4, Inloppspumpstation, (Driftinstruktion 2005).
Efter rensgallret les avloppsvattnet vidare till en kanal där förfällning sker med hjälp av flockningskemikalie (Ekoflock-90, AkzoNobel). Doseringen av fällningskemikalien är flödesstyrd och inställd på 75 mg fällningskemikalie/m3 avloppsvatten. Uppbyggnaden av flocken sker i det efterföljande sandfånget varpå flocken sedan avskiljs tillsammans med suspenderat material i försedimenteringen, se figur 5 (Driftinstruktion, 2005).
Figur 5, Försedimentering, (Driftinstruktion, 2005).
Slammets som bildas i försedimenteringen pumpas därefter till en slamficka i
mellanslamlagret. Eventuell bildning av flytslam i försedimenteringen avskiljs med hjälp av slamskrapor och leds sedan vidare till den biologiska reningen, se figur 6
(Driftinstruktion, 2005).
Figur 6, Biologisk rening, (Driftinstruktion, 2005).
Efter försedimenteringen leds avloppsvattnet till det biologiska reningssteget. På Hallsberg ARV består detta av en fördenitrifikationsanläggning för kväveavskiljning och BOD-reduktion. Vattnet leds in i en bassäng med syrefri miljö där denitrifikation sker. I denna bassäng finns två kantmonterade omrörare för att förhindra sedimentering.
Avloppsvattnet leds från denitrifikationen vidare till tre luftade bassänger i serie.
Luftningen sker genom ett bottenluftningssystem av membrantyp för att skapa en aerob miljö som gynnar nitrifikation. I slutet av luftningsbassängerna finns en nivålyftare som recirkulerar nitratrikt vatten tillbaka till denitrifikationsbassängen för att erhålla en reducering av nitratjoner.
I nitrifikationen sker en simultanfällning av organiskt material och fosfor där doseringen av fällningskemikalie (Ekoflock- 90, AkzoNobel) är flödesstyrd med en hastighet på 70 mg fällningskemikalie/m3 avloppsvatten (Driftinstruktion, 2005).
Efter den biologiska reningen leds vattnet vidare till en slutsedimentering. Delar av det slam som avskiljs i detta steg leds tillbaka till denitrifikationen för att erhålla en lämplig slamålder. Överskottsslammet leds tillbaka till försedimenteringen, se figur 7
(Driftinstruktion, 2005).
Figur 7, Slutsedimentering, (Driftinstruktion, 2005).
Efter slutsedimenteringen leds det renade vattnet till en utloppskanal där provtagning och flödesmätnings sker. Därefter släpps vattnet ut till recipient som utgörs av Ralaån.
Externt brunnsslam tillförs anläggningen från ett slamrör utanför byggnaden in till externbrunnsslam gallret där fasta partiklar avskiljs. Grovrensat brunnsslam ansamlas i en utjämningsbassäng och pumpas sedan till kanal före inloppsgallret. Brunnslammet pumpas regelbundet in under större delen av dygnet för att jämna ut belastningen (N.
Hasselwander, muntlig referens, 2011-02-10).
Slam från verket tas ut som ett blandslam från försedimenteringsbassängerna. Slammet leds till ett slamförtjockargaller där en aluminiumbaserad polymer tillsätts för att förbättra förtjockningen. Därefter blandas slammet med externt slam från Sköllesta och leds in i två rötkammare med en termofil och kontinuerlig drift. Här sker nedbrytningen i flera delsteg med en uppehållstid på 15-20 dygn. Slammet som anses förbrukat pumpas till ett slamlager och sedan vidare till en centrifug för avvattning. Rejektvatten från centrifugen tillsammans med eventuellt flytslam från gasklockorna leds till en
utjämningsbassäng och sedan vidare tillbaka till reningsverkets inlopp. Inpumpningen av rejektvattnet sker kontinuerligt och under större delen av dygnet.
3.1.1 Dimensionering
Dimensioneringen av Hallsberg avloppsreningsverk är viktig för flertalet av de
beräkningsmodeller som kommer att appliceras i senare kapitel. De viktigaste volymerna och uppehållstiderna kan studeras i tabell 2.
Inlopp
Total medeltillrinning (Q): 6 000 m3 Föroreningsbelastning, BOD7 specifik: 70g /pe,d Föroreningsbelastning, BOD7 totalt: 1 050 kg/d
Volym (m3) Uppehållstid (min)
Försedimentering 1 000 191
Denitrifikation 270 52
Luftningsbassänger 990 132
Slutsedimentering 635 390
Tabell 2, Dimensionering av processenheter på Hallsberg ARV.
3.2 Recipient
Recipienten till Hallsberg avloppsreningsverk är Ralaån som är 15 km lång och mynnar ut i Kumlaån. Ralaån är i dagsläget övergödd och det kommer enligt länsstyrelsen att krävas flera åtgärdsinsatser under en längre tid innan vattnet uppnår god ekologisk status (länsstyrelsen i Örebro län, 2009). Ralaån har i dagsläget en otillfredsställande hög
halt näringsämnen och lider av övergödning (VISS Vatteninformationssystem för Sverige, 2011-06-10).
4 PROVTAGNINGAR OCH BERÄKNINGAR
På Hallsberg ARV har prover tagits under två perioder. Den första provtagningsperioden pågick från 2011-03-07 till 2011-03-18. Under denna tid kördes endast en liten volym brunnsslam in i verket. Detta resulterade i en relativt låg inkommande belastning av kväve. Provtagningen syftade till att studera verket under en period med väl fungerande kväverening. Provperiod nummer två ägde rum mellan 2011-04-05 och 2011-14-16.
Under denna period ökade brunnsslamskörningarna något. Även det inkommande vattenflödet ökade, vilket ledde till att endast en liten förändring i halten inkommande kväve noterades. Då avsikten med de olika provtagningstillfällena var att representera olika belastningar, kommer dessa behandlats under olika avsnitt i kommande text.
Slutsatser i projektet har dragits dels utifrån resultat från de olika
Provtagningsperioderna, utifrån onlinevärden och äldre data men också utifrån personalens drifterfarenheter.
Under provtagningsperioderna har samtliga stickprov tagits mellan kl 07.00 och kl 09.00 på morgonen. Detta innebär att eventuella flödestider genom verket inte tagits hänsyn till. Då stickproverna i de flesta fall applicerats på relativt tröga system antas denna effekt vara av mindre vikt. Dygnsproverna är samtliga 08.00-08.00 flöden. I de kommande beräkningarna har stickprovsvärdena och dygnsproverna hållits åtskiljda.
4.1 Provtagningspunkter
För att studera driften i verket har ett varierande antal prover per vecka valts för olika provtagningsserier, antalet baserades på den förväntade fluktuationen inom
parametern. Nedan i figur 8 återfinns en översiktlig skiss över verket där provpunkterna märkts ut.
Figur 8, Översikt över Hallsberg ARV med markerade provtagningspunkter.
Frekvensen för provtagningen vid varje punkt återfinns i tabell 3 nedan.
Tabell 3, Provpunkter som studerats i syfte att fastställa statusen på Hallsberg ARVs kväverening.
För att studera olika parametrar har utvalda substanser analyserats vid respektive provpunkt. Analysmetoderna som använts vid dessa analyser återfinns nedan i tabell 4.
Tabell 4, Analysmetoder som använts under projektets gång.
I de fall då prover har konserverats har Naturvårdsverkets Allmänna Råd 90:1 applicerats för att säkerställa kvaliteten. BOD7 har analyserats på ett externt ackrediterat
laboratorium då metoden är komplicerad och tidskrävande.
Analyspunkter Frekvens
1) Inkommande avloppsvatten (dygnsprov) 4 ggr/ vecka 2) Före fördenitrifikation (dygnsprov) 2 ggr/vecka 3) Denitrifikation (stickprov) 3 ggr/vecka 4) Luftningsbassänger (stickprov) 2 ggr/vecka 5) Överskottsslam (stickprov) 2 ggr/vecka 6) Utgående avloppsvatten (dygnsprov) 4 ggr/vecka 7) Slamlager (stickprov) 3 ggr/vecka
8) Centrifugrejekt (stickprov) Vid centrifugkörning 9) Inkommande slam från utjämningsbassäng (stickprov) 2-3 ggr/vecka
10) Brunnsslam från inkommande lastbilar (stickprov) Vid inkommande lastbilar
Analys Metod Kommentarer
COD Hach Lange, LCK114 Ampullmetod
Totalkväve, Ntot Hach Lange, LCK138/LCK338 Ampullmetod Ammonium, NH4-N Hach Lange, LCK305/LCK303 Ampullmetod Nitratkväve, NO3- Hach Lange, LCK339 Ampullmetod Totalfosfor, Ptot Hach Lange, LCK349 Ampullmetod
Glödrest SS-028113 Okonserverat prov
Suspenderad substans (SS) SS-EN-872 Okonserverat prov
Torr substans (TS) SS-028113 Okonserverat prov
BOD7 * Externt laboratorium
Inkommande Total N Org N NH4-N
Utgående Total N Org N NH4-N NO3- Luft
N2
N2O
Slam Total N Org N NH4-N
4.2 Beräkningsmodeller
Data som analyserats på Hallsberg ARV har använts för att beräkna olika nyckeltal och parametrar för verket. I kommande text presenteras samtliga beräkningar som använts under projektets gång.
Slambelastning
En viktig parameter vid dimensioneringen av en aktivslamanläggning är förhållandet mellan tillförd näring och mängden mikroorganismer. Slambelastningen brukar användas för att beskriva detta förhållande och beräknas vanligen med formel 6 (Svenska kommunförbundet, 1992).
= ∗∗ (6)
Q= Inkommande flöde
BODi= Inkommande halt BOD5
V= Volym denitrifikationsbassäng
SSm = Medelslamhalt i denitrifikationsbassäng Massbalans över verket
Beräkning av massbalansen över ett reningsverk används för att studera specifika substansers väg genom verket. För att detta ska kunna göras på ett optimalt sätt är systemets avgränsning viktig. Principen för massbalansberäkningar är baserade på grundprincipen att massa varken skapas eller förstörs. Den generella formen är relativt enkel och uttrycks vanligen enligt formel 7, (Metcalf & Eddy, 2003).
Utflöde + Ackumulation = Inflöde + Generation (7)
Denna formel ligger till grund för den systemskiss som kommer att användas för massbalansen kring kväveavskiljning (Morling 2009).
Figur 9, Princip för massbalansen av kväve över verket.
För att underlätta beräkningarna kommer några antaganden att göras:
I inkommande och utgående vatten kommer parametrarna nitratkväve (NO3-), totalkväve (Ntot) och ammoniumkväve (NH4-N) att mätas. Det organiskt burna kvävet (Norg) kommer sedan att estimeras genom att subtrahera nitrathalten och
ammoniumhalten från det totala innehållet av kväve enligt formel 8.
Norg, in/ ut= Ntot – (NO3- + NH4-N) (8)
Slammets innehåll av kväve kommer att antas bestå av ammoniumkväve och organiskt buret kväve. Den totala kvävehalte samt ammoniumkvävet kommer att mätas vart efter den organiska kvävehalten beräknas genom att subtrahera ammoniumkvävet från totalkvävet, se formel 9.
Norg, slam= Ntot – NH4-N (9)
Det kväve som avgår till luften kommer inte att mätas utan antas vara överskottet då utgående kväve och slammets innehåll av kväve subtraheras från inkommande vattens innehåll av kväve, se formel 10.
Nluft = Ntot,in – (Ntot,ut + Ntot,slam) (10)
Slamålder i nitrifikationen
Slamåldern är en viktig parameter för att uppnå god nitrifikation och anger uppehållstiden i luftningsbassängerna i dygn. Parametern är av stor betydelse då nitrifierarna har en långsam tillväxthastighet och riskerar sköljas ut vid en för låg slamålder. Nackdelen med en för hög slamålder är att en stor del av slammet pumpas runt i systemet. Detta i sin tur kan leda till slamsvällning och försämrade
slamegenskaper (S. Hallin et al, 2003). För att beräkna slamåldern används en formel där mängden suspenderat materialet i bassängen divideras med mängden suspenderat material i överskottsslammet och mängden utgående suspenderat material, se formel 11 (Svenska kommunförbundet och Svenska Vatten- och avloppsverksföreningen, 1996).
När formeln applicerats under arbetets gång har den ursprungliga formeln förenklats genom att suspenderat material i utgående vatten likställts med noll. Detta antagande har gjorts då de utgående flödena ur verket innehållit låga halter suspenderat material vilket i sin tur bidragit till en stor osäkerhet i termen i fråga.
å = ∗ ∗ ∗ (11)
V = Volym på luftningsbassängen (m³) SSm =Medelslamhalten i luftningsbassängen Qo = Överskottsslamflöde (m³/h)
SSo = Suspenderade ämnen i överskottsslammet Qut= Utgående flöde (m³/h)
SSut= Suspenderade ämnen i utgående flödet Slamegenskaper
Förändringar av slamåldern kan påverka slammets egenskaper vilket i sin tur leder till förändrade sedimenteringsegenskaper. För att studera sedimenteringsegenskaperna används ofta slamvolymindex som referens, se formel 12 (American Public Health Association, 1998). För optimala slamegenskaper brukar målsättningen vara ett slamvolymindex på runt 100 ml/g (Stig Morling, personlig kommentar 2011-03-11).
= ∗ (12)
SV= Slamvolym ml/l
SS= Suspenderade ämnen g/l Flöde
På Hallsberg ARV finns en stationär flödesmätare som mäter volymen utgående vatten.
Utgående flödesvolym kommer i detta arbete antas vara samma som inkommande volym samma dygn. Externt inkommande brunnsslam kommer att antas vara den av chaufförerna angivna volymen. Interna rejektflöden från centrifuger och biogasreaktorer samt recirkulerade flöden och överskottsflöden från slamuttag beräknas med hjälp av ett kärl av känd volym och tiden det tar att fylla det, se formel 13.
ö = ( ) ( ) (13)
Uppehållstid
Uppehållstiderna i olika bassänger beräknas till volymen dividerat på inflödet, där inflödet mäts som ett stickprov och sedan antas vara konstant över dygnet.
ℎå = ( )
ö ( ) (14)
Dygnsprov
Användningen av dygnsprov applicerades för inkommande vatten, efter förfällning och på utgående vatten. Provtagarna är flödesstyrda och tar ut 30 ml var 10:e kubikmeter, om 10 kubikmeter inte passerat under 10 minuter tas ett tidsstyrt prov. Dunkbyte skedde 08.00 tisdag-fredag.
Provtagaren på inkommande vatten är placerad inne i anläggningen vilket betyder att provet inkluderar inkommande avloppsvatten, interna rejektvattenströmmar och externt brunnsslam.
Stickprov
Användningen av stickprov applicerades i fördenitrifikation, luftningsbassänger, anoxrecirkulering, överskottsslam, returslam från centrifuger, i brunnsslam- och rejektvattenbassängen och för primärslam. Stickprovet togs så representativt som möjligt och hämtades helst långt från ut-, inlopp eller andra moment som skulle kunnat påverka resultatet.
5 RESULTAT
Resultatet från de undersökningar som gjorts på Hallsberg ARV kommer att delas upp beroende på hur och när resultaten tagits fram. Kapitlet har delats in i följande kategorier; driftstörningar, historiska mätningar, onlinemätningar under
provtagningsperioderna, data från den första manuella provtagningsperioden mellan 2011-03-07 till 2011-03-18 och data från den andra manuella provtagningsperioden mellan 2011-04-05 till 2011-04-16.
5.1 Driftstörningar 2005-2009
Efter en genomgång av materialet i miljörapporterna mellan 2005-2010 kan konstateras att många av gränsvärdesöverträdelserna av ammonium hänger ihop med maskinella haverier. Tillexempel överskreds riktvärdet för ammonium i maj 2005 på grund av skumning i rötkammaren till följd av en propeller som lossnat, detta i sin tur ledde till att verket behövde bredda avloppsvatten (Miljörapport 2005). I januari och mars 2006 överskreds riktvärdet för ammonium. I båda fallen berodde det på att nivålyftaren från luftningsbassängerna till denitrifikationen hade stannat (Miljörapport 2006). Under januari 2007 överskreds ammoniumgränsvärdet på grund av problem med beskickning av centrifugen och i april samma år överskreds gränsvärdet på grund av att kopplingen mellan motor och pump hade havererat (Miljörapport 2007). Under 2008 överskreds gränsvärdet för ammoniumkväve i januari och september på grund av dåligt rejekt från centrifugen och i oktober samma år överskreds riktvärdet då fällningskemikalien tog slut (miljörapport 2008). Under 2009 överskreds riktvärde för hela året. Problem med tekniken som fått påverkan på utgående ammoniumkväve är skumning i rötkammare i januari och november, problem med polymerdoseringen i januari och maj, haveri på slamskrapa i försedimenteringen, haveri på cirkulationspumpen i rötkammaren och renovering av centrifug under november och december (Miljörapport 2009).
Ammoniummätaren på utgående vatten har visat tvivelaktiga resultat vid tre tillfällen under perioden 2005-2010. Vid samtliga tillfällen har laboratoriets värden visat sig vara högre än de som mätaren visat.
5.2 Historiska driftförhållanden
Hallsberg ARV är som tidigare nämnt dimensionerat för 6 000 m3 och 15 000 pe. I tabell 5 återfinns en övergripande historik över inkommande belastning mellan 2005 och 2010.
Tabell 5, Historik över inkommande belastning på Hallsberg ARV.
Den aktuella belastningen på verket år 2010 är 10 000 pe och medeltillrinningen är 3 311 m3/d. Detta motsvarar 331 l/pe,d och är en normal belastning.
Föroreningsbelastningen från BOD7 blir omräknat 343 kg/d vilket med en beräknad belastning på 70 g/pe,d ger en anslutning på 4 900 pe. Belastningen på verket i form av totalkväve var samma år 107,3 kg/d. Med en beräknad belastning på 12 g/pe,d ger detta en anslutning på 8 940 pe (Miljörapport 2010). Det går här att uttyda att
kvävebelastningen beräknat i personekvivalenter är nästan dubbelt så stor som BOD7- belastningen.
Inför försöksperioden studerades data mer noggrant gällande verkets driftsituation under 2009, 2010 och första kvartalet 2011, då sista analyserna genomfördes. Samtliga prov är tagna med flödesstyrd provtagare under ett dygn. Data hämtades från
analysrapporter från ackrediterat laboratorium, miljörapporter och från en studie gjord av VA Ingenjörerna i augusti 2010. Informationen gav en uppfattning om hur verket fungerat ur ett längre perspektiv och bidrog även till valet av provpunkter under fältstudien.
Organiskt material
I figur 10 kan förhållandet mellan de inkommande halterna BOD7 och COD studeras mellan januari 2009 till april 2011. Det kan utifrån figuren konstateras att det finns en relation mellan de inkommande halterna av BOD7 och COD under perioden i fråga.
Förhållandet är dock relativt svagt vilket gör det svårt att använda det för exaktare beräkningar. Förhållandet mellan halterna inkommande BOD7 och COD ger en fingervisning om hur lättnedbrytbart materialet kommer att vara i verket. I detta fall kan vi se att inkommande vatten i Hallsberg ARV innehåller drygt dubbelt så mycket COD som BOD7. Detta är en mycket vanlig och karaktäriserande egenskap hos kommunalt avloppsvatten.
2005 2006 2007 2008 2009 2010
Flöde (m3/d) 2 590 3 794 2 677 3 353 2 776 3 311
BOD7 (mg/l) 257 170 191 115 155 124
COD (mg/l) 485 518 508 248 476 380
Fosfor (mg/l) 5,2 6,7 6,7 6,4 5,8 4,58
Kväve (mg/l) 36 45 50 33,5 47 38,9
Ammoniumkväve (mg/l) 9,1 27 26,8 24,6 26 28,6
Figur 10, Förhållande mellan BOD7 och COD i inkommande vatten.
Verkets utgående halter av organiskt material har sedan 2009 inte varit något större problem. Detta återspeglas i de analysrapporterna som i de flesta fall visar värden under detektionsgränsen; <3 mg/l för BOD7 och <30 mg/l COD.
Kväve
Analys av inkommande och utgående kväve utförs samtidigt och med samma
provtagningsmetodik som för organiskt material. Då verket under höst och vår tar emot brunnsslam med högt kväveinnehåll från kringliggande gårdar leder det periodvis till stora belastningsvariationer. Detta går att utläsa ur figur 11. Skillnaden mellan halten inkommande totalkväve och inkommande ammoniumkväve är inkommande organiskt kväve.
Figur 11, Halt inkommande kväve, 2009 till april 2011.
y = 1,622x + 182,37 R² = 0,2267
0 200 400 600 800 1000 1200 1400
0 50 100 150 200 250 300 350 400
COD-halt (mg/l)
BOD7-halt (mg/l)
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Halt (mg/l) NH4
Ntot
Då verket haft en ojämn inkommande och intern kvävebelastning har detta resulterat i att kvävehalten i utgående vatten varierat kraftigt, se figur 12. Ammoniumkvävet och nitratkvävet har ofta varit omvänt relaterat till varandra på ett sådant sätt att
ammoniumkvävet håller låga koncentrationer då nitratkvävet ligger högt och nitratkvävet har högre koncentrationer då ammoniumkvävet ligger på låga nivåer.
Figur 12, Halt kväve i utgående vatten uppdelat i nitratkväve, ammoniumkväve och totalkväve mellan januari 2009 och april 2011.
Fosfor
Ur figur 13 kan halten inkommande fosfor från 2009 till april 2011 utläsas. Värdena är varierade, men får anses normala för ett verk med Hallsbergs storlek och flöden.
Figur 13, Inkommande halt fosfor januari 2009-2011.
0 10 20 30 40 50 60 70 80
2009-01-07 2009-02-07 2009-03-07 2009-04-07 2009-05-07 2009-06-07 2009-07-07 2009-08-07 2009-09-07 2009-10-07 2009-11-07 2009-12-07 2010-01-07 2010-02-07 2010-03-07 2010-04-07 2010-05-07 2010-06-07 2010-07-07 2010-08-07 2010-09-07 2010-10-07 2010-11-07 2010-12-07 2011-01-07 2011-02-07 2011-03-07 2011-04-07
Halt (mg/l)
NH4 NO3 Ntot
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Halt (mg/l)
5.3 Provtagning
Under båda provtagningsperioderna har data analyserats både manuellt och automatiskt. De manuella provtagningarna har antingen skett genom stickprov eller genom dygnsmedelprov med metoder som har redovisats mer ingående i kapitel 4.2. De automatiska analyserna har skett kontinuerligt. Parametrar som mätts med denna metod är flödet genom verket, flöden av slam i verket, utgående ammoniumhalt och temperaturen på utgående vatten. Den automatiska provtagningen vid
provtagningsperioder ett och provtagningsperioder två kommer alla att studeras och analysera separat i detta kapitel, varpå diskussion och slutsatser kommer att göras gemensamt för de tre områdena.
5.3.1 Automatisk provtagning
Den automatiska provtagningen är inte ackrediterad, men kalibreringar görs
kontinuerligt för att säkerställa kvaliteten på analyserna. Värden till diagram i kapitel 5.3.1 återfinns i appendix 1.
Flöde
Det finns en flödesmätare på Hallsberg ARV som mäter flödet på utgående vatten. I denna rapport kommer utgående flöde antas vara samma som inkommande flöde under samma period. Flödet genom i verket låg under den första provtagningsperioden på mellan 3 000 m3/dygn och 5 000 m3/dygn, och under den andra provtagningsperioden på mellan 4 000 m3/dygn upp till 7 300 m3/dygn, se figur 14. Majoriteten av dessa flöden ligger över flödesmedelvärdet från 2010 som beräknades till 3 311 m3/dygn och får antas bero på snösmältningen som pågick under provtagningsperioderna. De
inkommande flödena kan också jämföras med det dimensionerade dygnsmedelflödet för Hallsberg ARV på 6 000 m3/dygn (Miljörapport, 2009).
Figur 14, Dygnsmedelflödet under de båda provtagningsperioderna.
2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Flöde (m3)
Centrifugens körningstid
På Hallsberg ARV körs centrifugen vanligtvis endast under ett par dagar i slutet av varje vecka. Resten av tiden står centrifugen stilla. I figur 15 kan man studera centrifugens körtid under provtagningsperiod ett och två.
Figur 15, Centrifugens körtid under mars och april 2011.
Utgående ammoniumhalt
I figur 16 återfinns utgående halt av ammonium under tiden för de båda
provtagningsperioderna. I diagrammet syns ett återkommande mönster av förhöjda utgående halter av ammonium ur verket. Om man studerar de förhöjda halter mer i detalj kan man se att dessa är direkt relaterade till perioder av intensiva
centrifugkörningar.
Figur 16, Utgående halter av ammonium under de båda mars och april 2011.
0 5 10 15 20 25 30
Körtid för centrifug (h/dygn)
0 5 10 15 20 25
Halt (mg/l)
5.3.2 Första provtagningsperioden
Det första provtagningsperiod ett tog plats i mitten av mars. Vattentemperaturen i verket låg då på i genomsnitt 6 C°. Under provtagningsperioden registrerades inga störningar i verket. De första lastbilarna med brunnsslam kom in under den andra veckan då 27 m3 pumpades in 2011-03-17. Värden till samtliga diagram återfinns i appendix 2.
Karaktärisering av inkommande vatten
Vintern 2011 var relativt snörik och under tiden som provtagningen genomfördes var det inkommande vattnet uppblandat med smältvatten på grund av inläckage i
ledningsnätet vilket ledde till låga inkommande SS-halter. Under perioden mättes pH på inkommande vatten två gånger, och visade vid båda tillfällena pH 7,4, vilket får anses normalt för ett kommunalt avloppsvatten. Vid externt brunnsslamintag kan surt pH vara ett problem, men detta märks alltså inte på Hallsberg ARV.
Inkommande halt kväve har studerats och beskrivs i figur 17 genom totalkväve och ammoniumkväve. Nitratkväve i inkommande vatten har likställts med noll då dess halt mycket låg i samtliga analyser.
Figur 17, Inkommande halt kväve under första provtagningsperioden.
Denitrifikation
I denitrifikationen studerades tre olika parametrar; slambelastning, uppehållstid och kvävets form i denitrifikationsbassängen.
0 10 20 30 40 50 60 70 80
Halt, mg/l
Ntot N-NH4
