Ozonering av aktivt slam â ett sÃ¤tt att fÃ¶rbÃ¤ttra ... - Svenskt Vatten

Ozonering av aktivt slam – ett sätt att 

förbättra sedimenteringsegenskaperna 

av 

Ivelina Dimitrova 

Examensarbete nummer: 2012-04 

Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik 

Institutionen för Kemiteknik 

Lunds Universitet 

Mars 2012 

Handledare: Universitetslektor Karin Jönsson 

Biträdande handledare: Filip Nilsson (Primozone Production AB) 

Examinator: Professor Jes la Cour Jansen 

Bild (vänster): Graminfärgning av aktivtslam med Microthrix parvicella 

Bild (höger): Ozonanläggningen på Klagshamn AR 

Postal address Visiting address Telephone 

P.O. Box 124 Getingevägen 60 +46 46-222 82 85 

SE-221 00 Lund, Sweden +46 46-222 00 00 

Web address 

Telefax 

www.vateknik.lth.se +46 46-222 45 26

Förord 

Denna rapport är ett resultat av mitt examensarbete som genomförts under april 2011 till 

februari 2012 och avslutar mina studier på civilingenjörsprogrammet i Kemiteknik vid 

Lunds Tekniska Högskola (LTH). Examensarbetet initierades vid Vattenförsörjnings- och 

Avloppsteknik vid institutionen för Kemiteknik på LTH i samarbete med Klagshamns 

Avloppsvattenreningsverk i Malmö, där studierna utfördes. 

Jag vill först och främst tacka min handledare, Karin Jönsson, för hennes stöd under 

utförandet av examensarbetet, de goda idéerna hon gav mig samt för att hon bistod med 

mycket hjälp vid diskussionerna. Min biträdande handledare, Filip Nilsson, som ställde 

upp när utrustningen inte fungerade, snabbt åtgärdade felen och hittade lösningar för att 

hålla igång utrustningen. 

Ett stort tack till alla mina kollegor på Klagshamnsverket som byggde och underhöll 

utrustningen samt åtgärdade akuta driftproblem. 

Vidare vill jag tacka personalen på labbet – Anna Ivarsson, Linn Malmquist och Joanna 

Ekiert Smoter som hjälpte mig vid mina försök men även för deras trevliga sällskap. 

Dessutom, tack till alla andra på Avloppsvattenavdelningen som har svarat på mina 

frågor och gett mig stöd under arbetets gång. 

Ivelina Dimitrova 

Malmö, mars 2012 

I

Summary 

In order to reduce eutrophication in the sea, lakes and rivers, there are requirements 

including nitrogen removal at many Swedish wastewater treatment plants. 

Nitrogen is primarily removed by biological methods, and today one of the most common 

methods to treat wastewater is the activated sludge process. The process consists of two 

parts; the first part is an aeration tank with high concentration of microorganisms that 

convert pollutants to other products thereby new biomass accumulates. In the second 

step, which is as important as the first one, the microorganisms are separated from the 

water and returned back to the process. A good separation can be achieved when the 

microorganisms form flocks. It is important that the flocks are heavier than water and 

have good settling properties. 

In a well-functioning activated sludge system there are three groups of bacteria; freeswimming, 

flock-forming and filament-forming bacteria. The concentration and the 

distribution of these can vary. Filament-forming bacteria at low concentrations are 

important for good functioning sedimentation as they constitute support for flock-forming 

bacteria and strengthen the flock. However, heavy growth of filaments creates fluffy 

sludge that can lead to sludge loss because the filamentous bacteria gives the flock a 

more voluminous structure. This is one of the most common operational problems in the 

activated sludge plants. 

Sludge loss can be avoided by reducing the hydraulic load through the sedimentation 

step, which results in reduced treatment capacity as a part of the wastewater flow must be 

led past the activated sludge process. Improving the settling characteristics is a more 

viable option. When bad settling properties due to elevated concentrations of filaments 

occur, one of the solutions for the problem can be to break down the filaments. 

At Klagshamn WWTP, the problem with bad settling properties is known since the 

nitrogen removal was introduced in 1995. The dominant filament-forming bacterium in 

the sludge at the plant is Microthrix parvicella. Today there are a number of known 

methods for control of Microthrix parvicella, where ozonation of a part of the return 

sludge stream has been proven to be a fast and reliable method (Wennberg et al. 2009). 

The purpose of this master thesis was to perform a number of treatments using ozone in 

full scale at Klagshamn WWTP and to obtain more knowledge about the method and if it 

works well, by which conditions to start/stop the treatment and how to perform them. 

Furthermore, nitrification rate studies in lab-scale were performed, in order to analyze 

how the ozonation affects the nitrifying process. 

Important parameters such as sludge volume index (SVI), sludge volume (SV) and 

nitrification rate were followed up in the study. In addition, the sludge has been 

III

microscoped and the ozone impact on the filaments has been observed. 

The result showed that ozonation of activated sludge at Klagshamn WWTP is a good and 

reliable method for reducing the growth of Microthrix parvicella. Ozone treatment 

improved the settling characteristics and reduced the problem with bad settling sludge, 

foaming sludge and sludge loss. 

By ozonation of activated sludge, the Microthrix parvicella has been reduced, but the 

bacteria did not disappear completely. Other types of filament-forming bacteria occur 

when the amount of Microthrix parvicella was reduced. However, these do not affect the 

sludge settling properties negatively. 

No adverse effect of ozone on nitrification could be observed. In most trials the ozonated 

sludge showed higher nitrification rates than the reference sludge, however, the results 

are not conclusive. 

At the end of the work, a proposal is presented on how future treatments should be 

designed and which parameters should be monitored. The most reliable parameters for 

monitoring an ozonation treatment at this plant are to follow the SVI and to perform 

microscopic observations. 

IV

Sammanfattning 

För att minska övergödningen av hav, sjöar och vattendrag finns det utsläppskrav, 

gällande bl. a. kvävehalter, vid många svenska avloppsreningsverk. 

Kväve avskiljs främst med hjälp av biologiska metoder och idag är en av de vanligaste 

metoderna aktivslamprocessen. Processen består av två delar. Första delen är en luftad 

bassäng med hög koncentration av mikroorganismer som omvandlar föroreningarna till 

andra produkter och därigenom ackumuleras ny biomassa. I det andra steget, som är lika 

viktigt som det första, separeras mikroorganismerna från vattnet och förs tillbaka till 

processen. En bra separation uppnås när mikroorganismerna bildar flockar. Flockarna är 

tyngre än vattnet och sjunker därför till botten. 

I ett välfungerande bioslamsystem förekommer tre grupper av bakterier; frisimmande, 

flockbildande och filamentbildande bakterier. Koncentrationen av de sistnämnda kan 

variera. I låga koncentrationer är dessa viktiga för att sedimenteringen skall fungera bra, 

då de utgör stöd för flockbildande bakterier och stärker flocken. Däremot kan kraftig 

tillväxt skapa svårsedimenterat slam och leda till slamflykt. Detta är ett av de vanligaste 

driftsproblemen i aktivslamanläggningar. 

Man kan undvika slamflykt genom att minska den hydrauliska bealstningen genom 

sedimenteringssteget men det innebär att en delström avloppvatten måste ledas förbi 

biosteget och därmed reduceras verkets reningskapacitet. Att förbättra 

sedimenteringsegenskaperna är ett mer hållbart alternativ. När orsaken till försämrade 

sedimenteringsegenskaper är förhöjda halter av filamentbildande mikroorganismer är en 

lösning till problemet att bryta ner filamenten. 

Vid Klagshamnsverket i Malmö är problemet med försämrade sedimenteringsegenskaper 

känt sedan kvävereningen infördes på verket 1995. Den dominerande filamentbildande 

bakterien i slammet på verket är Microthrix parvicella. Idag finns det ett antal kända 

metoder för bekämpning av Microthrix parvicella, där ozonering av en delström av 

returslammet har visat sig vara en snabb och pålitlig metod. 

Syftet med denna studie har varit att utföra ett antal behandlingar med ozon i fullskala vid 

Klagshamnsverket, att få mer kunskap om metoden och om den fungerar bra samt hur 

och när behandlingar bör påbörjas och avslutas. Vidare har nitrifikationshastigheten 

studerats i labbskala med syfte att undersöka om ozonet påverkar nitrifikationen positivt 

eller negativt. 

Viktiga parametrar såsom slamvolymindex (SVI), slamvolym (SV) och 

nitrifikationshastighet har följts upp i arbetet. Utöver det har slammet mikroskoperats, där 

ozonets påverkan på filamenten har studerats. 

Resultaten visade att ozonering av aktivt slam på Klagshamnsverket är en bra och pålitlig 

metod för reducering av Microthrix parvicella. Ozoneringen har lett till förbättrade 

sedimenteringsegenskaper. Efter ozonering minskade problemen med svårsedimenterat 

V

slam, skumbildning och slamflykt. 

Ozonet reducerade halterna av Microthrix parvicella men de försvann inte helt. Vid 

minskningen av Microthrix parvicella uppkom istället andra typer av filamentbildande 

bakterier. Dessa påverkade dock inte slammets sedimenteringsegenskaper negativt. 

Huruvida nitrifikationshastigheten vid ozonering påverkas kunde inte fastställas. I de 

flesta försöken hade det ozonerade slammet något högre hastighet än referensslammet, 

dock är resultaten inte entydiga. 

I slutet av arbetet tas ett förslag fram på hur framtida ozonbehandlingar bör utformas och 

vilka parametrar som bör följas upp. De två strategierna som kan vara aktuella är: strategi 

1 som bygger på att det är svårt att förutse exakt när behovet för behandling finns och 

start och stopp sker efter behov och genom att följa upp de viktigaste driftparametrarna. 

Denna strategi är mindre kostsam än strategi 2 som grundas på att säkerställa en säker 

drift och därför ozoneras slammet kontinuerligt, där man alternerar mellan linjerna. De 

mest pålitliga parametrarna vid uppföljning av en ozonbehandling på Klagshamnsverket 

visade sig vara SVI och mikroskopering. 

VI

Förkortningar 

ASP 

AOP 

Bio-P 

BOD 7 

DSV 

DSVI 

DO 

EOP 

EPS 

MBBR 

MLSS 

PAX 

PHA 

PHB 

PAO 

SS 

SV 

SVI 

TS 

RS 

SÅ 

VFA 

VSS 

ÖS 

aktivslamprocess (Eng. activated sludge process) 

avancerade oxidationsprocesser (Eng. advanced oxidation process) 

biologisk fosforavskiljning 

biokemisk syreförbrukning, 7 dygn 

spädd slamvolym (Eng. diluted SV) 

spädd slamvolymindex (Eng. diluted SVI) 

löst syre (Eng. dissolved oxygen) 

elektrokemisk oxidationspotential 

extracellulära polymeriska substanser 

biofilmreaktor med bärarmaterial (Eng. moving bed biofilm reactor) 

suspenderade ämnen (Eng. mixed liqueur suspended solids) 

polyaluminiumklorid 

polyhydroxyalkanoater 

polyhydroxybytater 

polyfosfatacumulerande organismer 

suspended solids 

slamvolym 

slamvolymindex 

torrsubstanshalt 

returslam 

slamålder 

flyktiga syror (Eng. volitile fatty acids) 

glödningsförlust (Eng. volatile suspended solids) 

överskottslam 

VII

VIII

Innehållsförteckning 

1 Inledning ........................................................................................................................ 1 

1.1 Bakgrund ...................................................................................................................... 1 

1.2 Syfte ............................................................................................................................. 2 

1.3 Utförande ..................................................................................................................... 2 

1.4 Avgränsningar .............................................................................................................. 3 

2 Teori ............................................................................................................................... 5 

2.1 Krav på rening av avloppsvatten.................................................................................. 5 

2.2 Reningsprocessen ......................................................................................................... 5 

2.2.1 Aktivt slam ........................................................................................................... 7 

2.2.2 Kontroll av aktivslamprocessen ........................................................................... 9 

2.2.3 Organismer i aktivslamprocessen ...................................................................... 11 

3 Ozon ............................................................................................................................. 19 

3.1 Allmänt ...................................................................................................................... 19 

3.2 Användning av ozon och mekanism .......................................................................... 19 

3.3 Tillverkning av ozon .................................................................................................. 21 

4 Klagshamnsavloppsreningsverk ................................................................................ 23 

5 Försöksutförande ........................................................................................................ 27 

5.1 Ozonering av slam i fullskala .................................................................................... 27 

5.2 Nitrifikationsförsök i laboratorieskala ....................................................................... 30 

5.3 Mikroskopering av slammet ...................................................................................... 31 

6 Resultat och diskussion .............................................................................................. 33 

6.1 Allmänt om problematiken innan behandlingarna påbörjades .................................. 33 

6.2 Ozonbehandlingar ...................................................................................................... 35 

6.3 Nitrifikationshastighet................................................................................................ 47 

6.4 Uppföljning och strategi för framtida behandlingar .................................................. 50 

7 Slutsatser ...................................................................................................................... 55 

8 Förslag till framtida studier ....................................................................................... 57 

9 Referenser .................................................................................................................... 59 

BILAGA 1 – Metodbeskrivning för nitrifikationshastighetsbestämning .................. 63 

BILAGA 2 – Analyser och parametrar använda i rapporten .................................... 65 

BILAGA 3 - Metodbeskrivning för graminfärgning .................................................. 67

BILAGA 4 - Resultat från nitrifikationsförsöken....................................................... 69 

BILAGA 5 - Drift- och labbresultat ............................................................................. 89

1 Inledning 

1.1 Bakgrund 

Föroreningarna som finns i avloppsvatten reduceras i reningsverk genom kemiska och 

biologiska processer. De biologiska processerna bygger på att mikroorganismer i hög 

koncentration omvandlar de organiska ämnena samt kvävet i vattnet till andra produkter. 

Den vanligaste biologiska reningsprocessen vid kommunala reningsverk är 

aktivslamprocessen (ASP). Aktivslamprocess med kväveavskiljning kräver längre 

slamålder än en process som bara har som syfte att omvandla det organiska materialet i 

vattnet. Hög slamålder gynnar tyvärr också filamentbildande organismer som kan orsaka 

driftsproblem i efterföljande reningssteg - separationen av slam och vatten. 

Filamentbildande mikroorganismer försämrar sedimenteringsegenskaperna och kan 

orsaka skumbildning, slamsvällning och slamflykt. 

Vid Klagshamnsverket i Malmö har problematiken med försämrade slamegenskaper 

observerats sedan 1995 då kväveavskiljning infördes på verket. Huvudorsaken till de 

dåliga slamegenskaperna är filamentbildande mikroorganismer, där Microthrix parvicella 

har noterats genom mikroskopiska observationer som den dominerande 

mikroorganismen. 

De senaste åren har problemet med dåliga slamegenskaper ökat och driftproblem har inte 

kunnat undvikas. Periodvis har det förekommit slamflykt. Under fyra år (2006-2010) har 

det doserats aluminiumbaserade produkter (PAX) för att minska tillväxten av Microthrix 

parvicella; vidare har man försökt reducera slamåldern för att missgynna 

filamenttillväxten. Dessa försök har inte alltid haft positiv effekt och har därför bedömts 

som opålitliga metoder för bekämpning av filament. Under 2009 testades en ny metod 

som bygger på att behandla en delström av returslammet med ozon. Försöket utfördes 

som ett 3-månaders försök i fullskala. Slutsatsen från försöken med att hämma 

filamenttillväxten är att ozonbehandlingen är den mest lovande metoden för slammet vid 

Klagshamnsverket. En nackdel är att ozonet, enligt tidigare studier, eventuellt kan 

påverka nitrifikationshastigheten negativt. Tidigare utförda försök vid verket ger inte svar 

på hur effektiv metoden är långsiktigt och hur snabbt filamentåterväxt kan förväntas. 

Idag finns det en del kunskap kring behandling av returslam med syfte att förbättra 

sedimenteringsegenskaperna i slammet, dock främst i form av kortvariga försök och i 

labbskala. En väsentlig skillnad mellan labb- och fullskala är att man inte alltid kan 

kontrollera alla parametrar samt att man inte alltid känner till alla förändringar i systemet 

som kan påverka dessa. Det är därför inte alltid möjligt att överföra de kunskaper man har 

från labbsystem till fullskala. 

1

1.2 Syfte 

Syftet med denna studie är att: 

* följa upp ett antal ozonbehandlingar av returslam i fullskala på Klagshamnsverket 

under en längre period (10 månader). 

* undersöka om ozonering av returslam är en pålitlig metod för behandling av 

filamentöst aktivt slam. 

* undersöka om processhastigheterna med avseende på nitrifikation påverkas som 

tidigare studier har indikerat. 

* undersöka hur slamegenskaperna påverkas och om ozonbehandling påverkar alla typer 

av filament. 

* hitta en långsiktig strategi för behandling som säkerställer normaldrift och förhindrar 

slamflykt. 

1.3 Utförande 

Rapporten är huvudsakligen indelad i tre delar: teoretisk, praktisk och analytisk del. 

Den teoretiska delen ger en introduktion till de andra två delarna i arbetet. Här förklaras 

grunderna till varför avloppsvatten renas; det ges en introduktion till reningsprocessen 

vid Klagshamns reningsverk som ett exempel på ett kommunalt avloppsreningsverk och 

på de vanligaste reningsprocesserna. Vidare ges en inblick i problematiken kring 

filamentbildande mikroorganismer i aktivslamsystem samt vilka metoder för bekämpning 

som används idag. Ett separat kapitel handlar om ozon, dess egenskaper och 

användningsområden inom avloppsreningstekniken. 

Den teoretiska delen följs av en praktisk som omfattar ett antal behandlingar av aktivt 

slam med ozon vid Klagshamnsverket, alla utförda i fullskala. Båda aktivslamlinjerna 

behandlas efter varandra och linjen som inte behandlas används som referens. Återväxten 

av filament studeras efter avslutad behandling. Vidare utförs labbskaleförsök med syfte 

att studera processhastigheterna med avseende på nitrifikationen i samband med 

behandlingen. 

I den analytiska delen granskas och utvärderas resultaten från ozonbehandlingarna och 

labbförsöken. Prover på slam från den behandlade linjen och från referenslinjen samt 

prov taget direkt efter reaktorn har mikroskoperats. Hur slammets egenskaper påverkas 

vid ozonbehandling samt hur den påverkar nitrifikationshastigheten studeras. Men hänsyn 

till detta görs ett försök att ta fram en strategi för hur slammet bör behandlas i framtiden. 

2

1.4 Avgränsningar 

Denna rapport är riktad mot anläggningen på Klagshamnsverket och handlar om hur 

behandling med ozon utfördes i just denna applikation. Slutsatserna och resultaten från 

behandlingarna kan dock användas som hjälpmedel vid utvärdering och jämförelse av 

andra anläggningar. 

En annan avgränsning som görs i arbetet är att ozoneringsprocessen studeras under en 10- 

månadersperiod (april-december), vilket troligen inte är en tillräckligt lång period för att 

säkerställa alla slutsatser. 

Vidare görs inga ekonomiska uppskattningar gällande driftkostnader för 

ozonbehandlingarna och de två framtagna strategierna för framtida behandlingar jämförs 

inte ur ekonomisk synvinkel. 

3

2 Teori 

2.1 Krav på rening av avloppsvatten 

Ett av de 16 nationella miljömål som Naturvårdsverket har satt upp är att halterna av 

gödande ämnen i mark och vatten inte skall ha en negativ påverkan på människornas 

hälsa, förutsättningarna för biologisk mångfald eller möjligheterna till allsidig 

användning av mark och vatten. 

Övergödning orsakas av höga halter av näringsämnena kväve och fosfor i vattnet eller i 

marken. Dessa ämnen förs bl. a. genom nedfall från luften från kväveoxider, genom 

ammoniak från jordbruket och genom utsläpp av kvävearter och fosfor från 

avloppsreningsverken till sjöar och hav. I hav är övergödning ett av de allvarligaste 

miljöhoten, då den orsakar algblomning som i sin tur kan leda till att det uppstår syrebrist 

på botten (Naturvårdsverket, 2010). 

Punktutsläppen från avloppsreningsverken är betydligt lättare att förhindra och åtgärda 

jämfört med utsläppen från jordbruket, vilket är anledningen till att man alltid har strävat 

mot att förbättra reningsprocessen och har ständigt ökande utsläppskrav. Hur 

avloppsvattnet skall hanteras och renas regleras av Miljöbalken (Miljöbalken 1998:08). 

Vilka reningskrav som gäller för de olika reningsverken kan variera och beror i stort sett 

på anläggningsstorleken och recipienten. Statens naturvårdsverks författningssamling har 

gett ut föreskrifter som reglerar detta (SNFS 1990:14). 

2.2 Reningsprocessen 

Reningsprocessen på kommunala avloppsreningsverk kan delas in i två delar; behandling 

av avloppsvatten och behandling av det slam som har ackumulerats i de olika 

reningsstegen. I sin tur indelas avloppsvattenbehandlingen in i en mekanisk (grovrening 

där partiklar avlägsnas), en kemisk (tillsatts av olika kemiska produkter, främst 

fällningskemikalier) och en biologisk behandling (partikulära och lösta substanser i 

vattnet omvandlas av mikroorganismer till enklare föreningar samt ny biomassa bildas), 

(Ødegaard, 1992). 

Den mekaniska reningen består oftast av galler eller silar, där avloppsvattnet silas och 

därigenom avlägsnas större partiklar. Syftet med detta är att skydda de nedströmsliggande 

reningsprocesserna för igensättningar och slitage. I anslutning till gallerna kommer 

vanligtvis sandfånget. Dess syfte är att avlägsna tunga partiklar som sand och grus som 

sjunker till bottnen. Oftast är sandfånget luftat, luften har som syfte att förhindra bildning 

av svavelväte samt att lyfta fett och andra lättflytande partiklar till ytan. Dessa tas bort 

med hjälp av skrapor (Gillberg et al., 2003). Till den mekaniska delen av 

reningsprocessen räknas även försedimenteringsbassängerna. Dessa är placerade efter 

sandfånget och dess roll är att avskilja suspenderade föroreningar genom att låta dessa 

sjunka till botten av bassängerna där dessa skrapas bort till en slamficka och pumpas 

vidare till slambehandlingen (Gillberg et al., 2003). 

5

Den biologiska reningen är oftast det reningssteg som kommer efter den mekaniska 

reningen. Gemensamt för biologiska reningsprocesser är att vid reningen används höga 

koncentrationer av mikroorganismer. Dessa mikroorganismer finns i naturen och deras 

överlevnad gynnas i anläggningarna genom att man skapar gynnsamma förhållanden. 

Biologisk rening används primärt för nerbrytning av lösta organiska ämnen (BOD), för 

avskiljning av kväve via nitrifikation och denitrifikation samt för avskiljning av fosfor via 

bio-P-processen (Ødegaard, 1992). Beroende på förhållandena kan man skilja ut olika 

processer. De biologiska processerna är redoxprocesser och beroende på vilket ämne som 

används som elektronacceptor kan man skilja på följande processer: aeroba (där syret 

används som elektronacceptor), anoxiska (där nitrat eller nitrit används som 

elektronacceptor då det i den omgivande miljön inte finns tillgång till molekylärt syre) 

samt anaeroba (där det inte finns tillgång till varken molekylärt syre eller nitrat/nitrit) 

(Tchobanoglous et al., 2004). 

Den kemiska reningen kan utformas på olika sätt beroende på reningsverkets 

förutsättningar. Vid kembehandling blandas avloppsvattnet med kemikalier som kan 

binda fosfor och partikulärt material och bilda s.k. flockar. Processen kallas för fällning 

och beroende på utformningen skiljer man på: direktfällning (när fällningssteget utgör det 

enda reningssteget efter rensgaller och sandfång), simultanfällning (när fosforreduktionen 

sker samtidigt med biologisk rening i en aktivslamprocess), efterfällning (då fosfor 

avskiljs ur biologiskt renat vatten i ett separat efterföljande reningssteg) och förfällning 

(när fosforreduktionen följs av ett biologiskt reningssteg), (Gillberg et al., 2003). 

I slambehandlingsanläggningen tas slam som har producerats vid de olika reningsstegen; 

mekaniska, biologiska och kemiska, om hand. De viktigaste processtegen är förtjockning, 

stabilisering och avvattning. Genom förtjockning minskas vattenhalten och slammets 

volym minskar påtagligt före efterföljande behandling. Förtjockningen kan ske genom en 

gravitationsförtjockare eller mekaniskt (t ex med hjälp av trumsil eller sillbandspress). 

När mekanisk förtjockning utförs, behövs även tillsats av polymer som gör att slammet 

bildar starkare och större flockar. Den avskilda vattenfasen förs tillbaka till början av 

vattenreningsprocessen. 

Det förtjockade slammet leds vidare till en stabiliseringsprocess, som t.ex. kan vara en 

rötkammare, där en del av det organiska innehållet i slammet bryts ner under syrefria 

förhållanden. Genom rötning stabiliseras slammet, d v s förekomsten av patogena 

bakterier minskar. Även risken för utveckling av förruttnelseprocess och odör reduceras. 

Vid rötningen bildas energirik gas, som kallas för rötgas eller biogas och huvudsakligen 

består av metan och koldioxid. Rötningsprocessen kan ske vid olika temperaturer. Enligt 

Tchobanoglous et al. (2004) skiljer man på mesofil och termofil rötning, där processen 

utförs av bakterier som trivs i temperaturspannet 25-40°C respektive 55-65°C. 

Det rötade slammet avvattnas genom t.ex. centrifugering eller pressning. En polymer 

tillsätts före avvattning för bättre avskiljning. Slammets TS-halt höjs från 2-4 % till 25-35 

%, det avvattnade slammet före borttransport. 

6

2.2.1 Aktivslamprocessen 

Utformningen av de biologiska processerna kan variera men samtliga kan man dela in i 

två grupper: anläggningar med suspenderade bakteriekultur (t.ex. aktivslamanläggningar) 

och anläggningar med fastsittande bakteriekultur (biofilmsanläggningar), (Ødegaard, 

1992). 

Aktivslamprocessen är den vanligaste biologiska processen för vattenrening (Lee et al., 

1991). Processen utvecklades 1912-1915 av Clark, Fowler, Ardern, Lockett & Jones 

(Alleman et al., 1983) och består av två delar. Första delen är en reaktor med hög 

koncentration av mikroorganismer som omvandlar föroreningarna till huvudsakligen 

koldioxid, vatten samt att ny biomassa ackumuleras. Vid andra steget, separationssteget, 

separeras mikroorganismer från vattnet och detta sker i sedimenteringsbassänger. 

Biomassan (mikroorganismerna) återförs till aktivslamanläggningen, denna ström kallas 

returslam. Överproduktionen av biomassa tas ut som s k överskottslam. 

Figur 1. Aktivslamprocess. Principschema: reaktor med omrörare och luftarsytem; 

sedimenteringsbassäng med returslam- och överskottslamsström (Klagshamn, 2010). 

Biologiska reningen sker främst nerbrytning av lösta organiska ämnen (BOD), 

avskiljning av kväve via nitrifikation och denitrifikation samt avskiljning av fosfor via 

bio-P-processen (Ødegaard, 1992). Grunderna till dessa processer förklaras nedan. 

Avskiljning av organiska ämnen (BOD) 

Avloppsvatten innehåller många organiska ämnen, vars genomsnittliga sammansättning 

kan ges med formeln C 18 H 19 O 9 N (Henze et al., 1992) 

I aktivslamprocessen (ASP) oxideras dessa organiska ämnen enligt ekv 1. 

C 18 H 19 O 9 N + 17,5O 2 + H + 18CO 2 + 8 H 2 O + NH 4 

+ 

ekv.1 

Mikroorganismer som utnyttjar organiskt kol som kolkälla för att bilda ny biomassa 

kallas heterotrofer (Henze et al., 1992). 

Nitrifikation 

Oxidation av ammoniumkväve till nitratkväve görs av en begränsad grupp av 

kemoautotrofa mikroorganismer (Ødegaard, 1992 och Lee et al., 1991). Processen går 

genom två steg, ekv. 2, 3, 4. 

7

NH + 4 + 1,5O 2 NO - 2 + 2H + +H 2 O 

Mikroorganismer: Nitrosomonas,- coccus, -spira, -lobus- vibrio 

- 

NO 2 - + ½ O 2 NO 3 

Mikroorganismer: Nitrobacter, -coccus, -spina, -spira 

------------------------------------------------------ 

NH 4 + + 2O 2 NO 3 - + 2H + +H 2 O 

ekv.2 

ekv.3 

ekv.4 

Vid processerna utvinns bara en liten mängd energi, vilket är förklaringen till varför 

bakterierna behöver lång generationstid (8-10 h). 

Processen gynnas vid närvaro av syre (DO), minst 2-3 mg/l, svag alkalinitet, pH 8-9 samt 

temperaturer mellan 30 och 37˚C (Ødegaard, 1992). 

Denitrifikation 

Vid denitrifikation omvandlar mikroorganismerna nitrat och/eller nitrit till gasformigt 

kväve som avgår till atmosfären. Processen kräver anoxiska miljöer men många av de 

denitrifierande mikroorganismerna är fakultativa, vilket betyder att de kan överleva både 

vid aeroba och anoxiska förhållanden. Denitrifierande bakterier behöver energi för att 

omvandla nitratkvävet till kvävgas. Denna energi fås genom kolkällor som oftast finns i 

avloppsvattnet, och om så inte är fallet, måste en extern kolkälla tillsättas. 

Denitrifikation med tillsats av extern kolkälla (metanol) presenteras i 

ekv. 5, (Ødegaard, 1992): 

6NO 3 

- 

+ 5CH 3 OH 3N 2 + 5CO 2 + 7H 2 + + 6OH - ekv. 5 

Det finns ett stort antal denitrifierande mikroorganismer, de som är de vanligast 

förekommande är Pseudomonas (Lee et al., 1991). 

Biologisk fosforavskiljning 

Även fosfor kan reduceras i ASP, processen kallas för biologisk fosforavskiljning eller 

bio-P. Bio-P-bakterierna (PAO - Polyfosfatackumulerande organismer) har förmågan att 

lagra mer fosfor än de andra bakterierna i ASP. Processen består av två steg. Under första 

steget i en anaerob zon i början på bassängen där vattnet är rikt på organiska ämnen, 

svälts bakterierna. PAO-bakterierna tar upp lättflyktiga syror (VFAs), främst acetat, som 

lagras som polyhydroxyalkanoater (PHA) eller som polyhydroxyburater (PHB). Under 

denna fas sker PO 4 3- släpp till omgivande miljö, då VFA tas upp och därmed frigörs 

upplagrat PO 4 . 

I det andra steget är förhållandena omvända, under syrerik miljö tas fosfor upp och 

lagras. Under den anoxiska/aeroba fasen används antingen nitrat eller syre (som 

8

elektronacceptor) för att kunna utnyttja PHA. Då bildas energi som bakterierna behöver 

för att bygga biomassa (Kemira, 2003). 

2.2.2 Kontroll av aktivslamprocessen 

De viktigaste driftparametrarna för karakterisering och uppföljning av en 

aktivslamprocess listas nedan: 

Slambelastning är förhållandet mellan tillförd mängd BOD per dygn till bassängen och 

befintlig mängd slam: 

F = Slambelastning, kg BOD/(kg SS, dygn) 

Q = Flöde, m 3 /d 

V = Luftningsbassängens volym, m 3 

BOD 7 = BOD-halten i inkommande vatten, kg BOD/m 3 

SS = Slamhalten i luftningsbassängen, kg SS/m 3 

Beroende på slambelastningen (F), kan processen delas in i tre grupper: 

ekv. 6 

Högbelastad 

Normalbelastad 

Lågbelastad 

0,8-1,5 kg BOD 7 /kg SS, dygn 



Slamålder är en annan viktig parameter och den beräknas som förhållandet mellan den i 

det biologiska systemet befintliga slammängden och den per dygn bortförda 

slammängden. 

ekv. 7 

SÅ = Slamålder, dygn 

V = Luftningsbassängens volym, m 3 

Q Ö = Överskottslamflöde, m 3 

Q V = Vattenflöde, m 3 

SS = Koncentration av SS i bassängen, kg SS/m 3 

SS Ö = Koncentration av SS i överskottslammet, kg SS/m 3 

SS V = Koncentration av SS i utgående vatten, kg SS/m 3 

Beroende på slamåldern skiljer man på: högbelastad (1,5-3 dygn), normalbelastad (3-8) 

och lågbelastad (10-30 dygn) process. 

Slamindex, är en parameter som erhålls genom att dividera slamvolymen med SS- halten 

9

i bassängen. Slamvolymen är den mängd slam, uttryckt i ml/l, som erhålls efter 30 min 

sedimentering av 1 l aktivslamprov i en mätcylinder med diameter 60 mm. 

SV = Slamvolym, ml/l 

SS = Suspenderade ämnen, mg/l 

För slamvolym i intervallet 300-800 ml/l används ekvation 9 och uttrycks i ml/g, 

(Kemira, 2003): 

ekv. 8 

ekv. 9 

Om slamvolymen överstiger 800 ml/l används ekvation 1(Gillberg, 2003): 

DSV = utspädda SV, ml/l 

f = utspädningsfaktor 

ekv. 10 

Andreassen et al. (1996) påstår att DSVI är ett mer noggrant mått än SVI vid 

slamvolymer över 800 ml/l. 

Om man späder ut SS till 1-2 kg SS/m 3 före mätning, ger DSVI mycket mer relevanta 

resultat. 

Ju lägre SVI är, desto bättre sedimenteringsegenskaper erhålls. Enligt Dergemont , 

(2007), kan slammets sedimenteringsegenskaper delas in i tre grupper: 

Bra 50-100 ml/g 

Normala 100-200 ml/g 

Dåliga >250 ml/g 

Om dåliga sedimenteringsegenskaper uppstår kan detta leda till sedimenterings- och 

separationsproblem. Goda sedimenteringsegenskaper uppnås när det finns balans mellan 

mikroorganismerna i flockarna, de frisimmande, slembildande och filamentbildande 

bakterierna. Separationsproblem uppstår oftast när det finns förhöjd tillväxt av 

filamentbildande mikroorganismer eller när flockbildningen försämras. De vanligaste 

sedimenteringsproblem och orsaken till dessa enligt (Svenskt vatten, Avloppsteknik 2, 

2007) är: 

Slamsvällning (filamentös och viskös) uppstår när det finns för mycket filamentbildande 

bakterier och/eller när det bildas för mycket slem i processen. Filamentös slamsvällning 

10

är vanligare än viskös. Riklig filamentförekomst gör att flockarna hakar på varandra och 

sedimenteringen försvåras. Filamenten kan även bilda hålrum inom flockarna där vatten 

eller gasbubblor kan samlas. Viskös slamsvällning ger geléartad konsistens och slammet 

blir poröst. 

Skumning är också ett vanligt förekommande problem och även detta orsakas av 

filamentbildande mikroorganismer. Problemet uppstår främst vid lågbelastade 

aktivslamprocesser. Förutom problem vid sedimenteringen kan skummet även orsaka 

driftsproblem i rötkammarna, då gasledningarna kan täppas igen av skum. 

Flytslam kan bildas från redan sedimenterat slam och oftast sker detta när det uppstår 

spontan denitrifikation eller anaerob nedbrytning i botten på sedimenteringsbassängerna. 

Vid dessa processer bildas små gasbubblor inom flockarna som då blir lättare än vattnet 

och lyfts upp till ytan. 

Mikroflockar kan uppstå när det finns för få filamentbildande bakterier i slammet. Det 

bildas små flockar och sedimenteringen av dessa försvåras. Mikroflockar kan bildas rent 

mekaniskt när t ex luftflödena i aktivslambassängerna är mycket höga. 

Dispergerad tillväxt av mikroorganismer kan uppstå när det finns låg produktion av 

extracellulära polymerer, vilket gör att flockbildningen förhindras. 

2.2.3 Organismer i aktivslamprocessen 

I avloppsvattnet och på avloppsreningsverken förekommer en uppsjö av organismer: 

bakterier, svampar, alger, mikrodjur, bakterier och virus, (Lee et al., 1992; Jenkins, 

1992). Av dessa är det bakterierna som har störst betydelse för reningsprocessen. I 

aktivslamprocessen kan bakterierna delas in i tre grupper (Kemira (2003)): 

Frisimmande, ensamma eller parbildande bakterier som svävar fritt i vattnet. Dessa liknar 

mycket små partiklar som inte sedimenterar i efterföljande sedimenteringssteg. 

Bakterierna förökar sig snabbt, men då de inte kan sedimentera sköljs de snabbt bort från 

processen. Frisimmande bakterier tjänar oftast som föda till mikrodjuren som finns i 

aktivslamprocessen. 

Flockbildande bakterier står oftast för majoriteten av biomassan i aktivslamprocessen. 

Dessa har förmågan att växa i grupp då de har en polymerliknande yta som gör att de 

fastnar på varandra. Den bildade bioflocken sedimenterar i det efterföljande 

sedimenteringssteget. Flockbildande bakterier har längre tillväxttid än frisimmande 

bakterier och kräver därför en viss uppehållstid i reaktorn. 

Filamentbildande bakterier bildar långa och hårstråliknande trådar i biomassan. Dessa 

bakterier växer långsammast och gynnas av hög slamålder samt av låg temperatur i ASP. 

I ett välfungerande bioslam förekommer alla tre bakteriegrupperna. Koncentrationen av 

filamentbildande bakterier kan variera och i låga mängder är de viktiga för 

11

sedimenteringen eftersom de utgör stöd för flockbildande mikroorganismer och stärker 

flocken (Lee et al., 1991). Kraftig tillväxt kan skapa svår sedimenterat slam 

(SVI >150 ml/g, så kallad slamsvällning) som kan leda till slamflykt (förlust av biomassa 

genom dålig sedimentering). Som följd av förlusten av biomassa, försämras reningen. 

Problemet är det vanligaste och allvarligaste driftproblemet i aktivslamprocessen. 

Figur 2. Slamtäcke i eftersedimenteringsbassängen, bildat på grund av slamflykt, 

orsakad av Microthrix parvicella på Klagshamnsverket. Bilden är tagen innan 

ozonbehandlingen påbörjades, när tillväxten av filamentbildande bakterier var stor och 

slamvolymen var >800 ml/l. 

Filamentbildande mikroorganismer 

Det finns många olika filamentbildande mikroorganismer. Ett flertal försök till 

klassificering av dessa har gjorts, där den mest betydelsefulla är från Jenkins et al. 

(1986). Klassificeringen av filament bygger på olika morfologiska kriterier bl.a. storlek, 

form, grening, olika infärgningar, rörlighet och organismernas förmåga att lagra olika 

produkter såsom svavel och polyfosfat, färg och förekomst av kapslar i trådarna. Trots de 

omfattande studierna som gjorts är dock orsaken till uppkomst av kraftig tillväxt av 

filamentbildande bakterier i aktivslamprocessen ännu inte helt utredd. I olika 

undersökningar har man kommit fram till att det förekommer ett visst samband mellan 

förekomst av olika typer av filamentbilande bakterier och processutformningen samt 

avloppsvattnets samansättning. Jenkins et al. (1986) har studerat sambanden mellan 

förekomsten av olika typer av filament i förhållande till olika betingelser, såsom syrehalt, 

organisk belastning, sulfidhalter, närsalter (kväve och fosfor), pH, temperaturförändringar 

och årstid samt uppehållstid och slamålder. I tabell 1 visas några morfologiska 

egenskaper typiska för ett antal filamentbildande mikroorganismer. Dessa fyra typer av 

filament som presenteras i tabellen har observerats på Klagshamnsverket 

Det är inte ovanligt att det förekommer avvikelser i ovanstående samband och dessa 

samband kan bara betraktas som riktlinjer. Oftast kan flera filamentarter observeras i 

samma slamprov där kvoten mellan dessa kan variera. 

12

Tabell 1. Egenskaper typiska för de filamentbildande mikroorganismer som har 

observerats vid Klagshamnsverket 

Microthrix Typ 1851 Typ 0041 Typ 021N 

parvicella 

Organisk belastning F/M, 

kg BOD 5 / kg VSS, d 

låg 

0,0-0,15 

låg 

0,0-0,15 

låg 

0,5-0,25 

medel 

0,3-0,5 

Syrehalt, mg/l 

låga och låga 1-6 låga 

höga 

Temperatur optimum, °C

peptidoglykan. Vid grampositiva bakterier utgör cellväggen en större del av cellmassan 

jämfört med celluppbyggnaden hos gramnegativa bakterier. Genom neisserinfärgning kan 

man se de metakromatiska granulerna i cellerna som består av polyfosfater. Utförande av 

infärgningarna beskrivs i Bilaga 3. 

Microthrix parvicella är typisk för kommunala avloppsreningsverk med låg till normal 

slambelastning, BOD 5 = 0,05-0,2 kg/kg, d (Hilde et al., 1992; Jenkins, 1992). 

Lågbelastade reningsverk har oftast långa ledningsnät till verket där en del av de 

biologiska ämnena reduceras (Holmström et al., 1996). 

Syrehalten påverkar Microthix parvicella bara i liten skala, då dessa kan överleva både 

vid låga och höga syrehalter. Det är snarare slamådern som har betydande roll. 

Microthrix parvicella är resistent för anoxiska/anaeroba selektorer, då den kan använda 

sig av de ackumulerade reservämnena. Bakterien har mycket liten affinitet till syret 

K DO =0,5 µmol/l=0,16 mg/l. Detta styrker det faktum att bakterierna trivs i anläggningar 

med bra luftning men även kan överleva då syret är begränsat. (Hilde et al. 1992; Jenkins, 

1992). 

Det optimala pH-värdet för bakteriens tillväxt ligger vid 8, men låga temperaturer är att 

föredra (Hilde et al., 1992; Jenkins, 1992). Enligt Eikelboom et al. (1998) beror 

filamentstorleken på årstiden (temperaturen) och maximal tillväxt har man observerat 

under vinter och tidig vår. 

Knopp et al. (1998) har studerat betingelserna som gynnar Microthrix parvicella. Låga 

temperaturer (

Tillväxthastigheten för bakterien är =0,16-0,060 h -1 vilket betyder att generationstiden är 

12-42 h. Detta är förklaringen till varför Microthrix parvicella trivs i lågbelastade 

anläggningar med hög slamålder (Hilde et al., 1992). En del författare påpekar att 

Microthrix parvicella förekommer även vid mycket låg slamålder,

elektrostatiska krafter som påverkar bioflockarnas yta. Vidare är det känt från massa- och 

pappersindustrin att Al-salter fäller långkedjiga fettsyror som är substrat för filamenten 

bättre än vad Fe-salter gör. Dessa två effekter tillsammans missgynnar substratupptaget 

för Microthrix parvicella. Mekanismen har studerats av flera forskare och Hamit- 

Eminovski et al. (2010) har kommit fram till att aluminium påverkar den polymeraktiga 

ytan som de trådformiga bakterierna har på utsidan av cellerna negativt, vilket hindrar 

upptaget av substrat. 

Nielsen et al. (2005) har kommit fram till att aluminium gradvis inhiberar 

lipasreduktionen samt ger bättre sedimentering och flockulering. 

Dosering av polyaluminium klorid (PAX) som bekämpningsmedel har visat sig vara en 

metod som inte alltid har ett positivt resultat. Wennberg et al. (2008 b) rapporterar om 

tre behandlingar med PAX på Klagshamnsverket, där två av dessa har visat en positiv 

effekt. Tredje behandlingen varade 87 dygn men trots det lyckades man inte påverka 

tillväxten av Microthrix parvicella. Efter denna misslyckade behandling bestämde man 

sig för att testa en metod som tidigare provats på Himmerfjärdsverket i Stockholm; 

dosering av ozon i returslammet. Behandling med aluminium har misslyckats även vid 

denna anläggning och Wijnbladh (2009) har kommit fram till att PAX inte alltid ger 

önskad effekt samt att metoden är opålitlig. 

Ozonering av aktivt slam med syfte att bekämpa Microthrix parvicella är en metod som 

har ökat i popularitet de senaste åren. Böhler et al. (2004) testade metoden redan 2004 

och kom fram till att partiell ozonering av returslammet, beroende på dosen ozon, kan 

reducera produktionen av överskottslam, förbättra sedimenteringsegenskaperna samt 

minska skumningen och slamsvällningen. En negativ effekt rapporteras vara att 

ozoneringen kan påverka nitrifierarna och därför kan en minskad effektivitet på 

reningsprocessen förväntas. 

Även reduktion av slammängden kan förväntas då ozondoser 0,2-0,5 g O 3 /kg SS 

används, Ahn et al. (2002). 

Behandlingen går ut på att man tar ut en sidoström (ca 20 % av returslamflödet) som leds 

vidare till en reaktor där man applicerar ozon med en koncentration på ca 7 w/w %. 

Dosen varieras beroende på ändamålet för behandlingen. För reduktion av slammängden 

använder man ca 0,05-0,07 kg O 3 /kg TS enligt Fabiyi et al. (2007). I syfte att förbättra 

sedimenteringsegenskaperna använder Gardoni et al. (2010) 20 % av returslammet 

medan Wennberg et al. (2008) använder ca 25 % av returslammet. Ozonet som doserades 

i den senare hade koncentration 10 w/w % och dosen som användes var 0,006 gO 3 /g 

MLSS. Zhang et al. (2009) har studerat mekanismen hur ozonet påverkar slammet och 

vilka potentiella reaktionerna sker: 

- Ozonet kan oxidera de extracellulära polymeriska substanserna som finns på 

utsidan av filamenten (EPS) 

- Därefter oxideras cellmembranet, ozonet reagerar med DNA proteinerna inne i 

cellen 

- Det frigjorda organiska material som finns löst i mediet kan oxideras 

16

Denna mekanism kallas för lysering och framställs i figur 4. 

Figur 4. Lyseringsprocess med ozon som angriper cellväggarna 

(Spartant Water Treatment, 2010) 

17

3 Ozon 

3.1 Allmänt 

Ozon (O 3 ) är en gas bestående av tre syreatomer (trioxygen), (figur 5). Den är en allotrop 

till syret och är mer instabil än tvåatomens allotrop (O 2 ). 

Figur 5. Ozonmolekylen (Wikipedia, 2010) 

Ozon är en naturlig växthusgas som behövs för att rena luften på marknivå. Den bildas 

när solens UV-strålar träffar syrgas O 2 , då bildas det fritt syre, O, och ozon, O 3 . 

I rumstemperatur är gasen blå och är lite löslig i vatten. Vid -112C kondenserar ozon i 

form av en mörkblå vätska och vid -196C bildas en violett-svart fast materia. Både i gas 

och i vätskeform kan ozon explodera. 

Människan kan upptäcka ozon vid 0,001 ppm. Vid 0,1-1 ppm kan ozon orsaka huvudvärk 

och andningsproblem, (Folchetti, 2003). 

3.2 Användning av ozon och mekanism 

Ozon som oxidationsmedel 

Ozon är kemiskt sett mycket aggressivt och har en stor teknisk användning. Inom 

dricksvattenrening används ozon för desinfektion, reduktion av lukt, smak och färg (EPA 

Guidance Manual, 1999) och inom avloppsvattenbehandling som oxidationsmedel och 

för behandling av slam (Böhler et al. 2004; Al Kdasi et al. 2004). 

Användning av ozon klassas som en avancerad oxidationsprocess (AOP; Advanced 

Oxidation Process). Exempel på andra AOP processer är oxidation med H 2 O 2 , UV eller 

kombination av dessa processer (Al Kdasi et al., 2004). Gemensamt för dessa processer 

är att man syftar till att producera fria radikaler (OH ) som är starka oxidanter och kan 

oxidera ämnen som vanliga oxidanter inte kan påverka. Ett mått på hur stark en oxidant 

är, mäts i EOP (elektrokemisk oxidationspotential), några exempel visas i tabell 2. 

19

Tabell 2. Elektrokemisk oxidationspotential för några oxidanter (Carey, 1992; 

Techcommentary, 1996; Zhou and Smith, 2002; Metcalf and Eddy, 2003). 

Oxidationsmedel Elektrokemisk oxidationspotential EOP, V 

Fluor(F) 3,06 

Hydroxylradikal [OH . ] 2,8 

Syre (O) 2,42 

Ozon (O 3 ) 2,08 

Väteperoxid (H 2 O 2 ) 1,78 

Hypoklorit (ClO - ) 1,49 

Klor (Cl 2 ) 1,36 

Klordioxid (ClO 2 ) 1,27 

Mekanism 

AOP karakteriseras med produktion av OH radikaler som attackerar ämnet som skall 

oxideras på ett selektivt sätt. Ozon är en mycket kraftfull oxidant, när det löses i vatten 

kan det reagera med organiska komponenter på två olika sätt; genom direkt oxidation 

som molekylärt ozon eller genom formering av hydroxylradikaler (Al Kadasi et al., 2004; 

EPA Guidance manual, 1999) enligt figur 6. 

Figur 6. Mekanismen för hur ozon oxiderar andra ämnen. 

De två oxidationsreaktionerna konkurrerar om substratet. Direkt oxidation med ozon i 

vattenlösning är en relativ långsam process jämfört med oxidation med fria radikaler. 

Samtidigt är koncentrationen av ozon i vattnet relativt hög, medan reaktionen med 

hydroxylradikalerna är snabbare under normala förhållanden. Man kan säga att: 

- vid sura förhållanden är den direkta oxidationen med molekylär ozon av stor betydelse 

20

- under vissa förhållanden gynnas hydroxylproduktionen av fria radikaler, som höjer pHvärdet. 

Vid exponering av UV eller tillsats av H 2 O 2 , börjar hydroxyloxidationen 

dominera. 

Behandling av aktivt slam med syfte att förbättra slamegenskaperna 

För behandling av aktivt slam används oftast en sidoström av returslammet som 

behandlas med ozon och som sedan leds tillbaka till aktivslamanläggningen (Wennberg 

et al., 2008 samt 2008 b; Spartan water treatment, 2010; Gardoni et al., 2010). Ett 

schema över hur behandlingen med ozon utförs presenteras i figur 7. 

R 

e 

a 

k 

t 

o 

r 

ASP 

Returslam 

Sedimentering 

Överskottsslam 

Ozon 

Figur 7. Behandling av aktivslam med ozon genom sidoström. 

3.3 Tillverkning av ozon 

Då ozon är mycket reaktivt och instabilt, måste det produceras där det skall användas. 

Ozon produceras huvudsakligen genom att kombinera syre (atom) med syremolekylen 

(O 2 ), enligt: 

3O 2 2O 3 ekv.11 

Reaktionen är endoterm och kräver mycket tillförsel av energi. 

Idag finns det flera olika sätt att producera ozon och Corona metoden är den som är mest 

använd för produktion för industriella behov. 

Coronaurladdning, även känd som tyst elektrisk urladdning, grundas på att syrehaltig gas 

passerar mellan två elektroder genom ett urladdningsrum. Man tillför elektrisk spänning 

över elektroden, vilket orsaker elektrongenomströmning över mellanrummet. 

Elektronerna sönderdelar syremolekylen och på sätt bildas ozon. Figur 8 visar ett schema 

för en ozon generator (EPA Guidance manual, 1999). 

21

Figur 8. Tillverkning av ozon enligt Corona metoden. Högspänning appliceras över 

elektroderna, elektronerna sönderdelar syremolekylen och ozon bildas. 

22

4 Klagshamns avloppsreningsverk 

Klagshamns avloppsreningsverk är beläget i sydvästra Malmö och har varit i drift sedan 

1974. Verket tar emot avloppsvatten från de sydvästra delarna av Malmö samt Vellinge 

kommun (Vellinge, Höllviken, Skanör, Falsterbo). 

Verket är dimensionerat för ett flöde på 20 000 m 3 /d (Klagshamn avloppsreningsverk, 

2010) och en belastning motsvarande 90 000 personekvivalenter (p.e.) (Nyberg et al., 

1994). Aktuell belastning är 60 000-70 000 p.e. (Wennberg et al., 2008; Mases et al., 

2010; Miljörapport Klagshamnsavloppsreningsverk, 2009). I tabell 3 presenteras 

dimensioneringsdata för Klagshamnsverket. Reningskraven för Klagshamnsverket visas i 

tabell 4. 

Tabell 3. Dimensioneringsdata Klagshamnsverket. 

Parameter 

Värde 

Personekvivalenter, p.e. 90 000 

Max flöde, Q max , m 3 /h 3000 

Max flöde till biologisk behandling, Q max AS, m 3 /h 1 800 

Max flöde till efterbehandling, Q max X, m 3 /h 1 800 

Tabell 4. Reningskrav för Klagshamnsverket. 

Parameter, enhet Värde Typ av krav 

BOD 7, mg/l 10 månadsmedelvärde 

Tot-P, mg/l 0,3 månadsmedelvärde 

Tot-N, mg/l 12 årsmedelvärde 

Utformning av reningsprocessen på Klagshamnsverket presenteras i figur 9. 

Avloppsvattnet pumpas via ledningsnätet genom pumpstationerna till en inloppsgrop på 

verket där det lyfts upp med hjälp av tre frekvensstyrda inloppspumpar (1). Beroende på 

flödesbelastningen är en till tre pumpar i drift. På grund av den långa ledningen till 

verket, hinner en del av de organiska föroreningarna brytas ner redan innan vattnet 

kommer till verket. Detta är en förklaring till varför man har sett en låg belastning av 

organiskt material jämfört med verkets dimensionering. Det inkommande vattnet blandas 

med de interna returströmmarna, huvudsakligen från slambehandlingen, rejektvatten, 

bräddningar från slamförtjockarna samt spolslam från filteranläggningen (Miljörapport 

Klagshamn, 2009). 

När vattnet har lyfts upp, passerar det genom rensgaller (2), två linjer á 2 galler. Partiklar 

med storlek över 2 mm fastnar och transporteras vidare till behandling, tvätt, avvattning 

och förbränning. 

I det luftade sandfånget (3) avskiljs sand och grus, luftningen missgynnar bildning av 

svavelväte. Den avskilda sanden lagras på ett sandupplag (12). I början av bassängen 

23

doseras fällningskemikalie (FeCl 3 ) som reducerar mängden fosfor i vattnet samtidigt som 

partikulärt material avskiljs. 

Vattenflödet är uppdelat på två linjer fr.o.m. gallerna t.o.m. eftersedimenteringsbassängerna. 

Det bildade slammet, primärslam, sedimenterar på bottnen av försedimenteringsbassängerna 

(4) där det skrapas, med hjälp av skrapor, till slamfickor och transporteras 

vidare till slambehandlingen. 

I aktivslambassängerna (5) luftas vattnet genom ett bottentäckande system av 

gummimembranluftare. Vid inloppet av bassängerna blandas inkommande 

försedimenterat vatten med recirkulerat slam från eftersedimenteringsbassängerna (6) 

(returslam). Det aktiva slammet består av en hög koncentration mikroorganismer, vilka 

bryter ner föroreningarna i avloppsvattnet. Aktivslamprocessen på Klagshamn drivs för 

BOD-reduktion, nitrifikation (ammoniumkväveoxidation) och delvis även för 

fördenitrifikation (reduktion av nitritoch nitratkväve till kvävgas). Då bassängerna är 

indelade i zoner (8 st/linje) kan dessa drivas som aeroba (luftade) eller anoxiska 

(omrörda) vilket medför att olika processer kan prioriteras. Aktivslamprocessen har en 

begränsad kapacitet. Vid kraftiga regn kan en del av vattnet behöva ledas förbi för att 

undvika slamflykt. 

I eftersedimenteringsbassängarna (6) avskiljs slammet från vattnet. Den största delen av 

slammet pumpas tillbaka till aktivslambassängerna (returslam) och överproduktionen av 

slam (överskottslammet) skickas vidare till slambehandlingen. 

Biologiskt renat avloppsvatten och förbilett avloppsvatten från 

försedimenteringsbassängerna blandas i en pumpgrop (7) på ett sätt som möjliggör att det 

förbiledda vattnet prioriteras vid nästa processteg. 

Vattnet som behandlats i aktivslambassängerna innehåller höga halter nitratkväve som 

måste reduceras. Denna process sker i efterdenitrifikationssteget (8), där nitratkvävet 

omvandlas till kvävgas. Processen är utformad som en biofilmprocess, där bakterierna 

växer på bärare och bildar en tunn film på ytan. Den för denitrifikationen nödvändiga 

kolkällan tillsätts i form av etanol. Bärarna hålls i rörelse med hjälp av omrörare. 

Partikulärt material som finns i vattnet avskiljs i sista steget i processen i ett två-media, 

nedströmsfilter (9) fyllt med sand och antracit. Vid filtreringen fastnar partiklarna i 

filtermediet och filtren måste rengöras genom backspolning med luft och vatten. 

Spolslammet som bildas samlas upp och leds tillbaka till inloppet på verket. 

Även efterdenitrifikationsprocessen och filtersteget är hydrauliskt begränsade precis som 

aktivslamsteget. Till detta steg prioriteras i första hand vatten som har letts förbi biosteget 

och i andra hand biorenat vatten. Vid höga flöden leds det resterande flödet förbi steget 

direkt till utloppet (10). 

24

Utloppsledningen (11) från verket är 3 km lång och utloppet är placerat på 10 m djup. 

Vattnet leds med självfall och släpps ut i Öresund. 

Slambehandlingen omfattar gravitationsförtjockare (13) för råslam (primär- och 

överskottslam) och för rötat slam (15). Rötning sker i två seriekopplade rötkammare (14) 

där slammet rötas mesofilt vid 37C med en uppehållstid på 25 dygn. Avvattningen av 

slammet sker i centrifuger (16) med tillsats av polymer. 

Gasen som produceras utnyttjas för värme och elproduktion genom förbränning i 

gaspanna och mikroturbin (18) medan överskottsgasen facklas bort. Utjämning av 

gasflödet sker i gasklockan (17). 

25

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 

14 

17 

18 

12 

13 

15 

16 

Figur 9. Processchema för Klagshamnsverket.(1)- Inloppspumpar; (2)- Galler; (3)- Luftat sandfång med dosering av FeCl 3 ; 

(4)-Försedimenteringsbassänger; (5)- Aktivslamprocess; (6)- Eftersedimentering; (7)-Pumpstation;(8)-MBBR process för 

denitrifikation med dosering av etanol; (9)- Sandfilter med dosering av FeCl 3 ; (10)- Spolvattenmagasin; (11)- Utloppsledning; (12)- 

Sandupplag; (13)- Råslamsförtjockare; (14)- Rötkammare; (15)- Rötslamsförtjockare; (16)- Centrifuger;(17)- Gasklocka; (18)- 

Förbränningsanläggning, pannor och mikroturbin. 

26

5 Försöksutförande 

Försöksutförandet innehåller tre delmoment: 

*behandling av aktivt slam med ozon i fullskala 

*nitrifikationsförsök i labbskala 

*mikroskopering av slam 

5.1 Ozonering av slam i fullskala 

Behandlingen av slammet utfördes som fullskaletest där flera delbehandlingar ingick. 

Behandlingarna 1, 2 och 3 skedde i följd, efter varandra, och var de första behandlingarna 

med ozonutrustning. Efter att den önskade effekten med avseende på 

sedimenteringsegenskaperna uppnåddes, stängdes ozonreaktorn ner. Efter ett uppehåll på 

ett antal veckor observerades återväxt av Microthrix parvicella. Nya behandlingar (4 och 

5) gjordes men resultaten av dessa presenteras inte i detalj i denna studie då det uppstod 

problem med utrustningen (minskad kapacitet och minskat tryckfall över injektorn) vilket 

ledde till att ozondosen varierade. En del av resultaten bekräftar dock tidigare 

observationer och slutsatser och därför kommenteras även dessa behandlingar till viss 

del. 

Framtagandet av ozonanläggningen skedde i samarbete med Primozone Production AB. 

Ursprungligen användes ett befintligt kärl som reaktor men strax efter att utrustningen 

togs i drift, innan de egentliga behandlingarna påbörjades visade det sig att detta kärl inte 

var lämpligt då det inte kunde trycksättas. Som en följd av detta släpptes en viss mängd 

ozon ut i atmosfären. Detta skapade ett flertal arbetsmiljö- samt driftsproblem. Dessutom 

innebär stora mängder restozon (off-gas) att ozonet som doseras inte reagerar med 

slammet i reaktorn och detta i sin tur leder till att slammet inte behandlas som önskat. 

En ny trycksatt reaktor ersatte den gamla. Den nya utrustningen kunde garantera en säker 

drift och en stabil process. Resultaten som redovisas i denna rapport omfattar endast 

behandlingarna som gjordes i den trycksatta reaktorn. 

Utrustning 

I figur 10 visas schematiskt ozonanläggningen vid Klagshamnsverket. Anläggningen kan 

behandla slam från en linje åt gången. Val av linje görs i returslamgropen (1) genom att 

öppna dämmet mellan linjen som skall behandlas och mittgropen där inmatningspumpen 

(2) är fastmonterad. En flödesmätare mäter slamflödet och skickar vidare signalen till 

centrala styrsystemet. Dessutom skickas även en signal från SS- mätaren från slamgropen 

där slammet pumpas ifrån. Styrsystemet beräknar mängden returslam som kommer att 

ozoneras i reaktorn. Ursprungligen var tanken att anpassa ozonmängden till 

slammängden som skall behandlas. På grund av tekniska problem gjordes detta inte men i 

framtiden kommer detta att göras. Ozon sprutas in under tryck och blandas med slammet 

genom injektorn (3). Tryckgivarna registrerar tryckfallet över injektorn samt trycket i 

27

eaktorn. Ozongeneratorn levererar ca 620 g ozon/h. Uppehållstiden för slammet i 

reaktorn är ca 19 min. Efter behandling släpps slammet i början på den önskade 

aktivslamlinjen genom val av utloppsventilventil (4). En provtagningstapp (5) i direkt 

anslutning till ledningen gör det möjligt att ta ut slamprover direkt efter reaktorn. Bilder 

på anläggningen visas i figur 11. 

Figur 10. Schema över ozonanläggningen på Klagshamnsverket (ej skalenlig). 

28

1 

2 

4 

3 

7 

5 6 5 

Figur 11. Ozonanläggningen vid Klagshamnsverket: 1-reaktorn; 2-container med 

ozongeneratorn; 3-flödesmätare, 4-injektor; 5-utloppsventiler; 6-provtagningstapp, 7- 

ozongeneratorn. 

Behandlingsschema 

Behandlingarna skedde periodvis enligt nedan: 

Behandling 1 – linje 1: 20110601 - 20110705 (35 dagar) 



------------------------------------------------------------------------ 



Den första behandlingen gjordes på linje 1. Efter 35 dagar hade slammet bra 

sedimenteringsegenskaper. Behandling av linje 2, den andra behandlingen, påbörjades då 

slamflykt från denna linje också förekom. Linje 2 svarade något snabbare på ozonet och 

efter 28 dagar påbörjades en ny behandling av linje 1den tredje behandlingen som 

behövde göras då filamenten hade hunnit växa till sig. Till skillnad från första 

behandlingen varade denna betydligt längre, 53 dagar. Med en längre behandling var 

29

tanken att undersöka om längden av ozoneringsperioden är avgörande för 

filamentåterväxten samt om exponering av slammet under en längre period skulle kunna 

påverka nitrifikationen negativt. 

Efter behandling 3 hade slammet på båda linjerna goda sedimenteringsegenskaper och 

ozonanläggningen stängdes av. Återväxten av filament studerades under 

uppehållsperioden. Under denna period tömdes även linje 2 för rutinmässig inspektion av 

luftarsystemet. Slammet från linje 2 sparades i eftersedimenteringsbassängerna och 

luftades därför inte. Detta är anledningen till varför nitrifikationshastigheten med 

avseende på slammet i linje 2 är lägre än i linje 1 strax efter idrifttagandet av linje 2. 

Förutom nitrifikationen har även återväxten av filament fördröjts och troligen är det 

orsaken till varför snabbare filamentåterväxt observerades i linje 1. Efter 6,5 veckors 

uppehåll behövdes en ny behandling av linje 1 (fjärde behandlingen). Problem med 

tryckfall över injektorn ledde till att flödet på returslamströmmen behövde ökas med 

32 % jämfört med behandling 1, 2 och 3. Högre flöde ledde till att en snabbare effekt 

kunde uppnås, behandling 4 kunde avslutas efter 28 dagar. Vid den femte behandlingen 

behandlades linje 2. 

Provtagning och analys 

Analys på prover från båda aktivslamlinjerna samt från ozonreaktorn gjordes tre gånger i 

veckan. Parametrarna som analyserades var: slamvolym (SV), spädd slamvolym (DSV), 

slamvolymindex (SVI), spädd slamvolymindex (DSVI), pH, NH 4 -N, SS och VSS. Utöver 

det noterades fosforhalten före och efter biosteget och SS- och VSS-halten i returslammet 

från båda linjerna analyserades. All data från analyserna kan ses i bilaga 5. Vilka 

analysmetoder som användes kan ses i Bilaga 2. 

5.2 Nitrifikationsförsök i laboratorieskala 

Nitrifikationsförsöken i laboratorieskala utfördes för att kontrollera om 

nitrifikationshastigheten i slammet har påverkats av ozonet. Det gjordes totalt 10 tester 

under perioden 2011-06-01 – 2011-11-11. Nitrifikationshastigheten mättes och jämfördes 

på alla tre slamproverna, det ozonerade slammet, slammet från referenslinjen samt 

slammet som togs ut direkt efter ozonreaktorn. 

Utrustning 

I figur 12 visas arrangemanget och utrustningen som användes. Dubbelmantlade 

reaktorer (1) med kranvattenkylning (4), luftpump (2) som skapar aeroba förhållanden i 

reaktorerna, termometer, klocka och utrustning för provtagning (3) kan ses. 

30

1 

4 

2 

3 

Figur 12. Reaktorerna som användes vid nitrifikationsförsöken. 1. Dubbelmantlade 

reaktorer; 2. Luftpump; 3. Provtagningsutrustning; 4. Kylning med kranvatten. 

Provtagning och analys 

Provtagningen utfördes med spruta och vid varje provtagningstillfälle togs 20-30 ml prov 

ut som filtrerades med hjälp av veckfilterpapper (Munktell 125 mm) som med hjälp av en 

tratt sänktes ner i provröret. Provet användes för NH 4 -N-analys. Temperaturen i 

reaktorerna följdes upp var 5:e minut, pH värdet samt SS- och VSS-koncentrationen 

kontrollerades i början och i slutet på varje test. Ett större prov på 50 ml filtrerades i 

slutet på varje försök och analyserades för PO 4 -P med syftet att säkerställa att det inte 

förelåg brist på fosfor, vilket kunna påverka nitrifikationshastigheten negativt. 

En detaljerad metodbeskrivning av nitrifikationstesten kan ses i bilaga 1. Parametrarna 

och analysmetoderna som användes i fullskalebehandlingen samt i nitrifikationstesten 

kan ses sammanställda i bilaga 2. 

5.3 Mikroskopering av slam 

Slamprover från den behandlade linjen, referenslinjen samt från ozonreaktorn 

gramfärgades och mikroskoperades en gång i veckan. En databas har skapats för att 

kunna spara och jämföra resultaten från samtliga genomförda behandlingar. Databasen 

förenklar dessutom sökning efter tidigare data vid kommande behandlingar. Utrustningen 

som användes för mikroskopering kan ses i figur 13. 

Metodbeskrivningen för graminfärgning kan ses i bilaga 3. Samtliga 

mikroskoperingsbilder i rapporten är förstorade x 100. 

31

Figur 13. Mikroskopet och databasen använda i studierna. Mikroskop: Nikon 

Optiphot-2; Kamera: Nikon Digital Sight DS-U1; Dataprogram: NIS-Elements D 3.0. 

32

6 Resultat och diskussion 

Data som presenteras i detta kapitel omfattar perioden 2011-04-01 – 2011-12-13 och 

gäller resultaten från fullskaleanläggningen (aktivslamprocessen och ozonbehandlingen) 

samt data från nitrifikationshastighetsförsöken utförda i labbskala. 

6.1 Allmänt om problematiken innan behandlingarna 

påbörjades 

Denna studie av ozonbehandlingarna påbörjades under våren 2011. Under perioden apriljuni 

registrerades höga slamvolymer (800-1000 ml/l) samt högt slamvolymindex (250- 

360 ml/g) i båda linjerna, se figur 14. Det höga SVI visade på att 

sedimenteringsegenskaperna var mycket dåliga. Mikroskoperingsbilderna från perioden 

visade hög filamentförekomst och den dominerande mikroorganismen visade sig vara 

Microthrix parvicella, se figur 15 a och 15 b (maj 2011). 

Figur 14. Slamvolym (SV) och slamvolymindex (SVI) i aktivslamlinjerna innan 

behandlingen med ozonet hade påbörjats. Resultaten avser perioden apriljuni 2011. 

Trots dåliga sedimenteringsegenskaper förekom aldrig problem med slamflykt, men det 

bildades ett tjockt slamtäcke i eftersedimenteringsbassängerna på båda linjerna. 

Slamtäcket kunde dock avlägsnas periodvis med hjälp av sugbilar. Slamsugning och 

deponering av slammet är en dyr åtgärd (Wennberg et al., 2009 b) och därför är 

behandling av slammet med ozon att föredra. 

Ytterligare en anledning till att påbörja behandlingen var den tidigare erfarenheten att om 

ingen behandling av slammet påbörjades inom den närmsta tiden så kunde man förvänta 

sig slamflykt. Exakt när denna inträffar är svårt att säga. Slamtäcket som bildas har en 

viss positiv effekt, då det stoppar slamflykten vid normala driftsförhållanden. Skulle det 

däremot komma kraftig nederbörd ökar risken för kraftig slamflykt avsevärt. 

33

3 

För att säkerställa att ingen ny inympning av Microthrix parvicella skulle ske under 

behandlingen av slammet, avlägsnades slamtäcket strax innan ozoneringen påbörjades. 

Bild på slamtäcket kan ses i figur 16 a. 

a 

b 

Figur 15 a och 15 b. Bilder på graminfärgning och på ett obehandlat prov från 

aktivslamanläggningen, tagna 2011-05-20. De långa, friska filamenten som syns är 

Microthrix parvicella. Förstoring x100. 

Förutom ett tjockt slamtäcke i eftersedimenteringsbassängarna förekom även 

skumbildning i luftningsbassängerna. Detta fenomen har även tidigare observerats i 

samband med tillväxt av filamentösa bakterier och kan ses i figur 16 b. 

a 

b 

Figur 16 a) Slamtäckebildning i eftersedimenteringsbassängerna; b) Skumbildning i 

aktivslambassängerna orsakad av Microthrix parvicella. 

34

6.2 Ozonbehandlingar 

Fem ozonbehandlingar gjordes under perioden 1 juni – 13 december 2011, se 

behandlingsschemat i kapitel 5.1. Information om behandlingarna finns sammanställd i 

tabell 5. 

I tabell 5 visas ett medelvärde för ozondosen använd under respektive behandling. 

Eftersom SS-halten i returslammet varierar och utrustningen inte kunde anpassa 

ozonmängden till aktuell koncentration förekom vissa variationer i doseringen. Exakt hur 

SS-halten varierade kan ses i figur 17. Värdena representerar stickprover. 

35

Tabell 5. Sammanfattad information om alla ozonbehandlingar. 

Behandling 1. 

Linje 1 

Behandling 2. 

Linje 2 

Behandling 3. 

Linje 1 

Behandling 4. 

Linje 1 

Behandling 5. 

Linje 2 

Period 1 juni-5 juli 5 juli-1 aug 1 aug-22 sep 7 nov -2 dec 2 dec- 13 dec 

Längd, dygn 35 28 53 26 12 

Medel SS-halt *i RS, g/l 5,1 4,2 5,1 5,3 5,5 

Ozondos, g O 3 /g SS 0,005 0,006 0,005 okänd okänd 

Antal dagar med SVI 5 15 43 0 0 

under 200 ml/g 

SV början /SV slut , ml/l 940/200 740/200 700/200 680/220 880/260 

SVI början /SVI slut , ml/g 250/78 225/78 210/83 252/73 220/87 

DSV början /DSV slut , ml/l 200/80 100/60 100/70 120/80 160/80 

DSVI början /DSVI slut , ml/g 190/110 120/90 120/105 148/89 140/89 

*baserad på analysdata 

Tabell 5. Information om samtliga ozonbehandlingar utförda under 2011. 

36

SS-halter i returslammet 

1 2 3 4 5 

Figur 17. SS-halterna i returslammet för linje 1 och 2 som pumpades in till ozonreaktorn. 

Perioden för varje behandling är markerad i figuren: för linje 1 med heldragna linjer och för 

linje 2 med streckade linjer. De tjocka svarta linjerna som sträcker sig under varje period 

presenterar ett medelvärde på SS-halten i returslammet (RS) under den aktuella perioden. 

Vid ozoneringsbehandlingarna 1, 2 och 3, behandlades ett konstant flöde 25 m 3 /h returslam 

och endast koncentrationen av suspenderade ämnen varierade. 

Behandlingstiden varierade enligt tabell 5. Hur länge slammet skulle behandlas bestämdes 

utifrån sedimenteringsegenskaperna, driftsituationen samt mikroskoperingsobservationerna. 

Vid behandling 4 och 5 uppstod problem med tryckfall över injektorn och för att uppnå bättre 

inblandning av ozonet i slammet ökades slamflödet genom systemet från 25 till 32 m 3 /h. 

Inblandningen visade sig inte vara så effektiv och resultaten från dessa två behandlingar 

kommenteras därför inte i detalj. 

I tabell 5 visas även parametrarna SV, SVI, DSV och DSVI vid start och slut på varje 

behandling. Utöver det visas antal dagar som linjen ozonerades när SVI underskred 200 g/ml. 

En teori är att om man avbryter ozoneringen för tidigt kan en snabb återväxt ske. Värdet på 

200 g/ml valdes utifrån vad Gillberg et al. (2003) anger som högsta värde för ”normala” 

sedimenteringsegenskaper. Behandling 1 avslutades 5 dagar efter att slammets SVI understigit 

200 g/ml och behandling 4 innan SVI nått 200 g/ml. I båda fallen avslutades behandlingen 

eftersom det förekom slamflykt från den andra linjen och behovet av behandling där var stort. 

Resultaten av dessa två behandlingar bekräftar teorin att man inte bör avbryta ozoneringen 

direkt efter att SVI har sjunkit under 200 ml/l och man bör ozonera minst 2 veckor extra för 

att få en långvarig effekt. Ett annat alternativ är att påbörja ozoneringen tidigare än vid SV 

680-700 ml/l, vad som anges i tabell 5 för start av behandling. Detta då det har visat sig att det 

kan vara för sent då tillväxten av filamenten i den andra linjen är så pass snabb att slamflykt 

från denna uppstår innan en behandling kan påbörjas (eftersom ozonering av den andra linjen 

pågår under denna tid). 

37

Förutom prover från respektive aktivslamlinje togs även prover direkt efter ozonreaktorn. 

Tanken var att studera vad som sker i slammet direkt efter att det har blivit utsatt för ozon. 

Värdena för dessa prover kallas ”ozon” och visas i vissa figurer nedan. 

pH-värde och fosforhalt 

Ett av syftena med studien är att undersöka om ozonet har negativ påverkan på 

nitrifikationshastigheten. För att kunna utesluta att andra faktorer, såsom pH-värdet och 

tillgång till fosfor, inte påverkat nitrifikationen negativt kontrollerades dessa. Tillgång till löst 

fosfor och rätt pH-värde (6-8) är viktiga för väl fungerande nitrifikation (Ødegaard, 1992). 

pH-värdet i det aktiva slammet varierade mellan 6,4 – 7,2 under hela perioden. Proverna togs 

vid utloppet från aktivslambassängerna, vilket innebär att värdena var högre vid inloppet, 

eftersom nitrifikationen förbrukar alkalinitet och sänker pH-värdet. Variationen av pH-värdet 

ses i figur 18. 

Figur 18. pH-värden i utloppet från linje 1 och 2 samt direkt efter ozonreaktorn. 

Nitrifikationsprocessen har ett pH-optimum i området 8-9 och inhiberas vid pH under 6 eller 

över 10 (Ødegaard, 1992). 

Tillgång till löst fosfor viktigt för att nitrifikationen skall fungera bra. För hela 

behandlingsperioden är, med enstaka undantag, fosforhalten som lägst 0,2 mg/l, se figur 19 

vilket visar att det inte har förekommit någon brist. 

38

1 2 3 

4 5 

Figur 19. Värden för total fosfor för filtrerade prover, tagna i eftersedimenteringsbassängarna 

samt vid inloppet till aktivslamprocessen. 

Slamålder 

En annan viktig parameter för välfungerande nitrifikation är slamåldern. För hög slamålder 

har visat sig gynna filamenttillväxt, medan för låg kan reducera nitrifikationskapaciteten. I 

studien följs slamåldern upp som ett glidande medelvärde över 10 värden. Målet är att hålla 

slamåldern över den teoretiskt nödvändiga för nitrifikationen vid den aktuella temperaturen. 

I figur 20 visas resultaten från utgående ammoniumhalter från biostegen tillsammans med 

slamåldern, både teoretisk och uppmätt för respektive linje. Under hela perioden, med 

undantag i början på september, kan fullständig nitrifikation ses. I september försämrades 

nitrifikationen på grund av avstängning av linje 2, vilket ledde till ökad belastning på linje 1 

och därmed något minskad kapacitet. Genom att studera ammoniumhalterna ut från linjerna 

under ozoneringsperioden, kan en tydlig slutsats dras; nitrifikationen i fullskala har inte 

påverkats av ozonet. 

I figur 20 kan två områden med hög slamålder gällande linje 2 ses (under behandling 3 samt 

efter den tredje behandlingen). 

Anledningen till den första höjningen är att slamflykt från linje 2 förekom innan behandlingen 

påbörjades och som en åtgärd för att höja slamhalten i bassängen minskades 

överskottslamutpumpningen från denna linje. Inställningarna för överskottslamutpumpningen 

glömdes under hela perioden som inträffade samtidigt som verket var något underbemannat 

under semesterperioden.Wennberg et al. (2008) samt Jenkins et al. (1992) påpekar att hög 

39

slamålder kan gynna filamenttillväxt. Genom att hålla slamåldern hög kunde effekten av 

ozonet på slammet även vid dessa förhållanden studeras. Det visade sig att ozonet angriper 

filamenten lika effektivt även när filamentgynnande förhållanden i form av hög slamålder 

finns. 

Figur 20. I figuren visas den teoretisk beräknade slamåldern nödvändig för nitrifikationen. 

Den uppmäta slamåldern visas för linje 1 och för linje 2, behandlingsperioderna är 

markerade med heldragen linje för behandlingarna i linje 1 och med streckad linje för 

behandlingarna i linje 2. 

Den andra perioden med hög slamålder inträffade vid idriftsättning av linje 2 efter 

avstängning för inspektion av luftarsystemet. Vid avstängningen förlorade man en del av 

slammet och eftersom slamhalterna var så låga som ca 1500 mg/l pumpades knappt något 

överskottslam bort vilket resulterade i höga slamåldersvärden. 

40

Ozonets inverkan på sedimenteringsegenskaperna har kunnat studeras genom slamvolymen 

(SV), spädda slamvolymen (DSV) samt slamvolymindexet (SVI) och spädda 

slamvolymindexet (DSVI). Den sistnämnda tar även hänsyn till de aktuella slamhalterna. 

Resultaten för SV och SVI visas i figur 21. Både på SV och SVI kan ses att 

sedimenteringsegenskaperna under den aktuella behandlingen förbättras. I figuren visas just 

dessa parametrar och inte DVS och DSVI som är mer representativa vid höga SV eftersom det 

tydligare kan ses hur SV utvecklats under hela perioden som presenteras i figuren. 

Figur 21. Slamvolym (SV) och slamvolymindex (SVI) för perioden april-december 2011. De 

olika behandlingsperioderna är markerade för linje 1 med heldragna linjerna medan 

perioderna för linje 2 är markerade med streckade linjer. 

Med hjälp av mikroskoperingsbilder kunde slammets och filamentens struktur undersökas. 

Vid infärgning blir slamflockarna och filamenten mer synliga, vilket är orsaken till varför 

Graminfärgningar gjordes. 

Bilderna nedan, figur 22-26, är tagna före och efter behandlingarna för respektive period. 

Dosen som användes vid behandlingarna kan ses i tabell 5. 

41

Behandling 1 (linje 1) 

2011-05-20 Före 

2011-05-20 

Före 

2011-07-05 Efter 

2011-07-05 

Efter 

Figur 22. Mikroskoperingsbilder tagna före och efter behandling 1. Gramfärgning, x 100 

förstoring. 

Från bilderna från behandling 1 (figur 22) kan ses att flockstorleken före behandlingen har 

varit betydligt större än den efter ozonering. Microthrix parvicella bakterierna som syns på 

bilderna från 2011-05-20 har nästan försvunnit efter behandlingen, en ny typ av filament 

bakterier går att se på bilderna från 2011-07-05. På de sistnämnda bilderna kan även fria 

filamenttrådar och segment ses. På bilderna som är tagna efter avslutad behandling ses 

sammanhängande flockar. 

42


2011-07-05 Före 

2011-07-05 

Före 

2011-08-02 Efter 

2011-08-02 

Efter 


förstoring. 

Från bilderna från behandling 2 (figur 23) är det svårt att bedöma hur flockstorleken har 

påverkats av behandlingen då det förekommer både små och stora flockar på bilderna före 

behandlingen. Även här syns att förekomsten av Microthrix parvicella reduceras starkt efter 

avslutad behandling. Vid mikroskoperingen bedömdes att antalet protozoer har ökat efter 

avslutad behandling. På bilderna efter avslutad behandling syns liksom vid behandling 1 

spretiga och tjockare filament som inte liknar Microthrix parvicella. 

43


2011-07-27 Före 

2011-07-27 

Före 

2011-09-22 Efter 

2011-09-22 

Efter 


förstoring. 

Bilderna från behandling 3 (figur 24) visar mycket tydligt att ozonet har reducerat 

förekomsten av Microthrix parvicella. Om flockstorleken har påverkats vid denna behandling 

är svårt att bedöma. Även här har antalet protozoer i slammet ökar efter ozonering. De långa 

Microthrix parvicella filamenten som kan ses innan påbörjad behandling har nästan helt 

reducerats av ozonet och har ersatts av kortare och tjockare filament av en annan art. 

Vid behandling 3 skickades prover till Kemira Kemi AB för en extern bedömning av proverna 

som togs före och efter behandlingen. Kemiras bedömning är att filamentindexet minskar 

avsevärt efter behandling med ozon. 

På samtliga bilder tagna efter avslutad behandling kan man urskilja andra filamentarter; 

typ 0041 och/eller typ 1851 som bryggar inom och mellan flockar. Enstaka typ 021N och 

Nostocoida limicola samt Microthrix parvicella går också att hitta. 

Andra mikroorganismer som går att urskilja är alltifrån flagellater, spirocheter, ciliater, 

enstaka skalamöbor till krälande ciliater och stjälkade ciliater. Viss tendens till zoogloeala 

flockar finns också. 

Stark-Fujii (2010) bekräftar att även vid Himmerfjärdsverket har man observerat att tillväxten 

av en del nya filamentarter gynnas efter avslutad ozonbehandling. Troligen gynnas tillväxten 

av nya arter när Microthrix parvicella reduceras i systemet. Paulson (2010) har observerat att 

efter ozonering av aktivslam ökar andelen protozoer, något som har setts även vid 

behandlingarna vid Klagshamnsverket. 

44


2011-11-02 Före 

2011-11-02 

Före 

2011-12-02 Efter 

2011-12-02 

Efter 


förstoring. 

Enligt bilderna från behandling 4 har flockstorleken inte påverkats av ozonet. På första bilden 

från 2011-12-02 syns ett kluster av protozoer. En intressant observation som syns på bilderna 

jämfört med de från tidigare behandlingar är att de tjocka filamenterna som Kemira Kemi AB 

identifierade i proverna från behandling 3, typ 0041 och/eller typ 1851 syns även på bilderna 

före påbörjad behandling. Dock är deras förekomst något mindre jämfört med den efter 

avslutad ozonering. 

45


2011-12-02 Före 

2011-12-02 

Före 

2011-12-13 Efter 

2011-12-13 

Efter 


förstoring. 

Även i figur 26 med bilder från behandling 5 syns att ozonet har reducerat förekomsten av 

Microthrix parvicella. De långa, täta och sammanhängande filament från bilderna före 

behandlingen ersätts av tjockare filament identifierade som typ 0041 och/eller typ 1851. 

Ozonets direkta inverkan på slammet studerades genom prover tagna direkt efter reaktorn, 

innan slammet blandades in i biosteget. Figur 27 a och b visar behandlat slam, direkt efter att 

det har utsatts för ozon. 

a 

b 

Figur 27 a och b. Mikroskoperingsbilder på proverna tagna direkt efter ozonreaktorn. 

Inringade på bilderna visar korta och trasiga filament som har uppstått efter 

ozonbehandlingen. 

46

Sammanfattningsvis kan man säga att figur 27 visar att de långa, stora och kraftiga 

filamenten, som är lätta att se i bilderna före behandlingen, har ändrat sin struktur efter att de 

har blivit utsatta för ozon. Proverna tagna direkt efter reaktorn visar trasiga filament med 

kortare struktur samt frisimmande korta segment. Slammets struktur har varit svår att bedöma 

men okulärt kan man se att flockarna är något mindre i storlek samt att deras form inte är så 

kompakt som innan slammet behandlades. 

1 2 3 

4 5 

Figur 28. Slamvolym (SV) samt slamvolymindex (SVI) för proverna tagna direkt efter 

reaktorn (O). 

Slamvolymen (SV) och slamvolymindexet (SVI) för proverna tagna direkt efter ozonreaktorn 

visas i figur 28. Ursprungligen fanns det en tanke att studera slammet efter reaktorn för att 

kunna urskilja tydliga tecken på hur behandlingen fungerar. Tyvärr visar figuren att det är 

svårt att utläsa någon tydlig tendens gällande parametern slamvolym. Parametern SVI ger 

något bättre bild av hur sedimenteringsegenskaperna ser ut vid aktuellt provtagningstillfälle. 

6.3 Nitrifikationshastigheten i labbskala 

Det finns delade meningar huruvida nitrifikationshastigheten påverkas vid ozonering. 

Boehler och Siegrist (2004) har utfört försök i labbskala och kom fram till att nitrifikationen 

försämras för slam som har blivit behandlat med ozon i doserna 0,017-0,077 g O 3 /g VSS. 

Sakai et al. (1997) och Dytczak et al. (2007) har utfört försök i fullskala respektive labbskala 

med syfte att reducera slammängden och båda författarna har observerat att 

nitrifikationshastigheten inte påverkas negativt. Wennberg et al. (2008) behandlade slam för 

bekämpning av Microthrix parvicella vid Klagshamnsverket med dosen 0,006 g O 3 /g VSS 

och även de har noterat negativa effekter på nitrifikationen under försöksperioden. Dock 

saknas det information om hur slamåldern har varierat; låg slamålder kan vara en förklaring 

till reducerad nitrifikation. Paulsson (2010) utförde labbförsök med ozondos

Hur ozonet påverkar nitrifikationen på Klagshamnsverket är en nyckelfråga i denna 

undersökning, då man från tidigare studier vet att problemet med filamenten förekommer på 

vintern när nitrifikationshastigheten är reducerad och nitrifikationskapaciteten därmed 

begränsad på grund av lägre vattentemperatur. 

Nitrifikationshastigheten mättes för slammet i båda linjerna samt för det ozonerade slammet 

efter reaktorn. Försöket utfördes vid temperaturer mellan 18-21˚C och för att kunna jämföra 

samtliga resultat beräknades hastigheten till den vid 20˚C med hjälp av ekvation 12: 

)) 

ekv. 12 

där: 

V uppmätt = uppmätt hastighet, mgNH 4 -N/ mgVSS*h 

V 20 C = hastigheten vid 20 °C, mgNH 4 -N/ mgVSS*h 

t = temperaturen, °C 

Totalt utfördes 10 tester och resultaten av samtliga redovisas i tabell 6 samt i figur 29. 

Tabell 6. Sammanfattade resultat från nitrifikationstesten. I tabellen visas vilken linje som 

ozonerades, nitrifikationshastigheten för ozonerade linjen och referenslinjen samt för 

slammet taget direkt efter ozonreaktorn. 

Linje 1 Linje 2 Provet taget Ozonerad linje 

direkt efter 

ozonreaktorn 

Nitrifikationshastighet vid 20°C, mg NH 4 -N/ mg VSS*h 

Test 1: 2011-06-01 8,9 8,5 Ingen 

Test 2: 2011-06-10 9,9 8,2 7,6 1 

Test 3: 2011-06-16 10,7 7,8 1 

Test 4: 2011-07-20 9 8,6 9 2 

Test 5: 2011-08-02 10,4 10,3 9 1 

Test 6: 2011-08-24 11,6 6,7 11,5 1 

Test 7: 2011-09-06 9,9 13 11 1 

Test 8: 2011-09-30 12,7 10,7 Ingen 

Test 9: 2011-11-02 15,8 13,1 Ingen 

Test 10: 2011-11-11 16,1 11,6 11,3 1 

48

1 2 3 

4 

Figur 29. Nitrifikationshastigheten uppmätt vid olika tillfällen under försöksperioden. 

Nitrifikationsförtesten är gjorda vid temperatur 18-21˚C, samtliga resultat är 

temperaturkorrigerade till 20˚C. 

Test 1 gjordes innan behandlingen påbörjades för att se om det var skillnad mellan linjerna. 

Endast ett test gjordes då det redan fanns resultat från tidigare tester som också visade på att 

det inte finns någon markant skillnad mellan linjerna. Det är dock svårt att säkerställa detta 

påstående eftersom driftförhållandena kan variera och resultaten visar endast hur hastigheten 

ser ut vid ett specifikt tillfälle. Test 8 och 9 gjordes när ingen behandling pågick och 

hastigheterna för de två linjerna skiljer sig. En förklaring till skillnaden är att linje 2 stängdes 

av den 18 september för rutinmässig inspektion av luftarna, slammet kunde inte luftas och 

tappade därför sin fulla kapacitet. 

Test 2 och 3 gjordes under behandling 1 av linje 1. På grund av problem med 

analysutrustningen kunde resultaten från testen med slam taget direkt efter ozonreaktorn inte 

erhållas i test 3. Resultaten från denna behandling visar att det ozonbehandlade slammet hade 

något högre hastighet än referenslinjen, dock är det svårt att säga om detta är en följd av 

själva ozoninverkan då nitrifikationshastigheten för slammet taget direkt efter ozonreaktorn är 

lägre än för slammet i båda linjerna. 

Test 4 gjordes under behandling 2 av linje 2. Resultaten från de tre slamproverna visade 

ungefär samma hastighet. 

Test 5, 6 och 7 är utförda under behandling 3 av linje 1. Vid test 6 visade det sig att den 

ozonerade linjen hade betydligt lägre hastighet än referenslinjen, medan vid test 5 visade 

slammet från båda linjerna samma hastighet. Vid test 7 visade linje 2 betydligt högre hastighet 

än linje 1. 

Test 8 är gjord efter att ozonbehandlingen avslutats. Test 9 gjordes det att linje 2 åter var i 

drift efter att ha varit avstängd, vilket är en förklaring till varför slammet visade reducerad 

kapacitet. Vid test 10 visade den ozonerade linjen betydligt högre hastighet än referens linjen. 

49

Sammanfattningsvis kan man säga att testerna visade mycket motstridiga resultat om huruvida 

ozonet påverkar nitrifikationskapaciteten i någon större utsträckning, positivt eller negativt, 

varför det inte är möjligt att dra några generella slutsatser kring ozonets inverkan på 

nitrifikationsprocesen från denna studie. 

Förändringarna hos ammoniumkoncentrationen under testernas gång kan studeras i bilaga 4, 

Resultat från nitrifikationstesterna. 

6.4 Uppföljning och strategi för framtida behandlingar 

Uppföljningsperioden är här perioderna mellan ozonbehandlingarna. 

För linje 1 sträcker den ut sig från den 22 september då behandling 3 avslutades till den 7 

november då behandling 4 påbörjades. För linje 2 börjar uppföljningen efter avslut av 

behandling 2 från 1 augusti till början av behandling 5 den 2 december. 

Hur slamvolymen, slamvolymindexet och den spädda slamvolymen och det spädda 

slamvolymindexet har varierat under uppföljningsperioderna kan ses i figur 30 och 31. 

Figur 30. Slamvolymen (SV) och slamvolymindex (SVI) visas för linje 1 och 2. 

Uppföljningsperioden för linje 1 är markerad med heldragen linje medan uppföljningsperioden 

för linje 2 är markerad med streckad linje. 

50

Figur 31. Spädda slamvolymen (DSV) och spädda slamvolymindex (DSVI) visas för linje 1 

och 2. Uppföljningsperioden för linje 1 är markerad med heldragen linje medan 

uppföljningsperioden för linje 2 är markerad med streckad linje. 

För båda linjerna har uppföljningsperioden varat olika länge. Den har varit nästan 3 gånger 

längre för linje 2 än linje 1 och förklaringen till det är att återväxten av Microthrix parvicella 

har varit betydligt snabbare i linje 1 jämfört med linje 2. Man bör inte heller glömma att linje 

1 behandlades två omgångar jämfört med en gång för linje 2. I tabell 7 visas data för några 

uppföljningsparametrar för båda linjerna under uppföljningsperioden. 

Tabell 7. Sammanfattad information om uppföljningsperioden efter avslutade behandlingar. 

De viktigaste parametrarna såsom slamvolymen (SV), spädda slamvolymen (DSV), 

slamvolymindexet (SVI) och spädda slamvolymindex (DSVI) visas. 

Uppföljningsperiod 1. 

Linje 1 

Uppföljningsperiod 2. 

Linje 2 

Period 22 sep-7 nov 1 aug-2 dec 

Längd, dygn 46 123 

SV början /SV slut , ml/l 200-680 180-880 

SVI början /SVI slut , g/ml 91-252 78-220 

DSV början /DSV slut , ml/l 70-120 60-100 

DSVI början /DSVI slut , g/ml 106-160 87-133 

51

Snabbare återväxt av filament i slammet från linje 1 kunde även ses vid mikroskopering av 

proverna, se figur 32 a och b. Pilarna i figuren markerar förekomsten av Microthrix 

parvicella. 

a 

b 

Figur 32 a och b. Slamprover från linje 1 och linje 2 tagna under uppföljningsperiod 1 

respektive 2. 

Från bilderna går det tydligt att utläsa att antalet Microthrix parvicella i linje 1 är betydligt 

större än i linje 2. Det går tyvärr inte att förklara varför denna linje ackumulerar filament 

snabbare även om den har blivit behandlad i 2 omgångar. Detta försvårar även framtagandet 

av någon generell strategi hur och när linjerna bör behandlas. 

Litteraturstudien visade att det inte finns många referenser för långvariga studier av 

behandling av aktivslam med ozon i fullskaleanläggningar, vilket även Lyko et al. (2011) 

påpekar. Det verkar även vara svårt att överföra en strategi för behandling från en anläggning 

till en annan eftersom de biologiska systemen kan vara olika och bete sig olika vid exponering 

för ozon. En bekräftelse för detta påstående är skillnaden mellan linje 1 och 2 vid 

Klagshamnsverket. 

Det finns två tänkbara strategier för hur behandlingarna kan utformas i framtiden. 

Strategi 1 

Grunden för denna strategi är att det är svårt att förutse exakt när behovet av behandling 

finns. 

Start av behandlingen bör ske vid SVI 200 g/ml samt att man bör ta hänsyn till 

mikroskoperingsbilderna och hur filamenttillväxten ser ut. Vidare kan man titta på 

slamvolymen (SV) och ett gränsvärde för denna parameter är 500 ml/l. En annan bra indikator 

för hur slammets sedimenteringsegenskaper är, är SS-halten i utgående vatten från 

eftersedimenteringsbassängerna. Om denna överstiger 10 mg/l bör man vara uppmärksam på 

att det snart kan uppstå problem med slamflykt. 

Stopp av behandlingen bör ske vid SVI < 80-90 ml/g. Förutom det skall SV vara under 200- 

250 ml/l under 1-2 veckor innan ozonet stängs av. Mikroskopering av slammet bör ske 1 

52

gång/vecka och det är viktigt att kontrollera att nitrifikationen fungerar bra och att det inte 

finns någon tendens till stigande ammoniumhalter vid utloppet av aktivslamprocessen. 

Fördelen med denna strategi är att man kan minimera driftkostnaden och driva 

ozonanläggningen bara när det verkligen behövs. Energibehovet för drift av 

ozonanläggningen beräknas vara ca 22 kWh/kg ozon + 7 kWh för inmatningspumpen. 

Nackdelen med denna strategi är att den kräver kontinuerlig uppföljning av processen och 

planering av behandlingstillfällena. Strategin är något mer riskabel jämfört med strategi 2, då 

man inte vet exakt hur lång behandlingsperioden för första behandlade linjen kommer att 

vara, vilket medför att den andra linjen kan komma att behöva behandling samtidigt som den 

första linjen, något som inträffade i denna studie och som ledde till upprepade behandlingar. 

Strategi 2 

Grunden för denna strategi är att man vill uppnå en säker drift utan risk för att slamflykt kan 

uppstå och som är oberoende av behandlingarna i den andra linjen. 

Start och stopp görs schemalagt, t ex 2 veckors behandling av den ena linjen följt av 2 

veckors behandling av den andra linjen. 

Fördelen är att man inte behöver följa upp parametrarna som nämns ovan lika ofta och 

noggrant som i strategi 1. 

Nackdelen med denna strategi är att ozonanläggningen kommer att vara kontinuerligt i drift, 

vilket är kostsamt. Det kommer att vara svårt att avgöra hur långa behandlingarna bör vara. 

53

7 Slutsatser 

Huvudslutsatsen som kan dras från undersökningarna som gjordes med ozonering av 

aktivslam i fullskala under en period av 10 månader är att ozonering är en bra metod för 

bekämpning av Microthrix parvicella vid Klagshamnsverket. 

Vid samtliga behandlingar (5 stycken) minskade SV och SVI i det behandlade slammet, 

skumbildningen i aktivslambassängerna försvann samt att inget slamtäcke, orsakat av 

slamflykt, bildades i eftersedimenteringsbassängerna. 

Mikroskoperingsbilderna visade att Microthrix parvicella försvann nästan helt och endast 

enstaka filament kunde observeras. Som följd av detta påverkades slammets 

sedimenteringsegenskaper positivt. 

Några entydiga slutsatser kring hur nitrifikationen påverkades vid ozoneringen kunde inte 

påvisas. I fullskala kunde fullständig nitrifikation ses, medan resultaten från 

labbskaleförsöken var otydliga om huruvida nitrifikationen i den behandlade linjen eller i 

referenslinjen var snabbare. Man kan sammanfatta att ozonet ar liten effekt på 

nitrifiaktionshastigheten. 

Mikroskoperingsbilderna visade att ozonet i dosen som användes vid försöken inte påverkar 

alla arter av filamentbildande bakterier. De nya filament som förekom efter avslutad 

behandling hade inte så stark negativ påverkan på sedimenteringsegenskaperna, men är 

troligtvis en orsak till varför SV inte kunde reduceras mer än till 200 ml/l. 

I rapporten togs två förslag fram på hur framtida behandlingar kan ske samt vilka parametrar 

som bör följas upp för att bedöma när behandlingen skall påbörjas och avslutas. Strategi 1 

innebär att behandlingen bör startas vid SV 500 ml/l och/eller SVI 200 ml/g. En annan bra 

indikator för hur slammets sedimenteringsegenskaper är, är SS- halten i utgående vatten från 

eftersedimenteringsbassängerna. En noggrann bedömning om filamenttillväxten kan göras 

genom att mikroskopera ett slamprov. Behandlingen kan avslutas när SVI understiger 

80-90 ml/g och/eller när SV är under 200-250 ml/l och helst skall man behandla slammet 1-2 

veckor efter för att förhindra snabb återväxt. Mikroskopering av slammet och bedömning av 

ozonpåverkan bör göras 1 g/v. Denna strategi har som fördel att ozonanläggningen används 

bara när den verkligen behövs, vilket borde vara bättre ur ekonomisk synvinkel. Nackdelen är 

att processenuppföljningen bör ske kontinuerligt och noggrant samt att en viss planering kring 

behandlingarna krävs då båda linjerna kan ha behov av ozonering samtidigt. Strategi 2 

innebär att man behandlar slammet schemalagt, t. ex 2 veckor behandlas den ena linjen och 

sedan 2 veckor den andra linjen. Fördelen med denna strategi är att man kan planera in 

behandlingarna samt att det inte krävs lika noga uppföljning av processen. Nackdelen med 

denna strategi är att ozonanläggningen kommer att vara i drift nästan alltid vilket innebär 

högre driftkostnader. 

55

8 Förslag till framtida studier 

De utförda studierna bör utvidgas till en ännu längre period, förslagsvis på två år, för att 

tydliga slutsatser skall kunna dras samt för att lära sig mer detaljer om behandlingen och hur 

processen svarar på den. 

Merparten av behandlingarna i denna studie har utförts under det varma halvåret och en 

liknande studie bör göras för den kalla perioden. En parameter som kan påverkas är 

nitrifikationen, som i regel är långsammare och därmed känsligare vid lägre temperaturer. 

Vidare studier bör kunna ge tydligare svar på frågan om huruvida nitrifikationshastigheten 

påverkas i samband med exponering av slam för ozon. 

Under denna studie studerades endast en uppföljningsperiod. Ett förslag är att studera vidare 

vad som händer med slammet efter avslutad behandling och eventuellt hitta svar på frågan 

varför återväxten av Microthrix parvicella i linje 1 var snabbare än i linje 2. 

Slutligen föreslås även studier gällande slammets morfologiska struktur efter avslutad 

behandling. Mer kunskap om de andra filamentarter som uppstår borde skaffas samt vilka 

doser ozon som eventuellt påverkar dessa. 

57

9 Referenser 

Ahn, K.-H., Park, K. Y., Maeng, S.K., Hwang, J.H., Lee, J.W., Song, K.-G-, Choi, S. (2002) 

Ozonation of wastewater sludge for reduction and recycling. Water Science and Technology, 

Vol. 46, No 10, pp.71-77. 

Al-Kdasi, A., Idris, A., Saed, K., Guan, C. T. (2004) Treatment of textile wastewater by 

advanced oxidation process- a review. Global Nest: the Int. J. Vol.6, No 3, pp. 222-230. 

Alleman, J. E., Prakasam, T. B. S. (1983). Reflections on 7 decades of activated sludge. 

JWPCF. No 55, pp.436-443. 

Andreassen, K., Sigvardsson, L. (1996) Experieces with sludge settleability in different 

process alternatives for nutrient removal. Water Science and Technology, Vol. 33, No 12, pp. 

137-146. 

Boehner, M., Siegriest, H. (2004) Partial ozonation of activated sludge to reduce excess 

sludge, improve denitrification and control scumming and bulking. Water Science and 

Technology. Vol 49, No 11, pp. 41-49. 

Carey J.H. (1992) An Introduction to AOP for destruction of organics In wastewater. Water 

Pollution Research J. Canadian, No 27, pp. 1-21. 

Degremont (2007). Waer treament handbok. Vol. 1, 7th English edition. Rueil-Malmaison. 

Cedex: Lavoisier. 

Dytczak, M. A., Londry, K.L., Siegrist, H., Oleszkiewicz, J.A. (2007) Ozonation reduces 

sludge production and improves denitrification. Wat. Res., No 41, pp. 543-550. 

Eikelboom, D., Andreaadakis, K., Andreasen, K. (1998) Survey of filamentous populations in 

nutrient removal plants in four european countries. Wastewater Science and Technology. Vol. 

37, No 4-5, pp. 281-289. 

EPA Guidance Manual. (April 1999). Alternative Disinfectants and Oxidants. [elektronisk] 

www.ucar.edu/communications/gcip/m1sod/m1pdfc2.pdf [2012-03-01] 

Fabiyi, M., Novak, R., Ried, A., Wieland, A., Capra, R., Sandon, A. (2007) Sludge using 

ozone induced lysis. Presented augusti 2007 at World Congress on ozone and ultraviolet 

technologies, Los Angeles, CA. 

Folchetti, N., ed. (2003). “22” Chemistry: The Central Science (9 th ed.) Pearson Education. 

pp. 882-883. ISBN 0-13-066997-0. 

Gardoni, D., Ficara E., Fornarelli, R., Parolini, M., Ganziani, R. (2010) Long term effects of 

the ozonation of the sludge recycling stream on excess sludge reduction and biomass activity 

at full scale. Presented at IWA Conference: Water and Wastewater Treatment Plants in 

Towns and Communities of the XXI Century: Technologies, design and Operation, Moscow 

2010. 

59

Gillberg, L., Hansen, B., Karlsson,I., Nordström Enkel, A.,Pålsson,A. (2003) About water 

treatment. Helsingborg. Kemira Kemwater. 

Hamit- Eminovski, Eskildsson, K., Arnebrandt, T. (2010) Changes in surface properties of 

Microthrix parvicella upon addition of polyaluminium chloride as characterized by atomic 

force microscopy. Biofouling: The Journal of Bioadhesion and Biofilm Research, Vol. 26, No 

3, pp. 323:331. 

Hansen, B., Smith G. (1998) Bulking sludge control by simultaneous flocculation with 

polyaluminiumchloride. Kemira Kemi AB. [elektronisk] 

http://www.ewisa.co.za/literature/files/1998%20-%2046.pdf [2012-03-01] 

Henze, M., Harremoës, P. , Jansen, J. la. C, Arvin, E. (1992) Spildevandsrensning. Biologisk 

og kemisk. Polyteknisk Forlag. 

Hilde, L., (1992) Fadenförmige Mikroorganismen aus belebten Schlamm. Vorkommen- 

Biologi-Bekämpfung. ATV. Dokumentation und Schriftenreihe aus Wissenschaft und 

Praxis.30. 

Holmström, H., Brosander, J., Dahlberg, A.-G., Dillner-Westlund, Å., Flygborg, L., Joninen, 

K., (1996). Severe bulking and foaming at the Himmerfjärden WWTP. Water Science and 

Technology, Vol. 33, No 12, pp. 127-135. 

Hwang, Y., Tanaka, T. (1998) Control of Microthrix parvicella in activated sludge. Water 

Science and Technology, Vol. 32, No 5, pp. 1678-1686. 

Jenkins, D., Richard, M.G., Daigger, G. T. (1993). Manual on the causes and control of 

activated sludge bulking and foaming. Lewis publishers. ISBN 0-87371-873-9. 

Klagshamns Avloppsreningsverk. Broschyr. VA SYD. (2010). [elektronisk] 

http://www.vasyd.se/SiteCollectionDocuments/Broschyrer/Vatten- 

%20och%20avloppsbroschyrer/Vatten%20och%20avlopp/Klagshamns_reningsverk_2009.pdf 

[2012-03-01] 

Knopp, S., Kunst, S. (1998) Influence of temperature and sludge loading on activated sludge 

settling, expecially on Microthrix parvicella. Water Science and Technology. Vol. 3-7, No 4- 

5, pp. 27-35. 

Lee, N., Molin, G., Welander, T. (1991) Mikrofloran i aktivt slam. En litteratursludie. LTH, 

december 1991. 

Lyko, S., B. Teichgräber, A. Kraft. (2011) Bulking control by full scale ozonation of returned 

activated sludge at low dose. Presented on: 11th specialised Conference of Design, Operation 

and Economics of Large WWTP's. 4-8 September 2011. Budapest, Hungary. 

Mases, M., Dimitrova, I., Nyberg, U., Gruvberger, C., Andersson, B. (2010) Experiences 

from BMMR post-denitrification process in long-term operation at two WWTPs. Presented 

on: WEF/IWA Biofilm Reactor Technology Conference, 15-18 August 2010, Portland, 

Oregon, USA. 

60

Miljöbalken (1998:08). [elektronisk] 

http://www.notisium.se/rnp/sls/lag7/199808.HTM [2012-03-01] 

Miljörapport Klagshamnsverket (2009). VA SYD. 

Naturvårdsverket (2010) Miljömålsystemet. [elektronisk] 

http://www.naturvardsverket.se/sv/Sveriges-miljomal--for-ett-hallbart-samhalle/Sverigesmiljomal/Miljomalssystemet/ 

[2012-03-01] 

Nielse, P., Kragelund, C., Nielse, J., Tiro, S., Lebek, M., Rosenwinkel, H.-K., Gessesse, A. 

(2005) Control of Mictrothrix parvicella in activated sludge plants by dosage of 

polyaluminiumchrolide salts: possible mechanisms. Wiley- VCH, Verlag GmbH&Co. 

Weinheim. 

Nielsen, P.H, Roslev, P., Dueholm, T.E., Nielsen, J. C., (2002) Microthrix parvicella, a 

specialized lipid consumer in anaerobic aerobic activated sludge plants. Water Science and 

Technology, Vol. 46, No 1-2, pp. 73-80. 

Nyberg, U. (1994) System för närsaltsavskiljning vid Klagshmns reningsverk. 

Doktoravhandling, Vattenförsörjning - och Avloppsteknik, Avhandling, LTH, Avdelning för 

VA-teknik. 

Ozone (2010). [elektronisk] 

http://en.wikipedia.org/wiki/Ozone [2012-03-01] 

Parker,D., Appleton, R., Bratby, J., Melcer, H. (2004) North American performance 

experience with anoxic and anaerobic selectors for activated sludge bulking control. Water 

Science and Technology, Vol. 50, No 7, pp. 221-228. 

Paulsson, M. (2010) Ozonering av aktivt slam- effekter på sedimenteringsegenskaper och 

processhastigheter. LTH, Institutionen för Kemiteknik. 

Roels, T., Dauwe, F., Van Damme, S, de Vilde Roelandt, F. (2002) The influence of PAX-14 

on activated sludge systems and in particular on Microthrix parvicella. Water Science and 

Technology, Vol. 46, No 1-2, pp. 487- 490. 

Sakai, Y., Tetsuro, F., Hidenari, Y., Shibata, M. (1997) An activated sludge process without 

excess sludge production. Wat. Sci. Tech., Vol. 36, No.11, pp. 162-170. 

SNFS 1990:14 

Kungörelse med föreskrifter om kontroll av utsläpp till vattendrag- och markrecipient från 

anläggningar för behandling av avloppsvatten från tätbebyggelse. 24 augisti 1990. 

Spartant Water treatment (2010). [elektronisk] 

http://www. spartamntwatertreatment.com/ozoen-sludge-reduction.html. [2012-03-01] 

Stark- Fujii, K. (2011) Muntlig kommunikation om bekämpning av Microthrix parvicella på 

Himmerfjärdsverket i Stockholm. 

61

Stridh, S. (2009) Muntlig kommunikation om bekämpning av Microthrix parvicella på 

Himmerfjärdsverket i Stockholm. 

Svenskt vatten, Avloppsteknik 2. (2007). ISSN 1654-5117. 

Tschobanoglous, G., Burton, F.L., Stensel. H.D. (2004) Wastewater engineering, treatment 

and reuse. UK: McGraw-Hill Education, four edition. 

Wennberg M., Nyberg U., Mante, J., Ryden, M., Jönsson, K., (2009 a) Decreasing 

filamentious growth using aluminium-based chemical and ozone at Klasghamn WWTP, 

Presented at IWA 2nd Specialized Conference in Krakow, Poland, 2009. 

Wennberg, M., Nyberg, U., Jönsson, K., bekämpning av filamentmed Al eller ozon vid 

Klagshamn avloppsreningsverk (2009 b). Den 11. Nordiske (NORDIWA) 

Spildevandkonference, Odense, 2009. 

Westlund, Å.D., Hagland, E., Rothman, M. (1996) Bulking and foaming by Microthrix 

parvicella at three large sewage treatment plants in the greater Stockholm area. Water Science 

and Technology. Vol. 34, No5-6, pp. 281-287. 

Wijnbladh, E. (2009). [elektronisk] 

http://www.w-program.nu/filer/exjobb/Erik_Wijnbladh.pdf [2012-03-01] 

Zhang G., Yang, J., Liu, H., Zhang, J. (2009) Sludge ozonation: desintegration, supernatant 

changes and mechanisms. Biores. Tech. Vol. 100, pp.1505-1509. 

Zhou H. and Smith D. W. (2002), Advanced technologies In water and wastewater treatment, 

Journal Environmental Engineering Science, Vol. 1, pp. 247-264. 

Ödegaard, H. (1992) Fjerning av næringsstoffer ved rensing av avlöpsvann. Tapir forlag. 

1992 

62

BILAGA 1 – Metodbeskrivning för 

nitrifikationshastighetsbestämning 

Allmänt 

Nitrifikationen är processen där autotrofa bakterier omvandlar ammoniumkvävet till nitritoch 

nitratkväve i syrerika (aeroba) förhållanden. Denna metod för bestämning av 

nitrifikationshastigheten används för aktivslamsystem och går ut på att mäta reduktionen av 

ammoniumkvävet resp. ökning av nitrit-/nitratkvävet i en reaktor i tiden. 

Nitrifikationshastigheten kan bestämmas med hjälp av nitrit-/nitratkoncentrationen men även 

med hjälp av ammoniumkoncentrationen. Vid Klagshamnsverket finns samlat data som har 

som enhet ammoniumkoncentrationen och därför valdes denna metod även vid dessa 

analyser. 

Utrustning 

*dubbelmantlade reaktorer (2 l) 

*luftpump 

*slangar och kylvatten 

*termometer 

*diffusorer 

*pH mätare 

*Analysutrustning för NH 4 -N-, SS-, VSS-bestämning 

*tidur 

*filtreringsutrustning- trattar, veckfilterpapper, ställ 

*provtagning- spruta, rör 

Reagens 

*stamlösningar 

50 ml ammoniumstandard 1000 mg/l (NH 4 Cl); 

5-10 ml fosforstandard 120 mg/l (K 2 HPO 4) ; 

Vid behov 1 M lut NaOH 

*avloppsvatten 

*aktivt slam/ returslam 

Utförande 

1. Häll upp aktiva slammet och avloppsvattnet i reaktorn. 

2. Starta luftningen och mät temperaturen. Vid behov kan denna justeras genom 

kylningssystemet, börvärde är 20˚C. 

2. Mät pH-värdet och vid behov justera med NaOH-lösning. Nitrifikationen fungerar optimalt 

i intervallet 7,5–8,5. 

3. Tillsätt fosforlösningen. En önskad fosforkoncentration vid testens slut är >0,5 mg/l. 

5. Tillsätt ammoniumlösningen och låt systemet blandas om under 3-4 minuter. 

6. Ta ut prover vid 0, 5, 10, 15, 20, 30, 45 och 60 minuter. 

7. Ett prov för analys av SS/VSS tas ut i början och i slutet på testet, ytterligare ett prov på 50 

ml tas för analys av fosforhalterna i början och i slutet. 

63

Beräkningar 

Nitrifikationshastigheten beräknas i (mg NH 4 -N/(g VSS * h)) enligt ekvation 13 

) ) ) 

ekv. 13 

där 

v 

k 

är hastigheten, (mg NH 4 -N/(g VSS * h)) 

är koncentrationen mg/l 

64

BILAGA 2 – Analyser och parametrar använda i rapporten 

Tabell 8. Analyser och parametrar använda i rapporten. 

Parameter/ Analys Enhet Metod/ Utrustning 

DSV ml/l VAV P54 Aug 1984, 

spädning 3 ggr 

DSVI - Se ekv. 10 

Infärgning- Gram - Se bilaga 3 -Metodbeskrivning för 

Graminfärgning 

Mikroskopering - Nikon Optiphot- 2mikroskop 

NH 4 -N mg/l FIAstar 5000 enl. AN 5220-SE 

ACC to ISO 11732 

Nitrifikationshastighet (mg NH 4 -N/(g VSS *h)) Se Bilaga 1- Metod för 

nitrifikationshastighetsbestämning 

O 2 mg/l Hach HQ 30d flexi 

pH - Mettler Toledo Sever Easy 

PO 4 -P mg/l SS-EN ISO 6878:2005 

SS mg/l SS-EN 872:2005 

SV ml/l VAV P54 Aug 1984 

SVI - Se ekv. 8 och ekv. 9 

SÅ dygn Se ekv. 7 

Temperatur ˚ C Digital termometer 

Tot-P mg/l SS-EN ISO 6878:2005 

VSS mg/l SS 0281 12(3) 

65

BILAGA 3 – Metodbeskrivning för graminfärgning 

Graminfärgning gjordes enligt följande recept: 

Reagenser 

* Fluka Analytical Gram Staining Kit (lösning 1-kristallviolettlösning; lösning 2- jodlösning; 

lösning 3- safraninlösning) 

* destillerat vatten 

* etanol 95 % -ig lösning 

Utförande 

1. Preparera provet på ett objektglas och låt lufttorka. 

2. Färga 1 min med lösning 1. 

3. Skölj med vatten. 

4. Färga 1 min med lösning 2. 

5. Skölj noga med vatten. 

6. Håll objektglaset i ca 45 graders vinkel och avfärga med etanolläsningen droppvis i 30 

sek. Avfärga inte för mycket. Trycktorka med absorberande papper. 

7. Skölj med destillerat vatten. 

8. Färga med lösning 3 i 1 min. 

9. Skölj noga med vatten, torka med absorberande papper. 

10. Mikroskopera vid önskande förstoring. 

67

° C 

NH4-N, mg/l 

BILAGA 4 – Resultat från nitrifikationstesterna 

Test 1 

Tabell 9. Nitrifikationsförsök 2011-06-01. Test 1. 

Linje 1 Linje 2 Provet taget 

direkt efter 

ozonreaktorn 

Hastighet vid 20°C, 6,2 6,0 

mg NH 4 -N/mg VSS*h 

Temperatur (medel), °C 16,5 16,3 

SS (medel), mg/l 2700 2400 

VSS (medel), mg/l 2200 1800 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 

Linje 1 Linje 2 Linjär (Linje 1) Linjär (Linje 2) 

Figur 33. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1 och linje 2. Ingen av linjerna ozonerades. 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 

Linje 1: temperatur 


Figur 34. Temperaturvariationen under försöket 

69

Tabell 10. Test 1. Försöksdata för Linje 1. 

Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 2700 2200 

1 

5 37,9 17,0 

10 32,4 17 

15 30 17 

20 28,6 16,5 

30 25,9 16 

45 22,1 16 

60 21 16 >0,5 2700 2150 

Tabell 11. Test 1. Försöksdata för Linje 2 

Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 2350 1800 

1 

5 34,9 16,0 

10 34,3 16,0 

15 33,8 16,5 

20 16,5 

30 30 16 

45 28,5 16,0 

60 24,1 17 >0,5 2350 1800 

70

° C 

NH4-N, mg/l 

Test 2 



direkt efter 

ozonreaktorn 

Hastighet vid 20°C, 7,3 6,0 6,2 


Temperatur (medel), °C 17,3 16,3 17,5 

SS (medel), mg/l 1850 2400 2500 

VSS (medel), mg/l 1450 1800 1900 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 

Linje 1 Linje 2 ozon 

Linjär (Linje 1) Linjär (Linje 2) Linjär (ozon) 

Figur 35. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1, linje 2 och ozonprovet. Linje 1 ozonerades, 

provet taget direkt efter ozonreaktorn benämns ”ozon” i figuren. 

25,0 

20,0 

15,0 

10,0 

5,0 

0,0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 

Linje 1: temperatur Linje 2: temperatur Ozon: tempeartur 

Figur 36. Temperaturvariationen under försöket, provet taget direkt efter ozonreaktorn 

benämns ”ozon” i figuren. 

71


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 37,4 18,0 7,6 1900 1500 

1 

5 36,9 18,0 

10 35,5 18 

15 

20 

30 35 16 

45 29,7 17 

60 27,9 17 >0,8 1800 1400 


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 38,8 18,0 7,6 1800 1400 

1 

5 37,6 18,0 

10 

15 

20 36 18 

30 

45 33,2 18,0 

60 30,1 18 >0,8 1600 1200 

Tabell 15. Test 2. Försöksdata för Provet taget direkt efter ozonreaktorn. 

Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 32,3 18 7,3 2600 2000 

1 

5 

10 31,7 18 

15 29,2 17 

20 28,2 17 

30 27 17 

45 22,2 18 

60 20,6 18 >0,8 2400 1800 

72

° C 

NH4-N, mg/l 

Test 3 



direkt efter 

ozonreaktorn 




SS (medel), mg/l 2150 2650 

VSS (medel), mg/l 1650 2050 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 


Figur 37. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1och linje 2. Linje 1 ozonerades. 

25,0 

20,0 

15,0 

10,0 

5,0 

0,0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 



Figur 38. Temperaturvariationen under försöket 

73


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 34,1 20,0 8,3 2200 1700 

1 

5 28,6 20,0 

10 28,4 20,0 

15 

20 23,0 20,0 

30 21,0 20,0 

45 17,3 20,0 

60 12,1 20,0 >0,8 7,2 2100 1600 


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 31,5 20,0 8,0 2700 2100 

1 

5 31,1 20,0 

10 30,0 20,0 

15 26,6 20,0 

20 25,9 20,0 

30 24,5 20,0 

45 20,0 20,0 

60 18,7 20,0 >0,8 7,5 2600 2000 

74

° C 

NN4-N, mg/l 

Test 4 



direkt efter 

ozonreaktorn 



Temperatur (medel), °C 20 20 20 

SS (medel), mg/l 2500 2300 2050 

VSS (medel), mg/l 1950 1800 1600 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 



Figur 39. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1, linje 2 och ozonprovet. Linje 2 ozonerade, 


25,0 

20,0 

15,0 

10,0 

5,0 

0,0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 




75


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 31,0 20,0 7,8 2500 1900 

1 

5 29,7 20,0 

10 27,7 20,0 

15 26,5 20,0 

20 

30 21,0 20,0 

45 16,6 20,0 

60 13,5 20,0 >0,8 6,8 2500 2000 


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 29,9 20,0 7,8 2200 1700 

1 

5 29,5 20,0 

10 26,4 20,0 

15 25,5 20,0 

20 20,0 

30 21,8 20,0 

45 17,5 20,0 

60 14,5 20,0 >0,8 6,8 2400 1900 

Tabell 22. Test 4. Försöksdata för provet taget direkt efter ozonreaktorn. 

Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 30,3 19,0 7,6 2100 1600 

1 

5 30,0 19,0 

10 29,7 19,0 

15 27,9 19,0 

20 25,1 19,0 

30 24,2 20,0 

45 18,2 21,0 

60 15,9 21,0 >0,8 7,5 2000 1600 

76

° C 

NH4-N, mg/l 

Test 5 



direkt efter 

ozonreaktorn 

Hastighet vid 20°C, 10,4 10,3 9 



SS (medel), mg/l 2700 1800 1800 

VSS (medel), mg/l 2100 1400 1400 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 

Linje 1 Linje 2 Ozon 

Linjär (Linje 1) Linjär (Linje 2) Linjär (Ozon) 



25,0 

20,0 

15,0 

10,0 

5,0 

0,0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 




77


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 38,8 18,0 9 

1 

5 35,6 20,0 

10 31,5 21,0 

15 33,4 23,0 

20 30,3 24,0 

30 25,4 22,0 

45 17,7 22,0 

60 12,1 22,0 >0,8 7,3 2700 2100 


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 42,9 18,0 8,9 

1 

5 39,9 20,0 

10 39,9 22,0 

15 38,1 24,0 

20 39,7 24,0 

30 

45 34,0 22,0 

60 25,3 22,0 >0,8 7,9 1800 1400 


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 41,0 20,0 8,4 

1 20,0 

5 43,2 20,0 

10 41,5 20,0 

15 20,0 

20 40,1 20,0 

30 37,9 20,0 

45 33,0 20,0 

60 28,6 20,0 >0,8 7,9 1700 1400 

78

° C 

NH4-N, mg/l 

Test 6 



direkt efter 

ozonreaktorn 




SS (medel), mg/l 3000 2050 2600 

VSS (medel), mg/l 2250 1500 2000 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 





25,0 

20,0 

15,0 

10,0 

5,0 

0,0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 




79


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 51,0 18,0 8 3000 2200 

1 

5 45,0 18,0 

10 46,0 19,0 

15 43,0 19,5 

20 43,0 20,0 

30 38,5 20,0 

45 40,0 20,0 

60 25,0 20,0 >0,8 7 3000 2300 


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 49 18,0 8,6 2000 1500 

1 

5 47,0 18,0 

10 44,0 19,0 

15 43,0 19,5 

20 44,0 20 

30 46,0 20 

45 

60 39,3 19,0 >0,8 7,6 2100 1500 


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 36,0 19,0 8,5 2600 1900 

1 

5 32,0 19,0 

10 31,0 19,0 

15 28,0 19,0 

20 31,0 19,5 

30 27,6 20,0 

45 20,4 20,0 

60 13,0 20,0 >0,8 7,3 2600 2000 

80

° C 

NH4-N, mg/l 

Test 7 



direkt efter 

ozonreaktorn 

Hastighet vid 20°C, 9,9 13 11 



SS (medel), mg/l 2500 2200 2200 

VSS (medel), mg/l 1850 1800 1650 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

0 10 20 30 40 50 60 

Datum 





25,0 

20,0 

15,0 

10,0 

5,0 

0,0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 




81


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 23,8 19,0 8 2500 1800 

1 

5 22,7 19,5 

10 23,3 20,0 

15 22,0 20,0 

20 17,5 20,0 

30 15,4 19,5 

45 10,6 20,0 

60 5,5 19,5 >0,8 7 2500 1900 


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 15,8 20,0 8,6 2400 1900 

1 

5 13,5 20,5 

10 9,7 20,5 

15 8,3 20 

20 6,3 20 

30 3,8 19,5 

45 0,5 20,0 

60 0,37 20 >0,8 7,5 2200 1700 

Figur 34. Test 7. Försöksdata för provet taget direkt efter ozonreaktorn. 

Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 15,8 20,0 8,3 2400 1900 

1 

5 13,5 20,5 

10 9,7 20,5 

15 8,3 20,0 

20 6,3 20,0 

30 3,8 19,5 

45 0,5 20,0 

60 0,37 20,0 >0,8 7,5 2200 1700 

82

° C 

NH4-N, mg/l 

Test 8 



direkt efter 

ozonreaktorn 




SS (medel), mg/l 2900 1500 

VSS (medel), mg/l 2150 1150 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 


Figur 47. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1 och linje 2. Ingen linje ozonerades. 

25,0 

20,0 

15,0 

10,0 

5,0 

0,0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 



Figur 48. Temperaturvariationen under försöket. 

83


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 36,0 17,5 7,7 3000 2200 

1 

5 35,2 17,5 

10 33,6 18,0 

15 30,0 17,5 

20 27,6 18,0 

30 22,5 18,0 

45 17,5 18,0 

60 12,5 18,5 >0,8 6,9 2800 2100 


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 34,0 17,5 8,0 1500 1200 

1 

5 34,5 17,5 

10 34,6 18,0 

15 32,0 17,5 

20 32,6 18,0 

30 31,2 18,0 

45 25,0 18,0 

60 23,9 18,5 >0,8 7,7 1500 1100 

84

° C 

NH4-N, mg/l 

Test 9 



direkt efter 

ozonreaktorn 




SS (medel), mg/l 2000 2350 

VSS (medel), mg/l 1750 2000 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 


Figur 49. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1 och linje 2. Ingen linje ozonerades. 

25,0 

20,0 

15,0 

10,0 

5,0 

0,0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 



Figur 50. Temperaturvariationen under försöket. 

85


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 29,4 17,0 8,5 2000 1800 

1 

5 26,7 17,0 

10 24,9 17,0 

15 23,7 17,0 

20 23,5 17,5 

30 18,2 18,0 

45 14,5 18,0 

60 8,9 18,0 >0,8 7,3 2000 1700 

Tabell 40. Test 9. Försöksdata för Linje 2 

Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 26,6 18,0 8,3 2300 2000 

1 

5 26,0 18,0 

10 23,3 18,0 

15 21,3 18,0 

20 19,3 18,0 

30 15,4 18,0 

45 9,4 19,0 

60 5,3 18,0 >0,8 7,3 2400 2000 

86

° C 

NH4-N, mg/l 

Test 10 



direkt efter 

ozonreaktorn 




SS (medel), mg/l 2250 2500 1850 

VSS (medel), mg/l 1850 2100 1550 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 



Figur 51. Sjunkande ammoniumhalt för linje 1, linje 2 och ozon. Linje 1 ozonerades, provet 

taget direkt efter ozonreaktorn benämns ”ozon” i figuren. 

25,0 

20,0 

15,0 

10,0 

5,0 

0,0 

0 10 20 30 40 50 60 

Minuter 




87


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 30,6 15,0 8,4 2100 1700 

1 

5 30,3 16,0 

10 31,2 16,0 

15 28,7 16,0 

20 27,5 16,0 

30 24,7 16,0 

45 20,8 16,5 

60 16,6 17,0 >0,8 2400 2000 


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 33,3 15,0 8,1 2600 2100 

1 

5 32,8 16,0 

10 31,8 16,0 

15 29,6 16,0 

20 27,3 16,0 

30 25,1 16,0 

45 20,7 16,0 

60 17,0 16,0 >0,8 2400 2100 


Tid, 

min 

NH 4 -N, 

mg/l 

Temperatur, 

°C 

PO 4 -P, 

mg/l 

pH SS, 

mg/l 

VSS, 

mg/l 

0 23,7 15,0 7,5 1900 1600 23,7 

1 

5 24,5 16,0 24,5 

10 22,5 16,0 22,5 

15 24,2 16,0 24,2 

20 20,6 16,0 20,6 

30 17,3 16,0 17,3 

45 15,5 16,0 15,5 

60 11,9 16,0 >0,8 1800 1500 11,9 

88

SS i Eftersedimentering 1, 

mg/l 


mg/l 

SS i aktivslam 1, mg/l 


SS i returslam 1, mg/l 


Vattenflöde 1, m 3 /d 


Överskottsslamflöde 1, 

m 3 /d 


m 3 /d 

BILAGA 5 – Drift- och labbresultat 

Tabell 45. Beräkning av slamåldern 

Aerob volym 1, m 3 


Slamålder 1, dygn 


Glidande SÅ 1 

över 10 värden, dygn 



Viktad glidande SÅ 1 




Temperatur i 

försedimenteringen, °C 

Teoretisk erforderlig SÅ, 

dygn 

2011-04-01 2700 3000 4300 5600 13332 11066 334 3 2200 2200 8 

2011-04-02 11131 9411 333 11 2200 2200 8 

2011-04-03 5 4 11049 9562 333 33 2200 2200 8 

2011-04-04 4 5 3100 2900 4500 4600 11072 9410 214 17 2200 2200 8 

2011-04-05 10892 9472 166 15 2200 2200 8 

2011-04-06 5 4 2900 3300 5000 5000 10927 9393 164 15 2200 2200 8 

2011-04-07 8 5 10813 8976 276 8 2200 2200 8 

2011-04-08 3000 2800 4900 4900 11731 9536 333 3 2200 2200 8 

2011-04-09 10995 9430 333 3 2200 2200 9 

2011-04-10 7 6 10761 9104 333 5 2200 2200 8 

2011-04-11 7 5 2900 3100 5200 5100 10340 8787 262 54 2200 2200 9 

2011-04-12 12706 11283 157 78 2200 2200 9 

2011-04-13 21 12 2300 2700 4900 4900 13002 10973 110 69 2200 2200 8 

2011-04-14 6 4 10956 9134 82 55 2200 2200 9 

2011-04-15 2800 3500 4700 4500 10627 9045 82 55 2200 2200 9 

2011-04-16 2600 3000 10715 9268 82 55 2200 2200 9 

2011-04-17 6 21 10148 8833 82 55 2200 2200 9 

89




mg/l 


mg/l 








m 3 /d 


m 3 /d 











Temperatur i 



dygn 

2011-04-18 8 17 9915 8410 166 107 2200 2200 9 11,1 

2011-04-19 2700 3200 4700 5400 9929 8350 250 158 2200 2200 5,1 8,3 9 11,1 

2011-04-20 3 8 9750 8221 250 156 2200 2200 9 11,1 

2011-04-21 2800 3400 3300 5000 10099 8364 205 201 2200 2200 9,1 7,4 9 11,1 

2011-04-22 3500 3200 4200 5200 9909 8067 153 236 2200 2200 12,0 5,7 9 11,1 

2011-04-23 9933 7888 117 236 2200 2200 9 11,1 

2011-04-24 9861 7915 141 236 2200 2200 10 10,0 

2011-04-25 4 3 10035 7972 166 236 2200 2200 10 10,0 

2011-04-26 3 6 9769 7858 166 237 2200 2200 10 10,0 

2011-04-27 2600 2900 4400 4300 10219 8221 165 237 2200 2200 7,9 6,3 10 10,0 

2011-04-28 3 6 10074 8242 166 237 2200 2200 10 10,0 

2011-04-29 2800 3000 4000 4400 9810 8068 165 237 2200 2200 9,3 6,3 10 10,0 

2011-04-30 2600 2800 4500 4600 10253 8461 166 237 2200 2200 7,7 5,7 10 10,0 

2011-05-01 3 4 2600 2600 4000 4200 10042 8400 165 237 2200 2200 8,3 5,6 10 10,0 

2011-05-02 3 4 9795 8251 135 208 2200 2200 10 10,0 

2011-05-03 9742 8269 107 197 2200 2200 10 10,0 

2011-05-04 4 4 3100 2600 4800 4400 10325 8447 124 197 2200 2200 10,7 6,4 10 10,0 

2011-05-05 4 5 10865 8934 123 197 2200 2200 10 10,0 

2011-05-06 2800 3200 4500 4000 9090 7315 122 197 2200 2200 11,2 8,9 11 9,0 

2011-05-07 8959 7221 122 197 2200 2200 11 9,0 

90




mg/l 


mg/l 








m 3 /d 


m 3 /d 











Temperatur i 



dygn 

2011-05-08 4 5 3600 2500 4400 3700 8908 7197 122 197 2200 2200 13,8 7,2 9,5 6,8 10,3 6,8 11 9,0 

2011-05-09 8 7 8450 6778 122 197 2200 2200 11 9,0 

2011-05-10 8336 6721 122 198 2200 2200 11 9,0 

2011-05-11 4 7 3100 2800 4600 3700 8645 6975 123 169 2200 2200 11,4 9,1 10,1 6,9 10,8 7,6 11 9,0 

2011-05-12 8815 7231 123 158 2200 2200 11 9,0 

2011-05-13 2900 2500 4300 3800 11235 9203 123 158 2200 2200 12,1 9,2 10,4 7,0 10,3 7,8 11 9,0 

2011-05-14 10186 8561 123 157 2200 2200 11 9,0 

2011-05-15 43 9 11201 9205 123 157 2200 2200 11 9,0 

2011-05-16 40 7 2900 2900 5000 4200 10640 8880 117 186 2200 2200 6,3 7,6 9,9 7,2 10,2 7,7 11 9,0 

2011-05-17 40 7 12218 10234 130 156 2200 2200 11 9,0 

2011-05-18 4 3 3000 2800 4900 4300 9454 7866 123 156 2200 2200 10,3 8,9 10,1 7,5 10,3 8,0 11 9,0 

2011-05-19 9273 7695 124 157 2200 2200 11 9,0 

2011-05-20 2800 2400 4400 3900 9158 7520 123 158 2200 2200 11,4 8,6 10,3 7,7 10,5 8,2 11 9,0 

2011-05-21 9199 7494 123 158 2200 2200 11 9,0 

2011-05-22 6 6 10833 9015 123 157 2200 2200 11 9,0 

2011-05-23 6 5 2700 2700 4900 4500 10458 8641 124 158 2200 2200 8,9 7,9 10,4 7,9 10,3 8,3 12 8,2 

2011-05-24 10496 8538 123 157 2200 2200 12 8,2 

2011-05-25 4 5 3000 2600 4600 3900 9155 7618 123 156 2200 2200 11,0 8,8 10,7 8,3 10,4 8,4 11 9,0 

2011-05-26 9218 7730 123 156 2200 2200 12 8,2 

2011-05-27 3200 2700 4400 4400 10493 8718 107 130 2200 2200 15,0 10,4 11,1 8,7 11,2 8,8 12 8,2 

91




mg/l 


mg/l 








m 3 /d 


m 3 /d 











Temperatur i 



dygn 

2011-05-28 9507 7934 98 117 2200 2200 12 8,2 

2011-05-29 5 6 11000 9015 97 118 2200 2200 12 8,2 

2011-05-30 5 5 3800 3200 5900 4700 9683 7810 97 117 2200 2200 13,5 12,0 11,3 9,0 11,6 9,4 12 8,2 

2011-05-31 9301 7514 114 129 2200 2200 12 8,2 

2011-06-01 3600 2900 4800 4500 9305 7758 130 133 2200 2200 12 8,2 

2011-06-02 8506 7120 148 133 2200 2200 12 8,2 

2011-06-03 9076 7402 148 134 2200 2200 12 8,2 

2011-06-04 8733 7195 148 134 2200 2200 12 8,2 

2011-06-05 8737 7128 148 134 2200 2200 12 8,2 

2011-06-06 8 10 9191 7470 148 134 2200 2200 13 7,4 

2011-06-07 26 10 2600 2400 5900 5200 13107 10723 144 122 2200 2200 4,8 7,1 10,4 8,9 10,4 9,1 13 7,4 

2011-06-08 4 5 5400 3500 5900 5400 10102 8315 160 130 2200 2200 12,1 10,4 10,5 9,1 10,7 9,3 13 7,4 

2011-06-09 25 20 2500 2200 6200 5500 13928 11575 165 134 2200 2200 4,0 5,0 9,7 8,7 9,3 8,5 14 6,7 

2011-06-10 3200 3100 5600 4700 9697 7985 165 133 2200 2200 13 7,4 

2011-06-11 9344 7628 164 133 2200 2200 13 7,4 

2011-06-12 13 15 9172 7426 164 133 2200 2200 13 7,4 

2011-06-13 15 16 3700 3100 5100 4500 9352 7462 135 127 2200 2200 9,8 9,9 10,1 8,9 9,5 8,7 13 7,4 

2011-06-14 9153 7462 135 127 2200 2200 13 7,4 

2011-06-15 8611 7251 157 133 2200 2200 13 7,4 

2011-06-16 14 10 3400 3200 4100 4400 8837 7418 164 134 2200 2200 9,4 10,6 10,0 9,1 9,7 9,3 13 7,4 

92




mg/l 


mg/l 








m 3 /d 


m 3 /d 











Temperatur i 



dygn 

2011-06-17 11082 9239 163 133 2200 2200 14 6,7 

2011-06-18 9092 7785 163 134 2200 2200 13 7,4 

2011-06-19 16 22 10322 8753 163 133 2200 2200 14 6,7 

2011-06-20 3200 2800 4500 4600 8886 7435 163 133 2200 2200 14 6,7 

2011-06-21 8698 7361 181 150 2200 2200 14 6,7 

2011-06-22 13 37 3300 3000 5200 4400 8863 7254 198 157 2200 2200 6,3 6,9 9,5 8,9 8,5 8,0 14 6,7 

2011-06-23 3300 2300 6700 5300 15304 12710 205 158 2200 2200 14 6,7 

2011-06-24 10569 8900 204 158 2200 2200 14 6,7 

2011-06-25 11 25 9441 7962 204 158 2200 2200 14 6,7 

2011-06-26 11 25 9766 8172 204 157 2200 2200 14 6,7 

2011-06-27 3200 3000 4300 3500 9599 7810 204 157 2200 2200 14 6,7 

2011-06-28 9461 7677 203 157 2200 2200 15 6,1 

2011-06-29 7 42 3300 2600 3700 3500 9280 7524 211 165 2200 2200 8,6 6,4 9,4 8,7 8,7 8,4 15 6,1 

2011-06-30 7 40 9610 8085 238 141 2200 2200 15 6,1 

2011-07-01 2500 2500 3100 3900 9080 8054 226 162 2200 2200 15 6,1 

2011-07-02 15058 12417 115 196 2200 2200 15 6,1 

2011-07-03 37 14244 11238 40 198 2200 2200 15 6,1 

2011-07-04 4 15 1800 1800 6400 4700 12195 9244 40 198 2200 2200 13,0 3,7 9,6 8,2 9,2 7,3 15 6,1 

2011-07-05 4 30 2300 2300 11670 8560 40 197 2200 2200 15 6,1 

2011-07-06 8 39 2900 2900 5500 4400 10634 7813 59 163 2200 2200 15,6 6,2 9,7 7,8 10,2 6,9 15 6,1 

93




mg/l 


mg/l 








m 3 /d 


m 3 /d 











Temperatur i 



dygn 

2011-07-07 10668 8048 82 90 2200 2200 15 6,1 

2011-07-08 3000 3000 7000 4200 12668 10126 64 61 2200 2200 15 6,1 

2011-07-09 10386 8164 57 55 2200 2200 15 6,1 

2011-07-10 28 16 9774 7639 67 49 2200 2200 15 6,1 

2011-07-11 20 12 3600 3600 5100 3400 9730 7461 82 27 2200 2200 12,9 43,7 9,7 11,0 11,0 13,6 15 6,1 

2011-07-12 9630 7661 129 22 2200 2200 15 6,1 

2011-07-13 37 15 3200 3200 4800 1900 11649 9603 165 23 2200 2200 5,8 37,5 9,7 14,0 10,2 18,4 15 6,1 

2011-07-14 14719 12487 165 23 2200 2200 15 6,1 

2011-07-15 3400 2400 4500 3400 11051 9324 165 23 2200 2200 15 6,1 

2011-07-16 10267 8583 165 23 2200 2200 15 6,1 

2011-07-17 32 9 10485 8939 165 23 2200 2200 15 6,1 

2011-07-18 25 12 2200 2600 5700 5000 13270 10969 165 23 2200 2200 3,8 23,2 8,9 15,3 8,9 20,1 15 6,1 

2011-07-19 9714 8007 165 23 2200 2200 15 6,1 

2011-07-20 26 8 2600 2700 4900 5200 9884 8291 109 22 2200 2200 7,2 32,9 9,2 18,1 8,6 23,2 15 6,1 

2011-07-21 22 10 11828 10262 123 23 2200 2200 15 6,1 

2011-07-22 2700 2900 5900 5200 17974 14852 93 29 2200 2200 10,8 42,3 9,3 21,3 9,1 26,2 15 6,1 

2011-07-23 17518 14517 82 39 2200 2200 15 6,1 

2011-07-24 14960 12128 80 39 2200 2200 15 6,1 

2011-07-25 17221 14088 69 39 2200 2200 15 6,1 

2011-07-26 6 4 13476 10713 66 39 2200 2200 15 6,1 

94




mg/l 


mg/l 








m 3 /d 


m 3 /d 











Temperatur i 



dygn 

2011-07-27 17 15 3000 3000 6000 5000 13476 9964 77 56 2200 2200 9,6 15,4 9,4 21,8 9,4 26,1 15 6,1 

2011-07-28 42 22 13202 10949 110 62 2200 2200 15 6,1 

2011-07-29 3300 2400 6400 5000 16223 13642 152 47 2200 2200 15 6,1 

2011-07-30 14700 12265 165 38 2200 2200 15 6,1 

2011-07-31 13060 10794 165 38 2200 2200 15 6,1 

2011-08-01 96 12 2800 2300 5300 3400 13085 10989 165 40 2200 2200 2,9 18,9 9,0 23,0 7,9 26,0 15 6,1 

2011-08-02 11371 9417 149 38 2200 2200 15 6,1 

2011-08-03 27 9 2700 2300 4600 3800 11046 9374 163 39 2200 2200 5,7 21,8 8,7 24,6 7,3 25,8 15 6,1 

2011-08-04 11058 9497 180 38 2200 2200 15 6,1 

2011-08-05 10993 9599 189 39 2200 2200 15 6,1 

2011-08-06 10668 9491 188 39 2200 2200 15 6,1 

2011-08-07 6 6 17870 15937 187 38 2200 2200 15 6,1 

2011-08-08 6 10 2300 2800 4300 5600 14872 13063 188 39 2200 2200 5,6 17,6 8,0 25,9 6,8 24,5 15 6,1 

2011-08-09 16894 14980 188 39 2200 2200 15 6,1 

2011-08-10 6 6 2200 2900 5000 6500 16195 14318 189 47 2200 2200 4,6 16,3 6,9 27,0 6,2 22,8 15 6,1 

2011-08-11 13942 15788 188 54 2200 2200 15 6,1 

2011-08-12 2100 3000 5700 6700 15883 17853 189 65 2200 2200 15 6,1 

2011-08-13 14895 16952 189 78 2200 2200 15 6,1 

2011-08-14 6 2 13888 15978 190 78 2200 2200 15 6,1 

2011-08-15 9 5 2100 3200 5400 7000 15857 17942 190 92 2200 2200 4,0 9,6 6,0 23,5 5,6 19,6 15 6,1 

95




mg/l 


mg/l 








m 3 /d 


m 3 /d 











Temperatur i 



dygn 

2011-08-16 14771 17094 176 126 2200 2200 15 6,1 

2011-08-17 6 3 2100 3500 5100 6300 13892 16065 149 152 2200 2200 5,5 7,7 6,0 20,6 5,5 16,7 15 6,1 

2011-08-18 13834 15985 140 165 2200 2200 15 6,1 

2011-08-19 1900 2900 6000 6700 14048 15868 125 165 2200 2200 15 6,1 

2011-08-20 12677 14264 106 164 2200 2200 15 6,1 

2011-08-21 4 3 11926 13430 106 163 2200 2200 15 6,1 

2011-08-22 4 3 2100 2700 6300 6100 16320 14388 88 177 2200 2200 7,5 5,3 6,3 18,8 5,8 13,9 15 6,1 

2011-08-23 13895 12384 65 194 2200 2200 15 6,1 

2011-08-24 3 3 2500 2800 6700 6400 13361 11853 65 194 2200 2200 11,6 4,8 6,8 16,0 6,8 11,4 15 6,1 

2011-08-25 4 3 15862 14232 64 194 2200 2200 15 6,1 

2011-08-26 2600 2500 7300 3200 15619 13796 65 194 2200 2200 15 6,1 

2011-08-27 16479 14588 64 194 2200 2200 15 6,1 

2011-08-28 3 2 17099 15499 64 194 2200 2200 15 6,1 

2011-08-29 4 2 2800 2200 7200 3500 15778 14200 65 195 2200 2200 11,6 6,8 6,8 12,4 7,6 9,7 15 6,1 

2011-08-30 14372 12849 76 179 2200 2200 15 6,1 

2011-08-31 4 3 3100 2400 6900 3000 14152 12646 81 171 2200 2200 11,1 9,6 7,0 11,8 8,4 9,2 15 6,1 

2011-09-01 13120 11609 81 171 2200 2200 15 6,1 

2011-09-02 3000 2100 5700 3900 12655 11287 106 161 2200 2200 15 6,1 

2011-09-03 12253 10954 122 122 2200 2200 15 6,1 

2011-09-04 4 5 12307 10859 122 122 2200 2200 15 6,1 

96




mg/l 


mg/l 








m 3 /d 


m 3 /d 











Temperatur i 



dygn 

2011-09-05 4 5 3400 2500 5400 5200 13994 12693 121 130 2200 2200 10,5 7,4 7,8 10,7 9,0 8,4 15 6,1 

2011-09-06 12442 11240 137 116 2200 2200 15 6,1 

2011-09-07 4 5 2700 2600 7900 5700 15328 14054 163 116 2200 2200 4,4 7,8 7,6 9,3 8,4 7,9 15 6,1 

2011-09-08 3 4 12823 11786 162 116 2200 2200 15 6,1 

2011-09-09 2900 2500 7700 5300 13449 12310 162 116 2200 2200 15 6,1 

2011-09-10 11687 10769 163 116 2200 2200 15 6,1 

2011-09-11 4 5 12343 11396 164 116 2200 2200 15 6,1 

2011-09-12 3 5 2500 2400 5900 5200 12403 11406 164 99 2200 2200 5,5 9,2 7,6 8,5 8,0 7,9 15 6,1 

2011-09-13 12934 11888 164 92 2200 2200 15 6,1 

2011-09-14 3 4 2600 2500 4400 3900 11820 11031 163 92 2200 2200 7,6 13,7 7,9 8,2 8,0 8,8 15 6,1 

2011-09-15 3 5 12316 11361 163 92 2200 2200 15 6,1 

2011-09-16 2400 2700 4500 5400 11713 10853 163 92 2200 2200 15 6,1 

2011-09-17 12010 11359 163 92 2200 2200 15 6,1 

2011-09-18 4 5 12010 11187 163 92 2200 2200 15 6,1 

2011-09-19 4 5 2400 2800 4900 3900 13408 12243 135 80 2200 2200 7,4 16,5 8,3 8,9 7,9 10,3 15 6,1 

2011-09-20 15389 6518 122 34 2200 2200 15 6,1 

2011-09-21 4 18698 0 123 0 2200 2200 15 6,1 

2011-09-22 4 2200 5500 19199 0 123 0 2200 2200 6,4 8,4 7,6 15 6,1 

2011-09-23 2500 5100 14994 3586 123 3 2200 2200 15 6,1 

2011-09-24 10591 10175 122 7 2200 2200 15 6,1 

97




mg/l 


mg/l 








m 3 /d 


m 3 /d 











Temperatur i 



dygn 

2011-09-25 6 5 10225 9916 122 7 2200 2200 15 6,1 

2011-09-26 5 5 4000 1300 6900 3800 10039 9888 191 7 2200 2200 6,4 37,6 8,3 12,6 7,3 15,6 15 6,1 

2011-09-27 9627 9581 246 7 2200 2200 15 6,1 

2011-09-28 4 5 3500 1800 6500 3200 9067 9239 273 7 2200 2200 4,3 57,7 7,5 18,5 6,5 23,9 15 6,1 

2011-09-29 5 5 9168 9255 208 7 2200 2200 15 6,1 

2011-09-30 9345 9400 104 14 2200 2200 15 6,1 

2011-10-01 9152 9255 91 14 2200 2200 15 6,1 

2011-10-02 6 6 8693 9062 91 14 2200 2200 15 6,1 

2011-10-03 5 6 3600 3000 4800 3100 9009 9171 81 14 2200 2200 18,3 67,1 8,2 25,2 8,5 33,0 15 6,1 

2011-10-04 8674 8915 81 15 2200 2200 15 6,1 

2011-10-05 4 6 3600 2800 6000 7100 8891 9213 102 15 2200 2200 12,2 38,1 8,3 28,3 9,2 35,5 15 6,1 

2011-10-06 9 10 11541 10738 123 41 2200 2200 15 6,1 

2011-10-07 3600 2800 4600 4300 9902 9695 154 43 2200 2200 15 6,1 

2011-10-08 10832 10338 164 44 2200 2200 14 6,7 

2011-10-09 5 4 11375 10613 164 45 2200 2200 14 6,7 

2011-10-10 6 5 3000 3100 8400 7600 15264 13051 163 44 2200 2200 4,5 17,1 7,7 29,4 8,5 34,0 14 6,7 

2011-10-11 11264 10472 164 45 2200 2200 14 6,7 

2011-10-12 3 3 3100 3400 7200 5300 11356 10405 164 45 2200 2200 5,6 27,7 7,8 31,6 7,2 34,0 14 6,7 

2011-10-13 4 4 11831 10640 165 44 2200 2200 14 6,7 

2011-10-14 3200 3100 7700 6600 11319 9732 164 44 2200 2200 14 6,7 

98




mg/l 


mg/l 








m 3 /d 


m 3 /d 











Temperatur i 



dygn 

2011-10-15 10834 9321 163 44 2200 2200 14 6,7 

2011-10-16 6 3 10395 9052 163 44 2200 2200 14 6,7 

2011-10-17 6 6 3100 3500 4400 5700 9505 8351 163 45 2200 2200 8,8 25,1 8,2 33,4 8,3 33,3 14 6,7 

2011-10-18 13190 11006 162 66 2200 2200 14 6,7 

2011-10-19 4 4 3100 3200 6000 5100 9890 9062 162 74 2200 2200 6,7 17,0 8,1 33,8 8,1 30,8 14 6,7 

2011-10-20 9806 9063 162 74 2200 2200 14 6,7 

2011-10-21 2900 3400 6100 5100 10209 9183 153 76 2200 2200 14 6,7 

2011-10-22 9662 8657 164 74 2200 2200 13 7,4 

2011-10-23 5 4 9609 8687 164 74 2200 2200 13 7,4 

2011-10-24 6 4 3000 3200 4400 4900 8970 8360 164 74 2200 2200 8,5 17,8 8,2 33,9 8,2 27,9 13 7,4 

2011-10-25 8702 7912 164 74 2200 2200 13 7,4 

2011-10-26 10 4 2800 3200 4500 4400 9025 8171 164 74 2200 2200 7,4 19,6 8,3 32,5 8,0 25,9 13 7,4 

2011-10-27 8834 8139 164 74 2200 2200 13 7,4 

2011-10-28 8605 7967 136 101 2200 2200 13 7,4 

2011-10-29 8843 8209 122 112 2200 2200 13 7,4 

2011-10-30 11 4 8997 8371 129 112 2200 2200 13 7,4 

2011-10-31 9 3 3000 3200 4600 5700 8375 7845 122 112 2200 2200 10,4 10,6 8,7 29,8 8,4 22,0 13 7,4 

2011-11-01 8499 7875 122 111 2200 2200 14 6,7 

2011-11-02 11 4 2900 3100 4200 4900 8225 7797 122 111 2200 2200 10,6 11,9 9,3 25,2 8,4 17,5 13 7,4 

2011-11-03 6 3 8474 8066 122 111 2200 2200 13 7,4 

99




mg/l 


mg/l 








m 3 /d 


m 3 /d 











Temperatur i 



dygn 

2011-11-04 2800 3100 4400 4900 8703 8226 122 111 2200 2200 13 7,4 

2011-11-05 8921 8341 122 111 2200 2200 13 7,4 

2011-11-06 8 3 8906 8337 122 110 2200 2200 13 7,4 

2011-11-07 11 3 2700 3100 4400 4700 8172 7846 97 89 2200 2200 11,5 15,4 8,6 20,0 9,2 16,9 13 7,4 

2011-11-08 8263 7986 80 73 2200 2200 13 7,4 

2011-11-09 7 3 2600 3300 5000 5200 7898 7723 80 73 2200 2200 12,6 18,0 8,7 18,0 9,8 16,3 13 7,4 

2011-11-10 7760 7608 52 46 2200 2200 13 7,4 

2011-11-11 3000 2800 5200 4800 7953 7773 39 36 2200 2200 13 7,4 

2011-11-12 7977 7851 40 36 2200 2200 13 7,4 

2011-11-13 8 10 7996 7793 40 36 2200 2200 13 7,4 

2011-11-14 8 12 3100 3400 5600 5600 7901 7598 40 36 2200 2200 23,7 25,5 10,6 18,9 12,6 17,9 13 7,4 

2011-11-15 7591 7398 39 35 2200 2200 13 7,4 

2011-11-16 7 5 3700 3200 5800 5400 7672 7558 69 36 2200 2200 17,9 30,3 11,8 19,1 13,8 19,6 13 7,4 

2011-11-17 8 7 7630 7721 92 36 2200 2200 13 7,4 

2011-11-18 3600 3000 5400 5200 7725 7809 97 36 2200 2200 13 7,4 

2011-11-19 7921 7987 97 36 2200 2200 13 7,4 

2011-11-20 10 15 7652 7842 97 36 2200 2200 13 7,4 

2011-11-21 10 21 3900 3100 5500 5200 7786 7963 130 36 2200 2200 10,8 19,2 12,0 18,6 13,8 20,0 13 7,4 

2011-11-22 7421 7680 185 36 2200 2200 12 8,2 

2011-11-23 8 10 3400 3100 5900 4600 7350 7800 205 35 2200 2200 5,9 28,5 11,9 19,7 12,6 21,8 12 8,2 

100




mg/l 


mg/l 








m 3 /d 


m 3 /d 











Temperatur i 



dygn 

2011-11-24 7 7 7217 7649 205 34 2200 2200 12 8,2 

2011-11-25 3200 3100 4300 5100 7162 7723 225 35 2200 2200 12 8,2 

2011-11-26 8241 8679 205 36 2200 2200 12 8,2 

2011-11-27 13 21 10546 10066 206 34 2200 2200 12 8,2 

2011-11-28 9 10 3100 3400 6100 6500 10546 10066 206 34 2200 2200 5,0 23,3 11,6 20,3 11,4 22,5 12 8,2 

2011-11-29 10996 10491 205 34 2200 2200 11 9,0 

2011-11-30 5 7 3400 3800 5800 5600 8296 8737 206 35 2200 2200 6,1 32,5 11,5 21,5 10,4 24,7 12 8,2 

2011-12-01 8005 8490 205 35 2200 2200 12 8,2 

2011-12-02 3000 4000 5100 6700 8426 8764 206 35 2200 2200 12 8,2 

2011-12-03 11123 10157 123 143 2200 2200 11 9,0 

2011-12-04 6 7 11525 10825 124 143 2200 2200 11 9,0 

2011-12-05 5 11 3600 3300 6000 5300 9174 9225 123 142 2200 2200 10,1 8,5 11,4 21,3 10,1 22,4 11 9,0 

2011-12-06 9004 9111 123 142 2200 2200 11 9,0 

2011-12-07 7 9 3700 3200 6200 5100 9617 9390 122 142 2200 2200 9,9 8,7 11,4 21,0 9,9 20,1 11 9,0 

2011-12-08 9603 9341 121 142 2200 2200 11 9,0 

2011-12-09 13728 11807 121 140 2200 2200 10 10,0 

2011-12-10 11109 10516 121 141 2200 2200 11 9,0 

2011-12-11 10221 9908 122 144 2200 2200 11 9,0 

2011-12-12 4300 3000 7400 4700 10830 9887 182 144 2200 2200 7,0 11 9,0 

2011-12-13 11 9,0 

101

SV 1, ml/l 

SS-halt i AS1, mg/l 

V SS-halt i AS1, mg/l 

DSVI 1, g/ml 

DSV 1, ml/l 

pH 1 

SVI 1, g/ml 

SS-halt i RS1, mg/l 

V SS-halt i RS1, mg/l 

SV 2, ml/l 


VSS-halt i RS2, mg/l 

DSVI 2, g/ml 

DSV 2, ml/l 

pH 2 

SVI 2, g/ml 


V SS-halt i RS2, 

mg/l 

Tabell 46. Driftdata och labbresultat. 

2011-04-01 820 2700 2100 173 140 7 304 4300 3300 660 3000 2300 133 120 6,7 220 5600 4400 

2011-04-04 860 3100 2500 193 180 7,2 277 4500 3500 700 2900 2300 138 120 6,9 241 4600 3600 

2011-04-06 860 2900 2300 207 180 7,1 297 5000 3900 820 3300 2600 142 140 6,8 249 5000 4000 

2011-04-08 1000 3000 2300 178 160 6,8 333 4900 3800 720 2800 2200 167 140 7 257 4900 3800 

2011-04-11 860 2900 2300 184 160 6,8 297 5200 4100 810 3100 2400 150 140 6,8 261 5100 4000 

2011-04-13 940 2300 1800 174 120 6,7 409 4900 3900 900 2700 2100 148 120 6,7 333 4900 3800 

2011-04-15 1000 2800 2200 167 140 6,7 357 4700 3700 840 3500 2700 190 200 6,9 240 4500 3500 

2011-04-16 760 2600 2000 231 180 820 3000 2300 178 160 

2011-04-19 900 2700 2100 197 160 6,8 333 4700 3700 900 3200 2500 187 180 6,8 281 5400 4200 

2011-04-21 900 2800 2200 190 160 6,7 321 3300 2600 920 3400 2600 186 190 6,7 271 5000 3900 

2011-04-22 1000 3500 2000 133 140 6,8 286 4200 3300 960 3200 2500 187 180 6,8 300 5200 4100 

2011-04-27 800 2600 2100 205 160 6,8 308 4400 3500 840 2900 2300 184 160 6,7 290 4300 3400 

2011-04-29 860 2800 2200 190 160 6,8 307 4000 3200 880 3000 2400 178 160 6,8 293 4400 3500 

2011-04-30 880 2600 2100 179 140 6,7 339 4500 3600 860 2800 2200 190 160 6,7 307 4600 3600 

2011-05-01 780 2600 2100 179 140 6,7 300 4000 3200 720 2600 2100 205 160 6,7 277 4200 3400 

2011-05-04 860 3100 2500 193 180 7 277 4800 3900 900 2600 2100 192 150 6,7 346 4400 3500 

2011-05-06 900 2800 2300 190 160 6,7 321 4500 3600 840 3200 2600 229 220 7 263 4000 3200 

2011-05-08 830 3600 2900 204 220 7 231 4400 3500 880 2500 2000 187 140 6,8 352 3700 3000 

2011-05-11 820 3100 2500 193 180 6,8 265 4600 3700 750 2800 2200 190 160 6,8 268 3700 3000 

102

SV 1, ml/l 



DSVI 1, g/ml 

DSV 1, ml/l 

pH 1 

SVI 1, g/ml 



SV 2, ml/l 



DSVI 2, g/ml 

DSV 2, ml/l 

pH 2 

SVI 2, g/ml 



mg/l 

2011-05-13 880 2900 2300 184 160 7 303 4300 3500 850 2500 2000 213 160 6,6 340 3800 3100 

2011-05-16 960 2900 2300 207 180 6,9 331 5000 4000 860 2900 2300 195 170 7,2 297 4200 3300 

2011-05-18 860 3000 2400 200 180 6,7 287 4900 4000 940 2800 2200 190 160 6,5 336 4300 3500 

2011-05-20 920 2800 2200 214 180 6,5 328 4400 3500 800 2400 1900 194 140 6,8 333 3900 3100 

2011-05-23 940 2700 2100 197 160 6,4 348 4900 3900 780 2700 2200 197 160 6,7 289 4500 3500 

2011-05-25 920 3000 2400 200 180 6,5 307 4600 3600 820 2600 2100 192 150 6,5 315 3900 3000 

2011-05-27 940 3200 2500 208 200 6,6 294 4400 3400 840 2700 2100 197 160 6,6 311 4400 3400 

2011-05-30 940 3800 2900 210 240 6,9 247 5900 4600 920 3200 2500 187 180 6,8 288 4700 3600 

2011-06-01 940 3600 2800 194 210 6,7 261 4800 3800 920 2900 2300 230 200 6,8 317 4500 3500 

2011-06-07 580 2600 2100 159 120 6,7 223 5900 4700 710 2400 1900 194 140 6,7 296 5200 5200 

2011-06-08 860 5400 159 5900 900 3500 257 5400 

2011-06-09 600 2500 1900 160 120 6,7 240 6200 4800 640 2200 1700 182 120 6,6 291 5500 4300 

2011-06-10 840 3200 167 160 7 263 5600 940 3100 193 180 6,7 303 4700 

2011-06-13 820 3700 2900 153 170 7 222 5100 3900 980 3100 2400 183 170 6,8 317 4500 3400 

2011-06-16 620 3400 2700 118 120 6,7 182 4100 3200 880 3200 2400 187 180 6,6 275 4400 3400 

2011-06-20 520 3200 2500 104 100 6,9 163 4500 3600 960 2800 2200 190 160 6,7 343 4600 3600 

2011-06-22 440 3300 2600 101 100 6,9 133 5200 4100 960 3000 2400 178 160 6,7 320 4400 3500 

2011-06-23 280 3300 2600 101 100 6,8 85 6700 5200 800 2300 1800 174 120 6,7 348 5300 4200 

2011-06-27 300 3200 104 100 6,7 94 4300 760 3000 133 120 6,7 253 3500 

2011-06-28 340 

2011-06-29 260 3300 2500 81 80 6,6 79 3700 2900 770 2600 2100 179 140 6,9 296 3500 2700 

103

SV 1, ml/l 



DSVI 1, g/ml 

DSV 1, ml/l 

pH 1 

SVI 1, g/ml 



SV 2, ml/l 



DSVI 2, g/ml 

DSV 2, ml/l 

pH 2 

SVI 2, g/ml 



mg/l 

2011-07-01 200 2500 1900 53 40 6,8 80 3100 2400 760 3400 2700 157 160 6,9 224 3900 3100 

2011-07-04 140 1800 1400 37 20 7 78 6400 5000 740 3300 2500 101 100 6,6 224 4700 3600 

2011-07-05 200 2300 1800 87 60 87 500 2700 2100 123 100 185 

2011-07-06 420 2900 2300 114 100 6,6 1445 5500 4300 480 2800 2100 95 80 6,6 171 4400 3400 

2011-07-08 420 3000 2300 111 100 6,6 140 7000 5500 340 2700 2100 74 60 6,9 126 4200 3300 

2011-07-11 660 3600 2800 130 140 6,9 183 5100 4000 500 2500 2000 107 80 6,8 200 3400 2600 

2011-07-13 400 3200 2500 146 140 6,9 125 4800 3800 280 2400 1900 111 80 6,9 117 1900 1500 

2011-07-15 640 3400 137 140 6,4 188 4500 280 2400 55 40 6,7 117 3400 

2011-07-18 560 2200 1700 136 90 6,5 255 5700 4500 200 2600 2000 90 70 6,7 77 5000 3900 

2011-07-20 580 2600 2100 128 100 6,7 223 4900 3900 260 2700 2100 99 80 6,7 96 5200 4100 

2011-07-22 490 2700 148 120 6,9 181 5900 210 2900 92 80 6,9 72 5200 

2011-07-27 3000 2100 155 140 7,2 6000 5100 3000 2100 89 80 7,1 5000 4100 

2011-07-29 700 3300 2500 121 120 6,7 212 6400 5000 200 2400 1900 83 60 7 83 5000 3800 

2011-08-01 400 2800 2100 119 100 6,7 143 5300 4100 180 2300 1800 87 60 6,8 78 3400 2700 

2011-08-03 260 2700 2100 111 90 6,9 96 4600 3600 180 2300 1700 87 60 6,9 78 3800 2900 

2011-08-05 320 2700 2100 99 80 6,8 119 5400 4200 200 2800 2100 71 60 6,8 71 4700 3700 

2011-08-08 200 2300 1800 101 70 6,8 87 4300 3300 200 2800 2200 95 80 6,9 71 5600 4300 

2011-08-10 200 2200 1600 106 70 6,7 91 5000 3800 220 2900 2200 92 80 6,7 76 6500 4900 

2011-08-12 180 2100 1600 95 60 6,7 86 5700 4400 220 3000 2300 89 80 6,8 73 6700 5100 

2011-08-15 160 2100 1600 95 60 6,7 76 5400 4100 240 3200 2400 83 80 6,8 75 7000 5300 

2011-08-17 150 2100 1600 63 40 6,9 71 5100 3900 250 3500 2600 76 80 6,8 71 6300 4600 

104

SV 1, ml/l 



DSVI 1, g/ml 

DSV 1, ml/l 

pH 1 

SVI 1, g/ml 



SV 2, ml/l 



DSVI 2, g/ml 

DSV 2, ml/l 

pH 2 

SVI 2, g/ml 



mg/l 

2011-08-19 140 1900 1400 70 40 6,9 74 6000 4400 220 2900 2100 92 80 7 76 6700 4900 

2011-08-22 140 2100 63 40 7 67 6300 200 2700 74 60 6,9 74 6100 

2011-08-24 160 2500 1900 53 40 6,8 64 6700 5000 200 2800 2100 71 60 6,8 71 6400 4800 

2011-08-26 160 2600 1900 77 60 6,8 62 7300 5400 180 2500 1900 80 60 6,8 72 3200 2400 

2011-08-29 200 2800 2000 71 60 6,9 71 7200 5200 160 2200 1600 91 60 7 73 3500 2500 

2011-08-31 200 3100 2300 86 80 7,1 65 6900 5000 140 2400 1800 83 60 7 58 3000 2200 

2011-09-02 240 3000 2100 89 80 7 80 5700 4200 160 2100 1500 63 40 7 76 3900 2800 

2011-09-05 260 3400 2500 78 80 6,9 76 5400 4100 150 2500 1900 80 60 6,9 60 5200 3900 

2011-09-07 240 2700 2000 99 80 6,8 89 7900 5900 140 2600 2000 77 60 7 54 5700 4400 

2011-09-09 220 2900 2200 92 80 7 76 7700 5700 140 2500 1900 80 60 7 56 5300 4000 

2011-09-12 200 2500 1900 80 60 6,8 80 5900 4400 140 2400 1800 56 40 6,9 58 5200 3900 

2011-09-14 200 2600 103 80 7 77 4400 140 2500 53 40 7 56 3900 

2011-09-16 200 2400 1800 83 60 7 83 4500 3500 160 2700 2000 74 60 7 59 5400 4200 

2011-09-19 200 2400 1800 83 60 6,9 83 4900 3700 160 2800 2100 71 60 6,9 57 3900 3000 

2011-09-22 200 2200 1700 106 70 6,9 91 5500 4200 

2011-09-23 240 2500 1900 107 80 6,9 96 5100 3900 

2011-09-26 300 4000 3100 83 100 6,9 75 6900 5300 120 1300 1000 103 40 7,1 92 3800 2900 

2011-09-28 270 3500 2700 95 100 6,8 77 6500 4900 140 1800 1400 74 40 6,8 78 3200 2500 

2011-09-29 240 3200 2400 83 80 7 75 5400 4100 140 1900 1500 88 50 6,7 74 3400 2600 

2011-09-30 230 3200 62 60 7,1 72 5000 3900 150 2400 56 40 6,8 63 2500 1900 

2011-10-03 270 3600 2900 56 60 6,8 75 4800 3900 160 3000 2400 67 60 7 53 3100 2500 

105

SV 1, ml/l 



DSVI 1, g/ml 

DSV 1, ml/l 

pH 1 

SVI 1, g/ml 



SV 2, ml/l 



DSVI 2, g/ml 

DSV 2, ml/l 

pH 2 

SVI 2, g/ml 



mg/l 

2011-10-05 300 3600 2900 93 100 6,8 83 6000 4700 200 2800 2200 71 60 7 71 7100 5600 

2011-10-07 340 3600 2800 93 100 6,9 94 4600 3600 220 2800 2200 95 80 6,7 79 4300 3400 

2011-10-10 280 3000 2400 111 100 6,8 93 8400 6600 240 3100 2500 86 80 6,9 77 7600 6000 

2011-10-12 320 3100 107 100 6,8 103 7200 250 3400 98 100 7 74 5300 

2011-10-14 280 3200 2500 104 100 6,7 88 7700 6000 260 3100 2400 97 90 6,9 84 6600 5100 

2011-10-17 310 3100 2500 107 100 6,9 100 4400 3500 250 3500 2800 95 100 6,6 71 5700 4400 

2011-10-19 320 3100 2500 107 100 6,6 103 6000 4800 280 3200 2500 83 80 6,9 88 5100 4000 

2011-10-21 320 2900 2400 115 100 6,9 110 6100 4900 280 3400 2700 98 100 6,7 82 5100 4100 

2011-10-24 400 3000 2400 133 120 7 133 4400 3500 320 3200 2500 104 100 6,7 100 4900 3800 

2011-10-26 350 2800 2200 119 100 6,9 125 4500 3600 340 3200 2500 104 100 6,7 106 4400 3500 

2011-10-28 430 2500 2000 133 100 6,7 172 4700 3800 340 3300 2700 101 100 7 103 5100 4100 

2011-10-31 420 3000 2400 133 120 7 140 4600 3800 410 3200 2600 104 100 6,7 128 5700 4700 

2011-11-02 460 2900 2300 149 130 6,99 159 4200 3500 440 3100 2500 118 110 6,76 142 4900 4000 

2011-11-04 460 2800 2200 143 120 6,9 164 4400 3500 390 3100 2500 129 120 7 126 4900 4000 

2011-11-07 680 2700 2100 148 120 6,8 252 4400 3600 470 3100 2500 129 120 6,8 152 4700 3900 

2011-11-09 680 2600 2200 1554 120 6,8 262 5000 4100 410 3300 2700 121 120 6,98 124 5200 4300 

2011-11-11 460 3000 2400 133 120 7 153 5200 4200 500 2800 2200 131 110 6,7 178 4800 3900 

2011-11-14 630 3100 2500 129 120 7 203 5600 4500 540 3400 2700 108 110 6,8 159 5600 4500 

2011-11-16 560 3700 3000 108 120 6,9 151 5800 4700 620 3200 2600 125 120 6,8 194 5400 4400 

2011-11-18 460 3600 111 120 6,9 128 5400 630 3000 144 130 6,7 210 5200 

2011-11-21 440 3900 3100 94 110 7 113 5500 4400 720 3100 2500 129 120 6,8 233 5200 4100 

106

SS-halt i 

eftersedimentering 1, 

mg/l 

SS-halt i 


mg/l 

NH4-N i 


mg/l 

NH4-N i 


Ozon: SV, ml/l 

Ozon: SS- halt, mg/l 

Ozon: VSS, mg/l 

Ozon: DVSI, g/ml 

Ozon: DSV, ml/l 

Ozon: pH 

Ozon: SVI, g/ml 

SV 1, ml/l 



DSVI 1, g/ml 

DSV 1, ml/l 

pH 1 

SVI 1, g/ml 



SV 2, ml/l 



DSVI 2, g/ml 

DSV 2, ml/l 

pH 2 

SVI 2, g/ml 



mg/l 

2011-11-23 340 3400 2600 98 100 6,7 100 5900 4700 640 3100 2500 140 130 7 207 4600 3700 

2011-11-25 410 3200 2600 94 90 6,8 128 4300 3500 720 3100 2500 140 130 6,7 232 5100 4100 

2011-11-28 240 3100 2400 86 80 6,9 77 6100 4900 740 3400 2700 137 140 6,7 218 6500 5200 

2011-11-30 240 3400 78 80 7 71 5800 840 3800 140 160 6,8 221 5600 

2011-12-02 220 3000 2400 89 80 6,9 73 5100 4100 880 4000 3200 133 160 6,7 220 6700 5400 

2011-12-05 380 3600 2800 93 100 6,7 106 6500 5200 640 3300 2600 111 110 6,9 194 5300 4200 

2011-12-07 420 3700 90 100 6,7 114 6200 440 3200 115 110 6,9 138 5100 

2011-12-12 480 4300 85 110 6,8 112 7400 260 3000 89 80 6,8 87 4700 

Tabell 47. Analysdata. 

2011-04-03 5 4 5,2 4,1 

2011-04-04 4 5 

2011-04-06 5 4 

2011-04-07 8 5 5,3 2,7 

107

SS-halt i 


mg/l 

SS-halt i 


mg/l 

NH4-N i 


mg/l 

NH4-N i 







Ozon: pH 


2011-04-10 7 6 5,3 3,5 

2011-04-11 7 5 

2011-04-13 21 12 

2011-04-14 6 4 3,8 1,3 

2011-04-17 6 21 5,1 2,3 

2011-04-18 8 17 

2011-04-20 3 8 4,9 1,3 

2011-04-25 4 3 8,3 3,3 

2011-04-26 3 6 

2011-04-28 3 6 4,7

SS-halt i 


mg/l 

SS-halt i 


mg/l 

NH4-N i 


mg/l 

NH4-N i 







Ozon: pH 


2011-05-18 4 3 

2011-05-19

SS-halt i 


mg/l 

SS-halt i 


mg/l 

NH4-N i 


mg/l 

NH4-N i 







Ozon: pH 


2011-06-25 11 25

SS-halt i 


mg/l 

SS-halt i 


mg/l 

NH4-N i 


mg/l 

NH4-N i 







Ozon: pH 


2011-07-22 600 4900 408 110 6,4 123 

2011-07-26 6 4 

2011-07-27 17 15

SS-halt i 


mg/l 

SS-halt i 


mg/l 

NH4-N i 


mg/l 

NH4-N i 







Ozon: pH 


2011-08-25 4 3 

2011-08-26 400 5400 4000 247 110 6,9 74 

2011-08-27

SS-halt i 


mg/l 

SS-halt i 


mg/l 

NH4-N i 


mg/l 

NH4-N i 







Ozon: pH 


2011-09-19 4 5 600 4800 3400 416 110 7 125 

2011-09-21 4 7,9 

2011-09-22 4 4,6 680 4700 482 120 7 144 

2011-09-25 6 5

SS-halt i 


mg/l 

SS-halt i 


mg/l 

NH4-N i 


mg/l 

NH4-N i 







Ozon: pH 


2011-10-24 6 4

SS-halt i 


mg/l 

SS-halt i 


mg/l 

NH4-N i 


mg/l 

NH4-N i 







Ozon: pH 


2011-11-30 5 7

Tot-P filt, 

försedimentering, mg/l 

2011-06-27 00:00 0,41 

Tot-P filt, 


mg/l 

Tot-P filt, eftersedimentering 2, 

mg/l 

2011-06-28 00:00 0,51 0,39 0,29 

2011-06-29 00:00 0,47 

2011-06-30 00:00 0,59 0,53 0,4 

2011-07-03 00:00 0,3 0,43 

2011-07-04 00:00 0,4 

2011-07-05 00:00 0,6 0,34 0,44 

2011-07-06 00:00 0,67 

2011-07-07 00:00 0,7 0,49 0,54 

2011-07-10 00:00 0,93 0,67 0,71 

2011-07-11 00:00 0,86 

2011-07-12 00:00 0,79 0,68 0,72 

2011-07-13 00:00 0,36 

2011-07-14 00:00 0,08 0,33 0,31 

2011-07-17 00:00 0,11 0,16 0,19 

2011-07-18 00:00 0,23 

2011-07-19 00:00 0,59 0,27 0,33 

2011-07-20 00:00 0,8 

2011-07-21 00:00 1,2 0,78 0,8 

2011-07-24 00:00 0,65 0,45 0,56 

2011-07-28 00:00 0,55 0,5 0,57 

2011-07-31 00:00 0,35 0,28 0,3 

2011-08-01 00:00 0,8 

2011-08-02 00:00 0,46 0,34 0,31 

2011-08-03 00:00 0,71 

116

Tot-P filt, 


Tot-P filt, 


mg/l 


mg/l 

2011-08-04 00:00 0,92 0,7 0,61 

2011-08-07 00:00 0,31 0,58 0,65 

2011-08-08 00:00 0,32 

2011-08-09 00:00 0,3 0,29 0,36 

2011-08-10 00:00 0,34 

2011-08-11 00:00 0,47 0,36 0,44 

2011-08-14 00:00 0,49 0,35 0,39 

2011-08-15 00:00 0,32 

2011-08-16 00:00 0,28 0,27 0,33 

2011-08-17 00:00 0,3 

2011-08-18 00:00 0,34 0,27 0,32 

2011-08-21 00:00 0,5 0,36 

2011-08-22 00:00 0,35 

2011-08-23 00:00 0,38 0,31 0,34 

2011-08-24 00:00 0,46 

2011-08-25 00:00 0,32 0,36 0,37 

2011-08-28 00:00 0,5 0,24 0,26 

2011-08-29 00:00 0,36 

2011-08-30 00:00 0,37 0,29 0,27 

2011-08-31 00:00 0,38 

2011-09-01 00:00 0,53 0,42 0,49 

2011-09-04 00:00 0,7 0,58 0,68 

2011-09-05 00:00 0,48 

2011-09-06 00:00 0,42 0,41 0,4 

2011-09-06 00:00 0,42 0,41 0,4 

117

Tot-P filt, 


Tot-P filt, 


mg/l 


mg/l 

2011-09-06 00:00 0,42 0,41 0,4 

2011-09-07 00:00 0,3 

2011-09-08 00:00 0,42 0,37 0,41 

2011-09-11 00:00 0,53 0,49 0,47 

2011-09-12 00:00 0,48 

2011-09-13 00:00 0,44 0,41 0,42 

2011-09-15 00:00 0,53 0,47 0,51 

2011-09-18 00:00 0,65 0,51 0,56 

2011-09-19 00:00 0,45 

2011-09-21 00:00 0,57 0,42 

2011-09-22 00:00 0,63 0,47 

2011-09-25 00:00 0,7 0,67 0,43 

2011-09-26 00:00 0,67 

2011-09-27 00:00 0,6 0,67 0,54 

2011-09-28 00:00 0,54 

2011-09-29 00:00 0,37 0,52 0,5 

2011-10-02 00:00 0,47 0,44 0,41 

2011-10-03 00:00 0,36 

2011-10-04 00:00 0,52 0,44 0,42 

2011-10-05 00:00 0,48 

2011-10-06 00:00 0,61 0,6 0,57 

2011-10-09 00:00 0,63 0,52 0,55 

2011-10-10 00:00 0,47 

2011-10-11 00:00 0,57 0,43 0,5 

2011-10-12 00:00 0,56 

118

Tot-P filt, 


2011-10-12 00:00 0,56 

Tot-P filt, 


mg/l 


mg/l 

2011-10-13 00:00 0,66 0,55 0,57 

2011-10-16 00:00 0,53 0,52 

2011-10-17 00:00 0,7 

2011-10-18 00:00 0,74 0,52 0,53 

2011-10-19 00:00 0,98 

2011-10-20 00:00 0,76 0,76 0,79 

2011-10-23 00:00 0,46 0,43 0,47 

2011-10-24 00:00 0,41 

2011-10-25 00:00 0,48 0,34 0,36 

2011-10-26 00:00 0,56 

2011-10-30 00:00 0,74 0,56 0,6 

2011-10-31 00:00 0,77 

2011-11-01 00:00 0,67 0,53 0,59 

2011-11-03 00:00 0,57 0,47 0,53 

2011-11-06 00:00 0,75 0,5 0,57 

2011-11-07 00:00 0,67 

2011-11-08 00:00 0,93 0,72 0,69 

2011-11-09 00:00 0,22 

2011-11-10 00:00 0,27 0,37 0,32 

2011-11-13 00:00 0,33 0,33 0,25 

2011-11-14 00:00 0,29 

2011-11-15 00:00 0,34 0,32 0,23 

2011-11-16 00:00 0,28 

2011-11-17 00:00 0,21 0,3 0,2 

119

Tot-P filt, 


Tot-P filt, 


mg/l 


mg/l 

2011-11-20 00:00 0,59 0,46 0,3 

2011-11-21 00:00 0,61 

2011-11-22 00:00 0,61 0,49 0,32 

2011-11-23 00:00 0,47 

2011-11-24 00:00 0,46 0,45 0,28 

2011-11-27 00:00 0,76 0,63 0,45 

2011-11-28 00:00 0,74 

2011-11-29 00:00 0,69 0,51 0,41 

2011-11-30 00:00 0,9 

2011-12-01 00:00 0,88 0,68 0,54 

2011-12-04 00:00 0,75 0,51 0,66 

2011-12-05 00:00 0,84 

2011-12-06 00:00 0,81 0,54 0,66 

2011-12-07 00:00 0,83 

120

BILAGA 6 - VETENSKAPLIG ARTIKEL 

Ozonation of activated sludge in full-scale at Klagshamn 

WWTP – a way to improve the settling properties 

I. Dimitrova 

Water and Environmental Engineering, Department of Chemical Engineering, Lund University, 

Sweden 

(E-mail: ivelina.dimitrova@vasyd.se) 

Abstract 

The activated sludge at Klagshamn WWTP in Malmö was treated with ozone in order to 

improve the settling properties. Several treatments were performed in full-scale and in 

addition lab-scale tests were performed. Experiences and results from 10 months of 

study are presented. The ozone treatment at the plant resulted in decreased abundance 

of Microthrix parvicella. The nitrification rate tests could not prove any adverse effects of 

ozone on the nitrification rate. 

Microscopic analysis of the sludge was done. Together with control of the sludge volume 

index (SVI), these two parameters have been used for determination of the time for start 

and stop of the treatments. 

Keywords: Activated sludge; ozonation; nitrification; settling properties; full-scale study 

Introduction 

In order to reduce eutrophication 

of seas, lakes and rivers, there are 

requirements including nitrogen 

removal at many Swedish wastewater 

treatment plants. 

One of the most common 

processes to treat wastewater is the 

activated sludge process. Under 

favorable conditions, the 

microorganisms in the activated sludge 

convert the pollutants in the wastewater 

to other products thereby new biomass 

accumulates. The activated sludge 

consists of high concentration of 

bacteria, mostly living in flocks. A 

moderate concentration of filamentous 

bacteria is good for the structure of the 

flock and guaranties good settling 

properties. 

Well-known operational 

problems with activated sludge plants 

are bulking and rising sludge due to 

elevated concentration of filamentous 

bacteria (Jenkins, 2003). At Klagshamn 

WWTP in Malmö, the growth of these 

microorganisms, mainly Microthrix 

parvicella, was observed since 

nitrification was introduced in the 

activated sludge process in 1995. 

Poor settling properties can 

result in sludge loss. Sludge loss can be 

avoided by reducing the hydraulic load 

through the sedimentation, which 

results in reduced treatment capacity at 

the plant. Improving the settling 

characteristics in the sludge is a more 

viable option than reducing the 

hydraulic load. To break down the 

121

filaments by ozone is a way to improve 

the settling properties. 

At Klagshamn WWTP, one test 

with this method has been done in 2008 

(Wennberg et al., 2008). The use of 

ozone was an efficient way to diminish 

filamentous growth. However, only one 

ozone treatment test was done. 

The aim of this study was to 

perform a number of treatments with 

ozone in full-scale at Klagshamn WWTP 

and to obtain more knowledge about 

this method for reducing mainly 

Microthrix parvicella, by which 

conditions to start and stop the 

treatment and how to perform them. 

Furthermore, the nitrification rate was 

studied in lab-scale in order to ascertain 

how the ozonation affects the rate of the 

process. Important parameters such as 

sludge volume index (SVI) and sludge 

volume (SV) were studied and the 

sludge was analyzed microscopically. 

Ozonation plant scheme 

A scheme of the process layout 

for the ozonation plant is shown in 

Figure 1. 

About 5% of the returned sludge 

(RAS) is pumped from basin (1) by 

pump (2) to the reactor. It is possible to 

choose which line should be 

ozonated.Ozone is generated on-site 

from oxygen taken from the air and the 

ozone loaded stream is injected (3) into 

the pipeline by a venture injector. The 

injector mixes the RAS with the ozone, 

which dissolves in the water and reacts 

with the bio-flocks. The process of 

destruction of the filaments takes place 

in the reactor. The HRT in the reactor is 

about 19 minutes then the sludge is 

pumped to the ASP through one of the 

valves (4). Samples directly after the 

reactor can be taken by tap (5). 

Materials and methods 

Klagshamn WWTP 

Klagshamn WWTP has a load of 

approximately 90 000 P.E. and the 

average flow is around 23 000 m 3 /d. 

The wastewater is pumped into the 

plant by 3 pumps. The plant consists of 

screens, grit removal, followed by 

primary clarifiers with chemical preprecipitation. 

The biological treatment 

step is separated into an activated 

sludge process (ASP) for BOD removal 

and nitrification, followed by postdenitrification 

in an MBBR process. The 

last step of the treatment process is 

filtration in sand filter. The sludge 

accumulated in the process is thickened 

and digested under mesofilic conditions. 

The supernatant is returned back to the 

inlet of the plant. 

Figure1. Scheme of the ozonation plant, 1- 

retured sludge pump station, 2- sludge pump, 3- 

venture injector, 4- valves, 5- tap for samples. 

Analysis 

The changes of the sludge 

propertiesduring the ozonation were 

followed by microscopic analysis and by 

studying some important parameters 

such as sludge volume (SV) and the 

diluted SV, according to VAV P54 Aug 1984, 

and the sludge volume index and the 

diluted SVI, according to eqv 1 and 2: 

Eqv 1 

Eqv 2 

122

Treatment 1 

1june-5 july 

0,005 

Treatment 2 

5 july-1 aug 

0,006 

Treatment 3 

1 aug-22sep 

0,005 

Treatment 4 

7 nov-2 dec 

Unknown 

Treatment 5 

2 dec- 13 dec 

Unknown 

where f is a dilution factor. 

The suspended solids (SS) and the VSS 

were analyzed according to SS 0281 12(3). 

The microscopic analyses were 

performed using a Nikon Optiphot- 2 

microscope (x 100) and some of the 

samples were dyed using the Gram 

method (Jenkins, 1993). 

Further, the nitrification rate was 

measured in lab-scale with RAS sludge 

from the ASP aerated in a beaker, 

holding a constant temperature. At the 

beginning of each test NH4Cl and K2HPO4 

solutions were added. The initial 

concentration of NH4-N in the reactor 

was about 30 mg/l. To follow the NH4-N 

reduction, samples were taken in a 

chosen interval and the NH4-N was 

analyzed using FIAstar 5000 according 

to AN 5220-SE ACC to ISO 11732. 

Results and discussion 

Five ozonation treatments of the RAS 

from line 1 and line 2 and ten 

nitrification rate tests were done. 

The results from the ozonation 

treatments are summarized in Table 1 

where some of the most important 

parameters for controlling the ozonation 

treatment can be seen. 

According to (Jenkins, 1993), good 

sedimentation properties can be 

observed at SVI around 150 ml/g. It can 

also be seen that the high SV around 

680-940 ml/l, decreased to around 200- 

260 ml/l at the end of each treatment. 

In Figure 2 data from all five 

treatments and actual SV and SVI are 

shown. The treatment periods of the 

sludge from line 2 are marked with 

dashed lines while the periods of 

treatment of the sludge from line 1 are 

marked with solid lines. Analyzing the 

duration of the treatments, a conclusion 

can be drawn that the sludge from line 2 

is more quickly responding to the ozone 

treatment (the first) than the sludge 

from line 1. 

Table 1. Results from the treatments with ozone 

Period 

Length, days 35 28 53 26 12 

Average SS 

in RS, g/l 

Ozon dose, 

g O3/g SS 

SVbeg/SVend, 

ml/l 

SVIbeg/ 

SVI end, ml/g 

DSVbeg/ 

DSV end, ml/l 

DSVIbeg/ 

DSVI end, ml/g 

5,1 4,2 5,1 5,3 5,5 

940/ 

200 

250/ 

78 

200/ 

80 

190/ 

110 

740/ 

200 

225/ 

78 

100/ 

60 

120/ 

90 

700/ 

200 

210/ 

83 

100/ 

70 

120/ 

105 

680/ 

220 

252/ 

73 

120/ 

80 

148/ 

89 

880/ 

260 

220/ 

87 

160/ 

80 

140/ 

89 

Figure2. SV and SVI are decreasing during the 

ozone treatments. The five different treatments 

are marked in the figure for line 1 with solid 

lines and for line 2 with dashed lines. 

The microscopic analyses are 

important for monitoring the process of 

ozonation. In Figure 3 two pictures of 

the sludge are shown - before and after 

the treatment. The sample taken before 

the treatment started contains vast 

lengths and amounts of Microthix 

123

parvicella, while the filaments are 

reduced and disappearing outside the 

flocks at the sample taken after the 

treatment. 

Figure 3. A- The sample is taken before the third 

ozone treatment was started; B- the sample is 

taken a few weeks after the treatment was 

started. 

Further, the results from the 

nitrification rate tests are shown in 

Figure 4. 

Figure 4. Nitrification rate for the ozonated 

sludge, the sludge from the reference line and 

the sludge taken directly after the reactor at 

20°C. 

A 

B 

How ozone affects nitrification at 

Klagshamn WWTP is a key issue in this 

investigation, since there is already 

experience, Wennberg et al. (2008), that 

say that the problem of filaments occur 

in winter when nitrification rate is 

reduced due to lower water 

temperature. In summary, the tests 

showed no significant results that claim 

that ozone affects the capacity of 

nitrification either positive or negative. 

Conclusions 

Ozonation of RAS in full scale 

seems to be effective and reliable for 

control of the Microthrix parvicella at 

Klagshamn WWTP. 

In all treatments the SV and SVI 

were decreasing and the sludge 

obtained better sedimentation 

properties after the ozonation. 

Microscopy analyses showed that 

Microthrix parvicella disappeared almost 

completely and only individual filaments 

could be observed. 

Any clear conclusions regarding how 

nitrification was affected by the ozone 

could not be drawn. 

References 

Jenkins, D., Richard, M.G., Daigger, G. T. 

(1993). Manual on the causes and 

control of activated sludge bulking and 

foaming. Lewis publishers. ISBN 0- 

87371-873-9. 

Wennberg M., Nyberg U., Mante, J., 

Ryden, M., Jönsson, K., (2009 a) 

Decreasing filamentious growth using 

aluminium-based chemical and ozone at 

Klasghamn WWTP, Presented at IWA 2nd 

Specialized Conference in Krakow, 

Poland, 2009. 

VAV P54 Aug 1984 

FIAstar 5000 according to AN 5220-SE 

ACC to ISO 11732 

124

Ozonering av aktivt slam â ett sÃ¤tt att fÃ¶rbÃ¤ttra ... - Svenskt Vatten

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?

Ozonering av aktivt slam â ett sÃ¤tt att fÃ¶rbÃ¤ttra ... - Svenskt Vatten