Implementation of The LSP-concept in Extended Aeration

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Implementering av LSP-konceptet i LAS-anläggning
_______________________________________________________
Sedimenteringsvolym,
V sed. = 240 l
Sedimenteringsyta, A sed. = 0,2 m 2
Ytbelastning,
v = 0,42 m/h
Ytslambelastning,
v slam ª 1,9 kg SS/m 2 h
Slamhalt i LSP,
SS LSP ª 150-200 mg/l
Slamhalt i AS,
SS AS ª 4500 mg/l
* Målsättningen är en slamålder på 30-35 dygn
3.3.2 Försöksplan
Optimering av uppehållstid i frisimmarsteget
Frisimmarsteget drivs med olika uppehållstider för att fastställa uppehållstidens
betydelse för nedbrytning av organiskt material och tillväxt av frisimmande bakterier
i förhållande till andra tillväxtformer. De uppehållstider som studeras är 2,7 h, 5,3 h,
8 h respektive 12 h. Efter dessa försök bestäms den maximala uppehållstid som ger
tillfredställande resultat, utan störande etablering av mikrodjur. Försöken följs upp
med analyser av COD, SS, olika fraktioner av kväve och fosfor, samt genom
mikrobiologiska karaktäriseringar.
Närsaltsoptimering
Behovet av kväve och fosfor i LSP-steget studeras genom att successivt först minska
fosfordoseringen, med bibehållen hög kvävedosering. Då tillfredställande
fosfordosering erhållits minskas successivt kvävedoseringen. Försöken följs upp med
samma analyser som ovan.
3.3.3 Beräkningar
Följande beräkningar kommer att utföras för pilotanläggningen, för att jämföras med
data från fullskaleanläggningen.
Slambelastning, F
Slambelastning definieras här som förhållandet mellan per dygn tillförd mängd COD
och i luftningsbassängen befintlig mängd slam.
F
Q * COD
=
V * SS
F = slambelastning, kg COD/kg SS och dygn
Q = flöde, m 3 /dygn
V = aerob volym, m 3
__________________________________________________________________
26

Implementering av LSP-konceptet i LAS-anläggning
_______________________________________________________
COD = COD-halt i inkommande vatten, kg COD/m 3
SS = slamhalt i aerob zon, kg SS/m 3
Slamålder, SÅ
Slamålder är den genomsnittliga tid som en slampartikel befinner sig i den aeroba
zonen, definierad som förhållandet mellan den i det biologiska reningssystemet
befintliga slammängd och den per dygn bortförda slammängden.
SÅ =
Q
ö
* SS
V * SS
ö
m
+ Q
u
* SS
u
SÅ =slamålder, dygn
V = aerob volym, m 3
Q u = utgående vattenflöde, m 3 /d
Q ö = flöde av överskottslam, m 3 /d
SS m = medelslamhalt i aeroba zonen, kg SS/m 3
SS ö = slamhalt i överskottslammet, kg SS/m 3
SS u = susphalt i utgående vatten, kg SS/m 3
3.3.4 Analyser
Kemisk syreförbrukning, COD
COD (Chemical Oxygen Demand) anger den del av vattnets föroreningsinnehåll som
kan oxideras med kemiskt oxidationsmedel. Normalt används kaliumdikromat eller
kaliumpermanganat vid hög temperatur i starkt sura lösningar för att få fullständig
oxidation. Förbrukningen av oxidationsmedel är ett mått på innehållet av organisk
substans och räknas om till motsvarande mängd syre, varför resultatet anges i
mg syre/l.
COD-analyserna har utförts med Dr Langes kyvettest, med beteckningen COD LCK
114, och spektrofotometer ISIS 9000.
Suspenderad substans, SS
Halten suspenderad substans bestäms genom att filtrera en viss mängd slam genom
ett vägt G/FA filterpapper. Pappret torkas i 105°C i 2 h, vartefter det vägs på nytt
och slammets torra vikt, SS, kan beräknas. Metod enligt svensk Standard, SS028112.
__________________________________________________________________
27

Implementering av LSP-konceptet i LAS-anläggning
_______________________________________________________
Slamvolymindex, SVI
Slamvolymindex är det vanligaste måttet på sedimenteringsegenskaperna hos slam,
som beräknas genom att dividera slamvolymen (SV) med slamhalten (SS).
Slamvolymen är den mängd slam som erhålls efter 30 minuters sedimentering och
uttrycks i ml/l (VAV, 1984).
För slamvolymer under 300 ml/l beräknas slamvolymindex ur:
SVI
1000 * SV
= (ml/g)
SS
För slamvolymer över 300 ml används formeln:
SVI
SV
100 +
= 1000 *
3
(ml/g)
SS
SV = slamvolym, ml/l
SS = SS-halt, mg/l
Eftersom slamvolymen har legat runt 300 ml har alla beräkningar av slamvolymindex
gjorts utifrån den första formeln för att få jämförbara resultat.
Närsaltsanalyser, olika fraktioner av N och P
Ammoniumkväve har analyserats på färska, filtrerade prover vid Mönsterås Bruk.
Metoden bygger på att provet först destilleras och sedan titreras. Destillationen har
utförts med Kjelltech 2200 Auto Destillation. Efterföljande titrering har utförts
automatiskt med 0,1 M HCL. Ammoniuminnehållet i provet beräknas ur följande
formel (metod från Mönsterås Bruk):
NH
där
4
( V -V
)
HCl,
prov HCl,
blank
* M
N
* N
HCl
*1000
- N =
(mg/l)
V
prov
V HCl,prov = åtgång saltsyra vid titrering av provet (ml)
V HCl,blank = åtgång saltsyra vid titrering av blankprov (ml)
M N = 14,01 g/mol, molmassan för kväve
N HCl = 0,0505 g/l, molaliteten för saltsyra
V prov = provvolym innan destillation (ml)
__________________________________________________________________
28

Implementering av LSP-konceptet i LAS-anläggning
_______________________________________________________
Även fosfatfosfor har analyserats på färska, filtrerade prover vid Mönsterås Bruk.
Analysen bygger på principen att fosfat tillsammans med ammoniummolybdat och
askorbinsyra bildar ett blått komplex. Fosfatinnehållet i provet fås sedan genom att i
spektrofotometer mäta absorbansen vid våglängden 710 nm. Modifierad metod för
Mönsterås Bruk, bygger på Svensk Standard SS-EN1189.
Totalkväve, totalfosfor och nitrat-nitritkväve har analyserats på frysta prover vid
Cenox AB. Metoder enligt Svensk Standard har använts; för totalfosfor SS-EN
1189:1996, för totalkväve SS-EN 11905-1 och för nitrat-nitritkväve SS-EN 13395.
Mikroskopiska karakteriseringar
Mikroskopiska karakteriseringar har främst utförts av Anders Ternström, teknologie
doktor i teknisk mikrobiologi, Anox AB. Metoden bygger på en sjugradig skala, där
mikrofloran i slammet graderas mellan noll och sex. Exempelvis studeras halten fria
bakterier, filament och zoogloeala flockar, halten mikrodjur som flagellater, ciliater
och rotatorier. Flockarna bedöms efter antal, storlek, form, kompakthet och styrka.
Se protokoll i Appendix D.
__________________________________________________________________
29

4. Resultat
__________________________________________________________________
4.1 Frisimmarstegets funktion
Resultaten presenteras utifrån försöksplanen i avsnitt 3.3.2. Resultaten i detta avsnitt
kommer att koncentreras till frisimmarstegets funktion, medan aktivslamsteget mer
ingående behandlas i avsnittet ”4.2 Jämförelse mellan fullskala och pilotförsök”.
Analysresultaten bygger på stickprov tagna tre gånger i veckan från juni till och med
november 2001. Det finns inte några förväntade dygnsvariationer, eftersom
massafabriken går kontinuerligt över dygnet. Trots kontinuerlig drift varierar dock
inkommande vatten i sammansättning. Detta medför att osäkerheten i mätdata ökar,
speciellt då ingen hänsyn tagits till den tidsförskjutning som egentligen finns i
pilotanläggningen mellan de olika provtagningspunkterna. De variationer som går att
förutse är skillnader i nedbrytbarhet då fabriken producerar massa från lövved eller
barrved. Lövveden medför ett avloppsvatten med mer lättnedbrytbara organiska
föreningar, medan barrveden medför ett mer svårnedbrytbart vatten. Eftersom
barrvedsproduktionen körs i längre tidsintervall har mätdata från dessa perioder
uteslutande använts.
4.1.1 Optimering av uppehållstid i frisimmarsteget
Försök gjordes där uppehållstiden i LSP-steget varierades med tiderna 2,7 h, 5,3 h,
8 h och 12 h. Använda värden härstammar från slutet av varje mätserie, för att
säkerställa att systemet hunnit uppnå stabilt tillstånd. Inkommande halter av
fosfatfosfor och ammoniumkväve är summan av det som finns i vattnet naturligt och
det som doseras för att processen ska fungera optimalt. Halterna varierar eftersom
variationer finns både i inkommande vatten och i doseringspumparnas flöde. De
värden som anges nedan är uppskattade medelvärden.
Uppehållstid i
frisimmarsteg, h
Period Tot. PO4-P in ,
mg/l
Tot. NH 4 -N in ,
mg/l
2,7 17 – 24 aug 2,6 13
5,3 20 – 27 jul 1,6 11
8 11 – 18 jun 1,9 13
12 9 – 13 aug 2,4 11
Tabell 4.1.1. Översikt av perioder för olika uppehållstider i frisimmarsteget
__________________________________________________________________
31

Resultat
_______________________________________________________
COD-reduktion varierar mellan olika analystillfällen, vilket visas nedan. Inkommande
halt av filtrerat COD har under studerade perioder varit cirka 1000 – 1100 mg/l. För
mer detaljerade data se Appendix. A.
COD,f-reduktion i LSP-steget
1000
COD-reduktion, mg/l
800
600
400
200
0
1 3 5 7 9
Dag för provtagning
12 h
8 h
5,3 h
2,7 h
Figur 4.1.1. COD,f-reduktion i LSP-steget
Variationerna i ovan presenterade analysresultat är förhållandevis stora, men det går
ändå att urskilja en trend att ökad uppehållstid också medför ökad COD-reduktion.
Då medelvärden istället används, se figur 4.1.2, fås ett mer överskådligt och
kontinuerligt samband. Standardavvikelsen är dock stor, särkskilt i fallen för 5,3 h
och 12 h uppehållstid, vilket gör att tillförlitligheten i resultaten minskar.
COD,f-reduktion i LSP-steget
800
COD-reduktion, mg/l
600
400
200
0
0 2 4 6 8 10 12 14
Uppehållstid, h
Figur 4.1.2. COD,f-reduktion i LSP-steget som funktion av uppehållstiden
__________________________________________________________________
32

Resultat
_______________________________________________________
Variansanalys visar att på signifikansnivån 0,05 kan man förkasta att
COD-reduktionen i LSP-steget är lika vid olika uppehållstider. Detta medför att en
skillnad i COD-reduktion finns mellan de olika uppehållstiderna.
Kopplingen mellan uppehållstid och nedbrytning av organiskt material betyder dels
att vid en längre uppehållstid hinner bakterierna föröka sig fler gånger, vilket också
borde resultera i en ökad halt suspenderat material. Vid en längre uppehållstid hinner
också fler sorters bakterier utvecklas, sorter som vid kortare uppehållstider inte klarar
av selektionstrycket från mer snabbväxande bakterier. Detta medför att den
mikrobiella aktiviteten ökar i frisimmarsteget vid ökande uppehållstid, varvid mer
organiskt material bryts ned.
Då ovan presenterade resultat konverteras till procentuell COD-reduktion fås, vid
konstant belastning, i princip samma koppling som tidigare. Nedan visas den
procentuella COD-reduktionen i både LSP-steg och aktivslamsteg.
100
Procentuell COD,f-reduktion,
LSP-steg och AS-steg
COD,f-reduktion, %
80
60
40
20
red. Tot
red. LSP
0
0 2 4 6 8 10 12 14
Uppehållstid i LSP-steg, h
Figur 4.1.3. Procentuell COD,f-reduktion i LSP-steg och AS-steg
Mellan 50 och 60 % av inkommande COD reduceras i frisimmarsteget, beroende på
uppehållstid. Totalt sett i hela anläggningen är det däremot ingen större skillnad; cirka
80 % bryts ned i samtliga fall. Detta visar att en fullständig nedbrytning av organiskt
material är omöjlig att uppnå i anläggningen, då det är dessa 80 % som är mikrobiellt
tillgängligt för nedbrytning. Detta medför att mellan 60 och 75 % av det nedbrytbara
organiska materialet reduceras i frisimmarsteget. Standardavvikelsen blir tydlig även
här. För den procentuella reduktionen i LSP-steget är avvikelsen större än för den
totala reduktionen i frisimmarsteg och aktivslamsteg. Variansanalys visar att vid
signifikansnivån 0,05 kan man inte förkasta att varken COD-reduktionen i
LSP-steget eller totalt i de båda stegen är lika för de olika uppehållstiderna. Detta
__________________________________________________________________
33

Resultat
_______________________________________________________
betyder att det inte på denna signifikansnivå går att säga att någon procentuell
skillnad i nedbrytning finns i LSP-steget mellan de olika uppehållstiderna. Totalt sett i
hela anläggningen är säkerheten större, vilket också är helt naturligt med tanke på
slamåldern i de båda stegen. Den totala slamåldern i anläggningen är cirka 25 – 30
dygn, jämfört med mellan 2,7 och 12 timmar i frisimmarsteget. Detta medför att
anläggningen totalt sett inte är så känslig för variationer och eventuella störningar,
jämfört med frisimmarsteget. I förlängningen leder detta till att sammansättningen på
utgående vatten är i stort sett konstant.
Rent teoretiskt borde en ökad uppehållstid medföra att fler sorters bakterier hinner
utvecklas, samt att bakterierna hinner föröka sig mer. Slamhalten borde då öka vid en
ökad uppehållstid. Så är dock inte fallet i de försök som gjorts. Här minskar istället
slamhalten kontinuerligt med ökad uppehållstid. Detta bekräftas med variansanalys
som på signifikansnivån 0,05 visar att man kan förkasta att slamhalterna är lika.
Suspenderat material i LSP-steget
Suspenderat material, mg
SS/l
400
350
300
250
200
150
100
50
0
0 5 10 15
Uppehållstid, h
Figur 4.1.4. Suspenderat material i LSP-steget
Då den specifika COD-nedbrytningen, d.v.s. nedbruten COD per tidsenhet i
förhållande till slamhalten i frisimmarsteget, åskådliggörs enligt nedan fås ett stigande
förhållande där den specifika nedbrytningen ökar med ökande uppehållstid. Det
stigande förhållandet fås genom att den ovan presenterade slamhalten minskar med
ökande uppehållstid.
__________________________________________________________________
34

Resultat
_______________________________________________________
1,6
Specifik COD,f-nedbrytning i LSP-steget
Specifik nedbrytning,
kg COD/kg SS*h
1,4
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
0 5 10 15
Uppehållstid, h
Figur 4.1.5. Specifik COD,f-nedbrytning i LSP-steget
Ovan presenterade resultat kan dels betyda att de livsformer som uppstår vid längre
uppehållstid bryter ned det organiska materialet mer effektivt. En större del bryts då
ned till koldioxid och vatten och en mindre del konverteras till biomassa, jämfört
med förhållandena vid kortare uppehållstider. En förklaring kan också vara att det
under de perioder med kortare uppehållstid var högre inkommande SS-halter, vilket i
förlängningen medför högre SS-halter i frisimmarsteget. Dessa höga SS-halter kan
också medföra att en stor fraktion partikulärt COD kommer in i processen, vilket
leder till ett mer svårnedbrytbart organiskt material. Så samtidigt som den
nedbrytbara delen av inkommande COD minskar ökar slamhalten, vilket leder till att
den specifika COD-nedbrytningen blir missvisande låg.
Presenterade resultat leder inte automatiskt till slutsatsen att den längsta
uppehållstiden är den optimala för processen. För att erhålla en rättvisande bild
måste hänsyn tas till vilka mikrobiella former som uppstår vid olika uppehållstider.
Hela idén med att har ett försteg där endast frisimmande bakterier selekteras bygger
på att uppehållstiden är tillräckligt kort för att inte högre mikroorganismer ska kunna
utvecklas. Det enda sättet att studera detta förlopp är genom mikroskopiska
karakteriseringar av avloppsvattnet i frisimmarsteget. Man kan då till exempel avgöra
om filtrerande mikrodjur har hunnit utvecklas och i vilken form bakterierna
föreligger (frisimmande, flockar, filament etc.).
Protokoll från mikroskopiska karakteriseringar har funnits att tillgå via Anders
Ternström, Anox AB, för uppehållstiderna 5,3 h, 8 h samt 12 h, se Appendix B.
Protokollet för uppehållstiden 8 h är från den 5 juli, d.v.s. ett datum som härstammar
från lövmassaproduktion och därför inte ligger inom perioden för använda
analysresultat. Det man dock har kunnat se är att samtliga mikroskoperade prov har
__________________________________________________________________
35

Resultat
_______________________________________________________
en hög andel biomassa och innehåller rikligt med frisimmande bakterier. En stor del
av biomassan finns i zoogloeala flockar som säkerligen bildats i processen. Man kan
också utläsa att vid uppehållstiden 12 h fanns ganska rikligt med frilevande ciliater,
varför man kan dra slutsatsen att denna uppehållstid är för lång för att få ett väl
fungerande frisimmarsteg. Antagligen kan anläggningen drivas vid såväl 5.3 h som 8
h. Ansvariga på Anox AB beslutade dock att driva anläggningen med uppehållstiden
5,3 h för fortsatta studier.
__________________________________________________________________
36

Resultat
_______________________________________________________
4.1.2 Närsaltsoptimering
Pilotanläggningen har drivits vid uppehållstiden 5,3 h i frisimmarsteget och olika
närsaltsdoseringar för att få en bild av hur frisimmarsteget svarar på varierande
tillgång på fosfor och kväve, se data Appendix B. I försöken har målsättningen varit
att kvävet inte ska vara begränsande, medan fosfortillgången har varierats från ett
system med tydlig fosforbrist till förhållanden där fosfor finns i överskott. Fosfor har
doserats som fosforsyra och anges i mg PO 4 -P/l inkommande avloppsvatten.
Fosfatdosering,
mg PO 4 -P/l
Total inkommande fosfat,
mg PO 4 -P/l
Tidsperiod
0 0,5 19 sep – 5 okt
0,2 0,6 7 – 10 okt
0,45 0,85 12 – 19 okt
0,8 1,2 12 – 19 nov
1,2 1,6 20 – 27 juli
3 3,6 21 nov – 4 dec
Tabell 4.1.2. Fosfattillgång för studerade tidsperioder.
700
COD,f-reduktion i LSP-steget
COD-reduktion, mg/l
600
500
400
300
200
100
0
1 3 5 7 9 11 13 15 17
Dag för provtagning
3,6 mg/l
1,6 mg/l
1,2 mg/l
0,85 mg/l
0,6 mg/l
0,5 mg/l
Figur 4.1.6. COD,f-reduktion i LSP-steget vid stigande tillgång på fosfor
Variationerna mellan olika dagar för provtagning är även i dessa försök
förhållandevis stora, även om man även här kan urskilja vissa trender. Man räknar
med en period på fem uppehållstider för att allt vatten i systemet ska vara utbytt.
Med en uppehållstid på 5,3 h medför detta att anläggningen ska ha uppnått stabilt
tillstånd efter cirka ett dygn. Anläggningen har drivits vid varje dosering ungefär en
vecka. Undantag är fallet utan fosfordosering, då anläggningen fick gå under dryga
två veckor, samt fallet med doseringen 0,2 mg/l, då anläggningen endast fick gå tre
dagar. Eftersom prover har tagits ut tre gånger per vecka medför detta att det i
normalfallen finns fyra mätvärden i varje serie, och undantagsvis 7 mätvärden i fallet
__________________________________________________________________
37

Resultat
_______________________________________________________
utan fosfordosering och endast två mätvärden vid doseringen 0,2 mg/l. Detta bidrar
givetvis till att osäkerheten är större vid denna dosering än i övriga serier.
Då ovan presenterade analysresultat konverteras till medelvärden syns en tydligare
trend.
700
COD,f-reduktion i LSP-steget
COD-reduktion, mg/l
600
500
400
300
200
100
0
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4
Totalt inkommande fosfat, mg PO4-P/l
Figur 4.1.7. COD,f-reduktion i LSP-steget som funktion av totalt inkommande fosfat.
COD-reduktionen i frisimmarsteget tycks vid låga koncentrationer av inkommande
fosfatfosfor vara i det närmaste proportionell mot mängden tillgängligt fosfor. Detta
visar att anläggningen drivits vid förhållanden där bakteriefloran tvingats att anpassa
sig till begränsade förhållanden, men att begränsningen är så påtaglig att tydliga
skillnader i COD-reduktion syns vid små skillnader i tillgängligt fosfor. Vid högre
halter fosfor blir förbättringen i COD-reduktion inte lika påtaglig. Skillnaden mellan
COD-reduktionen vid 3,6 mg/l och 1,6 mg/l är endast 50 mg COD/l, vilket kan
jämföras med skillnaden mellan COD-reduktionen vid 1,6 mg/l och 0,5 mg/l som är
hela 200 mg/l. Då man tar hänsyn till standardavvikelsen och studerar den övre
gränsen blir skillnaden i COD-reduktion vid tillgängligt fosfat 1,6 mg/l och 3,6 mg/l
i princip negligerbar. Detta kan tyda på att den övre gränsen för COD-reduktion är
nådd, och mer tillsats av fosfat skulle då inte innebära någon signifikant förbättring i
COD-reduktion.
Eftersom det bara finns två mätvärden vid inkommande fosfat 0,6 mg/l (dosering
0,2 mg/l) har denna serie tagits bort vid variansanalys. På signifikansnivån 0,05 kan
man för de övriga serierna förkasta att COD-reduktionen är lika, vilket betyder att
COD-reduktionen varierar vid varierad mängd tillgängligt fosfat.
Reduktionen då inkommande fosfat är 0,6 mg/l avviker från trenden, då reduktionen
här är lägre än reduktionen vid 0,5 mg/l. Osäkerheten är som nämnts tidigare större
här eftersom det endast finns två mätvärden i denna serie. Avvikelsen kan också bero
på att inkommande COD-halter var lägre än normalt under denna period. Är
__________________________________________________________________
38

Resultat
_______________________________________________________
koncentrationen av COD lägre i vattnet borde också reduktionen bli lägre. Detta
fenomen jämnas ut då man istället återger COD-reduktionen som en procentuell
reduktion.
100
Procentuell COD,f-reduktion i LSP-steget
COD-reduktion, %
80
60
40
20
0
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4
Totalt inkommande fosfat, mg PO4-P/l
Figur 4.1.8. Procentuell COD,f-reduktion i LSP-steget som funktion av totalt inkommande fosfat.
Då variansanalys görs på den procentuella reduktionen kan på även på nivån 0,001
säga att skillnader finns mellan de olika serierna. Även här har serien för tillgängligt
fosfat på 0,6 mg PO 4 -P/l tagits bort.
Då fosfatupptaget i frisimmarsteget åskådliggörs enligt nedan ser man tydliga tecken
på fosforbrist i systemet.
Fosfat i LSP-steg,
mg PO4-P/l
4
3,5
3
2,5
2
1,5
1
0,5
Fosfatupptag i LSP-steget
0
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0
Totalt inkommande fosfat, mg PO4-P/l
PO4-P in, mg/l
PO4-P upptag, mg/l
PO4-P ut LSP, mg/l
Figur 4.1.9. Fosfatupptag i LSP-steget som funktion av totalt inkommande fosfat.
Upptaget av fosfor är proportionellt mot tillsatsen, d.v.s. ju mer tillgängligt fosfor
som finns desto mer utnyttjar bakterierna. Tydligt är också att av de mätvärden som
__________________________________________________________________
39

Resultat
_______________________________________________________
finns är det endast vid tillgängligt fosfor 3,6 mg/l som bakterierna har tillgång till mer
fosfor än vad de klarar av att ta upp.
Enligt tidigare resonemang är det helt klart att tillgängligheten av näringsämnen som
fosfor och kväve styr bakteriernas förmåga att bryta ned COD. Då det specifika
fosfatupptaget, d.v.s. fosfatupptaget per reducerad mängd COD i avloppsvattnet,
åskådliggörs enligt nedan ser man i det närmaste ett direkt proportionellt samband.
Detta betyder att fosfatupptaget i förhållande till nedbruten mängd COD ökar med
ökande mängd tillgångligt fosfat, d.v.s. nedbrytningseffektiviteten sjunker med
ökande mängd tillgänglig fosfor. Bakterierna bygger in mer och mer fosfor i
cellstrukturen, utan att nedbrytningen av organiskt material ökar i samma proportion.
Specifikt fosfatupptag i LSP-steget
Fosfatupptag/red COD,
mg PO4-P/g COD
6
5
4
3
2
1
0
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0
Totalt inkommande fosfat, mg PO4-P/l
Figur 4.1.10. Specifikt fosfatupptag i LSP-steget som funktion av totalt inkommande fosfat.
Systemet behöver alltså inte drivas med fosfor i överskott för att processen ska
fungera tillfredställande. Detta åskådliggjordes tidigare i figur 4.1.7, där
COD-reduktionen planar ut vid höga koncentrationer tillgängligt fosfat. Behovet av
tillgängligt fosfat varierar också med mängden organiskt material som ska brytas ned.
Nedan i figur 4.1.11 åskådliggörs COD-reduktionen som funktion av förhållandet
mellan COD,f och tillgängligt fosfor i inkommande vatten. Man ser att de högsta
reduktionerna återfinns vid låga kvoter av (COD/P) in , vilket är helt naturligt då dessa
värden representeras av låga halter COD i kombination med höga halter tillgängligt
fosfor. Gränsen går ungefär vid kvoten 700 mg COD/mg P, vilket betyder att vid en
inkommande koncentration av filtrerat COD på 1000 mg/l krävs minst 1,4 mg/l
tillgängligt fosfor. Då det finns cirka 0,5 mg PO 4 -P/l naturligt i inkommande vatten
medför detta resonemang att doseringen måste vara minst 0,9 mg/l.
__________________________________________________________________
40

Resultat
_______________________________________________________
700
CODred som funktion av kvoten (COD/P)in
CODreduktion, mg/l
600
500
400
300
200
100
0
0 500 1000 1500 2000 2500 3000
(COD/P)in, mg COD/mg P
Figur 4.1.11. COD-reduktion som funktion av kvoten (COD/P)in.
Nedan åskådliggörs ammoniumupptag och utgående halter av ammonium i
frisimmarsteget i förhållande till mängden inkommande fosfat.
20
Ammoniumupptag i LSP-steget
Ammonium, mg NH4-N/l
16
12
8
4
0
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4
Total inkommande fosfat, mg PO4-P/l
NH4-N in, tot, mg/l
NH4-N ut, LSP, mg/l
Ammoniumupptag, mg NH4-N/l
Figur 4.1.12. Ammoniumupptag i LSP-steget som funktion av totalt inkommande fosfat.
Då utgående halter av ammoniumkväve studeras ser man att överskott av
ammonium kan ha två orsaker. Första fallet är då halten av inkommande fosfat är
låg. Då bakterierna är strängt begränsade av tillgången på fosfor kan de heller inte
tillgodogöra sig det ammonium som finns tillgängligt. Detta syns som höga halter
ammonium ut från frisimmarsteget och ett relativt lågt ammoniumupptag. Det andra
fallet av överskott syns vid höga halter av både fosfor och kväve ut från
frisimmarsteget. Systemet är då mättat på närsalter och bakterierna tar inte upp mer
av vare sig fosfor eller kväve. Man ser att upptaget av ammonium planar ut, vilket
också tyder på ett mättat system. De mycket låga utgående koncentrationerna av
__________________________________________________________________
41

Resultat
_______________________________________________________
ammonium i utgående vatten från frisimmarsteget vid fosfortillgången
1,2 mg PO 4 -P/l och 1,6 mg PO 4 -P/l i samband med ammoniumupptag som ligger
väldigt nära den tillgängliga mängden ammonium gör att man här kan misstänka
ammoniumbrist i systemet. Jämför man däremot ammoniumupptaget vid
1,6 mg PO 4 -P/l och 3,6 mg PO 4 -P/l så är skillnaden väldigt liten, varför man borde
kunna utesluta kvävebrist i detta fall. För att det inte ska uppstå kvävebrist i systemet
krävs en ammoniumkoncentration på cirka 12 mg NH 4 -N/l. Då det finns cirka
2 mg NH 4 -N/l naturligt i inkommande vatten krävs en dosering på cirka 10 mg/l.
Nedan visas tillväxt och specifik COD-nedbrytning i förhållande till tillgänglig mängd
fosfor som i frisimmarsteget.
350
Suspenderat material i LSP-steget
Suspenderat material,
mg SS/l
300
250
200
150
100
50
0
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4
Totalt inkommande fosfat, mg PO4-P/l
Figur 4.1.13. Suspenderat material i LSP-steget.
Specifik COD,f-nedbrytning i LSP-steget
Specifik nedbrytning,
kg COD/kg SS*h
0,9
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4
Totalt inkommande fosfat, mg PO4-P/l
Figur 4.1.13. Specifik COD,f-nedbrytning i LSP-steget.
__________________________________________________________________
42

Resultat
_______________________________________________________
Tidigare resultat har visat att COD-reduktionen ökar då mängden tillgängligt fosfor
ökar. Detta borde då medföra att antalet bakterier ökar, vilket borde kunna ses som
en ökad slamhalt i frisimmarsteget vid höga halter tillgängligt fosfor. Så är dock inte
fallet, vilket främst kan förklaras med mycket ojämna slamhalter i inkommande
vatten. Detta syns också i standardavvikelsen som för mer än hälften av serierna är
mycket stor. Då resultaten konverteras till specifik COD,f-nedbrytning fås samma
oregelbundna mönster, fast omvänt. Figur 4.1.13 visar att effektiviteten ökar med
ökad tillgänglighet av fosfor.
__________________________________________________________________
43

Resultat
_______________________________________________________
4.2 Jämförelse mellan fullskala och
pilotanläggning
För att effekterna av en eventuell ombyggnad av LAS-anläggningen vid
Mönsterås Bruk ska kunna utvärderas följer nedan en jämförelse av reningsresultat,
slamseparationsegenskaper och slamproduktion mellan fullskaleanläggning och
pilotanläggning. Data finns i Appendix C1, C2 samt C3.
4.2.1 Reningsresultat
Suspenderat material
Nedan visas utgående halter av suspenderat material i utgående vatten för fullskala
och pilotanläggning under tidsperioden september t.o.m. november 2001. Här måste
tas i beaktande att i fullskalan finns både mellansedimentering och eftersedimentering
(se figur 3.2.1 s. 24), där sedimenteringen i pilotanläggningen motsvarar
mellansedimenteringen. Medelvärdet av utgående halt suspenderat material från
fullskalans mellansedimentering ligger på ungefär 60 - 70 mg SS/l då ingen slamflykt
föreligger. Är det slamflykt i anläggningen stiger detta värde avsevärt. För
pilotanläggningen är motsvarande medelvärde 40 mg SS/l, vilket visar att
sedimenteringsegenskaperna är något bättre i pilotanläggningen. Utsläppen från den
befintliga anläggningens eftersedimentering, med medelvärde på 13 mg SS/l, ligger
med bred marginal under de utsläppskrav som finns på cirka 30 mg SS/l.
Suspenderat material i utgående vatten
Suspenderat material,
mg SS/l
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Fullskala ES
Pilot
Utsläppskrav
September Oktober November
Figur 4.2.1. Suspenderat material i utgående vatten
Vid jämförelse av suspenderat material i utgående vatten bör det faktum tas i
beaktande att man i fullskaleanläggningen låter vattnet sedimentera två gånger och på
__________________________________________________________________
44

Resultat
_______________________________________________________
så sätt uppnår den låga halten av suspenderat material i utgående vatten. Man bör
också ta hänsyn till de randeffekter som uppstår vid sedimentering i pilotskala,
beroende på att förhållandet mellan väggyta och volym ökar ju mindre anläggningen
är. Detta gör att man inte kan driva en pilotanläggning vid lika hög belastning som en
fullskaleanläggning. Ytbelastningen i fullskalans sedimenteringsbassäng är drygt
1 m/h, jämfört med 0,42 m/h i pilotanläggningen. Även ytslambelastningen är högre
i fullskalan; 3,5 kg SS/m 2 h i den fullskaliga sedimenteringsbassängen jämfört med
1,9 kg SS/m 2 h i pilotsedimenteringen. Randeffekterna i sedimenteringen kan
medföra att sedimenteringen inte fungerar tillfredställande, med ökade halter
suspenderat material i utgående vatten som följd.
COD
Nedan visas utgående halter av COD för fullskala och pilotanläggning under
tidsperioden september till november 2001. Pilotanläggningen visar här bättre
reningsresultat än fullskalan, med undantag för ett par värden i september och
november.
350
300
Totalt COD i utgående vatten
Utgående COD, mg/l
250
200
150
100
50
0
Fullskala
Pilot
September Oktober November
Figur 4.2.2. Totalt COD i utgående vatten.
Halten av utgående COD varierar mellan cirka 150 mg/l och 300 mg/l, beroende på
om fabriken körs med lövved eller barrved. De låga utgående värdena härstammar
från produktion med lövved, och de högre halterna från produktion med barrved.
Medelreduktionen av COD under tidsperioden september till november var i
LAS-anläggningen 85 % vid lövproduktion och 76 % vid barrproduktion.
Motsvarande reduktioner för pilotanläggningen var 86 % vid lövproduktion och
78 % vid barrproduktion. Här måste dock hänsyn tas till att temperaturen i
aktivslamsteget i pilotanläggningen under denna tidsperiod sjönk från 25°C till 18°C.
__________________________________________________________________
45

Resultat
_______________________________________________________
Under de perioder då försök gjordes på uppehållstid i frisimmarsteget (se s. 31-36)
var temperaturen cirka 28°C i aktivslamsteget och medelreduktionen vid
barrproduktion var då 81 %. I fullskaleanläggningen var temperaturen under
oktober-november cirka 25°C. Om reduktionerna för pilotanläggningen interpoleras
till temperaturen 25°C skulle detta medföra en reduktion på 79-80 % vid
barrproduktion, d.v.s. en mer uttalad förbättring jämfört med fullskalan.
En annan faktor som måste tas i beaktande är att slamhalten i utgående vatten har
varit betydligt högre i pilotanläggningen än i fullskalan. Detta betyder att en
betydande del av den totala mängd COD som finns i utgående vatten från
pilotanläggningen finns i form av suspenderat material. Skulle denna halt kunna
sänkas till en halt likvärdig den i fullskaleanläggningen skulle detta medföra att
halterna COD i utgående vatten från pilotanläggningen sänks ytterligare.
Slambelastningen, d.v.s. förhållandet mellan per dygn tillförd mängd COD och i
luftningsbassängen befintlig mängd slam, är med belastningen 0,16 kg COD/kg SS*d
lika för de båda anläggningarna. Eftersom belastningen är lika i de båda
anläggningarna visar den högre nedbrytningen av COD i pilotanläggningen att
biomassan här är mer effektiv än i fullskaleanläggningen. Hydrauliska uppehållstiden i
aktivslamsteget är i LAS-anläggningen 50 timmar, jämfört med 26 timmar i
pilotanläggningen. Även slamåldern är högre i fullskalan, cirka 40 dygn jämfört med
cirka 25 dygn i pilotanläggningen. Detta borde dock inte spela någon större roll, det
man kan tänka sig är att en ökad slamålder i pilotanläggningen skulle medföra en
något högre nedbrytning av organiskt material.
__________________________________________________________________
46

Resultat
_______________________________________________________
Fosfor
Fullskaleanläggningen drivs med starkt begränsad tillgång på kväve och fosfor. I
pilotanläggningen doseras dessa närsalter till nivåer som är cirka de dubbla jämfört
med fullskalan. Detta syns också i utgående halter av totalkväve och totalfosfor.
Medelvärdet av totalt utgående fosfor i pilotanläggningen ligger för den studerade
perioden på 0,67 mg/l, jämfört med 0,18 mg/l för fullskalan. De avvikande höga
värdena för pilotanläggningen i november härstammar från drift vid
fosfordoseringen 3 mg/l. Detta medför dels ökade koncentrationer av löst fosfat i
utgående vatten, dels ett ökat fosforinnehåll i det suspenderade materialet.
1,4
1,2
Total fosfor i utgående vatten
P-tot, mg/l
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
Fullskala
Pilot
Utsläppskrav
September Oktober November
Figur 4.2.3. Totalfosfor i utgående vatten.
Man kan anta att vid drift i fullskala, där både mellansedimentering och
eftersedimentering används, kommer slamhalten i utgående vatten sänkas ytterligare.
Detta medför att även totalhalterna av fosfor och kväve i utgående vatten kommer
att sänkas. I labförsök har fosforhalten i slammet uppmätts till 1,4 % av SS. Vid en
slamhalt på 13 mg/l, vilket är medelvärdet för slamhalten i fullskalan under denna
period, uppnås en halt av totalt utgående fosfor på 0,34 mg/l. Detta medför att
halten totalfosfor i utgående vatten kommer under utsläppskraven med god marginal.
Att halten inte sjunker så lågt som till 0,2 mg/l (utgående halt för fullskaleanläggning)
beror på att bakterierna i pilotanläggningen har haft större tillgång på fosfor, varför
de också har bundit in mer fosfor i cellmaterialet.
__________________________________________________________________
47

Resultat
_______________________________________________________
Kväve
Totala halten av kväve i utgående vatten för fullskala och pilotanläggning presenteras
nedan i figur 4.2.4. Medelvärdet av totalkväve är för pilotanläggningen 11,3 mg/l och
4,7 mg/l för fullskalan. Utsläppskraven för totalkväve ligger på cirka 8 mg/l.
25
Total kväve i utgående vatten
20
N-tot, mg/l
15
10
5
Fullskala
Pilot
Utsläppskrav
0
September Oktober November
Figur 4.2.4. Totalkväve i utgående vatten.
De höga kväveutsläppen från pilotanläggningen beror till viss del av de höga halterna
av suspenderat material i utgående vatten. Om man även här antar att SS-halten kan
sänkas till 13 mg/l medför detta en totalkvävehalt på 9,9 mg/l i utgående vatten,
d.v.s. detta räcker inte för att klara utsläppskraven. Att man inte med detta
resonemang når de utgående halter som gäller för fullskaleanläggningen beror dels
på, som nämnts tidigare, att bakterierna i pilotanläggningen haft större tillgång på
kväve, varför slammet också innehåller en högre andel kväve. Den största orsaken till
de höga kvävehalterna är dock att då de filtrerande mikrodjuren i aktivslamsteget
konsumerar de frisimmande bakterierna från LSP-steget frigörs kväve, främst i form
av ammonium. Detta ammonium kan sedan nitrifieras av nitrifikationsbakterier,
varvid halten av nitrat stiger i utgående vatten.
Ett sätt att lösa detta problem är att utrusta anläggningen med ett denitrifikationssteg,
d.v.s. ett steg där bakterierna vid nedbrytning av organiskt material utnyttjar nitrat
istället för syre som slutlig elektronacceptor i cellandningen. Utgående halt av nitrat i
pilotanläggningen har under september-november varit 4,6 mg/l. Om man antar en
SS-halt på 13 mg/l och en anläggning där 70 % denitrifikation är möjlig medför detta
en utgående halt av totalkväve på 7,0 mg/l.
Ett annat sätt är att recirkulera utgående vatten tillbaka till frisimmarsteget, varvid
bakterierna kan utnyttja nitratet som kvävekälla. I fullskaleanläggningen har man inte
problem med nitrat i utgående vatten beroende på att systemet är starkt begränsat på
__________________________________________________________________
48

Resultat
_______________________________________________________
kväve, vilket leder till en obetydligt nitrifikation, samtidigt som man i
fullskaleanläggningen har en anox selektor där det nitrat som bildas kan denitrifieras.
En anläggning med denitrifikation kan utformas antingen med fördentrifikation eller
med efterdenitrifikation. Vid fördenitrifikation placeras dentrifikationssteget före det
luftade steget och det nitratrika vattnet når denitrifikationessteget genom en
internrecirkulation. Vid denitrifikation kräves tillgång på lättnedbrytbart kol för att
processerna ska fungera, vilket bakterierna i en anläggning med fördenitrifikation får
genom inkommande vatten. Vid efterdenitrifikation placeras denitrifikationssteget
efter luftningssteget varvid kolkälla måste doseras externt. Problemet med att
kombinera en anläggning med fördentrifikation och frisimmarsteg är att båda
processerna kräver lättnedbrytbart kol. Det finns dock mycket löst COD kvar även
efter frisimmarsteget, varför ett denitrifikationssteg skulle kunna placeras här.
Anläggningen måste då också utrustas med en internrecirkulation.
__________________________________________________________________
49

Resultat
_______________________________________________________
4.2.2 Slamseparationsegenskaper
Då man studerar slamseparationsegenskaper som slamvolym och
sedimenteringshastighet för de båda anläggningarna ser man en tydlig fördel med
pilotanläggningen. Vid sedimenteringsförsök i labskala ser man i
fullskaleanläggningen knappt någon förändring då slammet fått sedimentera i 30
minuter, medan slammet i pilotanläggningen sjunker som sten! Nedan presenteras
slamvolymerna för fullskaleanläggning och pilotanläggning.
1200
1000
Slamvolym som funktion av tiden
Slamvolym, ml
800
600
400
200
Fullskala
Pilot
0
0 10 20 30 40
Tid, min
Figur 4.2.5. Slamvolym som funktion av tiden.
Slamhalten i de båda fallen var knappt 3000 mg/l för fullskalan och dryga 4000 mg/l
för pilotanläggningen, vilket medför att slamvolymindex blir drygt 300 ml/g för
fullskalan och knappt 60 ml/g för pilotanläggningen.
Bilder på slamflockar från pilotanläggningen och fullskalan (se bild 4.2.1 och 4.2.2)
visar att slammet från pilotanläggningen består av stora, kompakta flockar med en
oregelbunden till rundad form och låg filamenthalt. I fullskaleanläggningen är
flockarna mindre, har oregelbunden form och är inte lika kompakta. Filmenthalten är
också betydligt högre. Halten frisimmande bakterier är något högre i
pilotanläggningen, liksom halten filtrerande mikrodjur (se Appendix D). Eventuellt
kan den höga filamenthalten i fullskalan bero på närsaltsbrist i systemet.
__________________________________________________________________
50

Resultat
_______________________________________________________
Bild 4.2.1. Aktivslamflockar från fullskaleanläggningen vid Mönsterås Bruk
Bild 4.2.1. Aktivslamflockar från pilotanläggningen
__________________________________________________________________
51

Resultat
_______________________________________________________
4.2.3 Slamproduktion
Nedan presenteras slamproduktionen beräknad på mängden uttaget överskottslam i
förhållande till COD-reduktionen för fullskala och pilotanläggning under perioden
september-november 2001. Hänsyn har tagits både till slamproduktion i form av
uttaget överskottslam och till slamproduktion som suspenderat material i utgående
vatten. Den höga slamproduktionen för fullskaleanläggningen oktober och november
beror på ett ökat uttag av överskottslam i syfte att sänka slamåldern i systemet.
Värden från oktober och november är alltså inte representativa för den faktiska
slamproduktionen.
Slamproduktion hösten 2001
Slamproduktion,
kg SS/kg red. COD
1
0,9
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
Fullskala
Pilot
September Oktober November
Figur 4.2.6. Slamproduktion hösten 2001.
Under september månad var medelslamproduktionen i fullskaleanläggningen 0,17 kg
SS/kg red. COD. Motsvarande värde för pilotanläggningen var
0,22 kg SS/kg red. COD. Under hösten har slamhalten i pilotanläggningens
aktivslamsteg kontinuerligt stigit till slamhalter upp mot 5000 mg/l, antagligen
beroende på ökad slamhalt i inkommande vatten. Slamproduktionen i medeltal under
september och oktober blev därmed 0,28 kg SS/kg red. COD. Den 30 oktober
sänktes slamhalten till 3100 mg/l, varvid slamproduktionen sjönk till
0,22 kg SS/kg red. COD. Omräknat till total slamproduktion skulle en ombyggnad
enligt LSP-principen medföra en ökad bioslammängd med drygt 3 ton SS/d. Här
måste dock hänsyn tas till att slamåldern är högre i fullskaleanläggningen, varför man
kan vänta sig en lägre slamproduktion här. Man måste också ta i beaktande att
pilotanläggningen behöver drivas vid konstanta förhållanden minst under tiden för
en slamålder, vilket i det här fallet är 25-30 dygn, innan några slutsatser om
slamproduktion kan göras. I den del av pilotförsöken som avhandlas i denna rapport
har förhållanden vad gäller uppehållstid och närsaltstillgång varierat i tidsintervall om
cirka en vecka, vilket gör att inga slutgiltiga svar kan ges här.
__________________________________________________________________
52

5. Simulering
__________________________________________________________________
Pilotanläggningen har simulerats i simuleringsprogrammet EFOR 2001, för att få en
uppfattning om hur programmet lämpar sig för simulering av LSP-processen.
Arbetet började med att modellen kalibrerades utifrån medelvärden på höstens
analysresultat. Kalibreringen har gjorts vid uppehållstiden 5,3 h och
närsaltsdoseringar på 10 mg NH 4 -N/l och 1 mg PO 4 -P/l. Pilotanläggningen har
simulerats med avseende på variationer i uppehållstid i frisimmarsteget,
närsaltsbegränsningar och slamålder.
5.1 Frisimmarstegets funktion
Nedan visas COD,f-reduktionen i frisimmarsteget för modell och verklighet.
Modellen avviker tydligt vid uppehållstiden 2,7 h, medan de andra värdena ligger
inom gränsen för respektive mätpunkt i verkligheten.
COD-reduktion, mg/l
COD,f-reduktion som funktion av uppehållstid
i LSP-steget
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
0 2 4 6 8 10 12 14
Uppehållstid, h
Modell
Verklighet
Figur 5.1.1. COD-reduktion som funktion av uppehållstid i LSP-steget
Anledningen till att det vid uppehållstiden 2,7 h är så låg COD-reduktion beror på att
tillväxthastigheten är för låg. För att någon tillväxt ska ske krävs att det
tillväxthastigheten är större än det inverterade värdet av hydrauliska uppehållstiden,
d.v.s. m > 1/H T , där m är tillväxthastigheten, tid -1 , och H T är hydraulisk uppehållstid,
tid. Modellen har kalibrerats med tillväxthastigheten 6 d -1 vilket medför att det krävs
en uppehållstid på minst 4 timmar för att tillväxt, och således också reduktion av
__________________________________________________________________
53

Simulering
_______________________________________________________
COD, ska kunna ske. Så fungerar dock inte systemet i verkligheten, då även en
uppehållstid på 2,7 h medför en betydande COD-reduktion. Överensstämmelsen
mellan modell och verklighet är förhållandevis god vid uppehållstider över 5 timmar.
Teoretiskt sett borde en ökad uppehållstid medföra en ökad tillväxt. Så var dock inte
fallet då halten suspenderat material i LSP-steget studerades som funktion av
uppehållstiden. I pilotförsöken blev förhållandet det motsatta, d.v.s. en ökad
uppehållstid medförde en minskad slamhalt. I modellen ökar slamhalten mellan
uppehållstiden 2,7 h och 5,3 h, för att sedan vara konstant, se figur nedan.
400
350
Slamhalt i LSP-steget som funktion
av uppehållstid
Slamhalt, mg SS/l
300
250
200
150
100
50
Modell
Verklighet
0
0 2 4 6 8 10 12 14
Uppehållstid, h
Figur 5.1.2. Slamhalt i LSP-steget som funktion av uppehållstid.
Även här syns en tydlig gräns mellan uppehållstiden 2,7 h och 5,3 h, vilket beror på
den tidigare diskuterade tillväxthastigheten. Anledningen till att modellen inte
uppvisar en ökad slamhalt vid ökad uppehållstid beror antagligen på den konstant i
programmet som avgör bakteriernas dödshastighet. Vid de sista tre mätpunkterna är
systemet i stationärt tillstånd, vilket betyder att tillväxten är lika stor som summan av
den mängd bakterier som lämnar systemet med utgående vatten och den mängd
bakterier som dör. Hur systemet uppför sig i verkligheten vid konstant inflöde är
svårt att avgöra, eftersom inflödet varierat kraftigt i sammansättning under perioden
för pilotförsöken.
__________________________________________________________________
54

Simulering
_______________________________________________________
5.2 Närsaltsbegränsning
Datormodellen har vid kalibreringen anpassats till förhållanden likvärdiga med
kvävedosering på 10 mg NH 4 -N/l och fosfordosering på 1 mg PO 4 -P/l. I modellen
har försök gjorts för att se hur systemet reagerar på ursprungliga halter av närsalter,
d.v.s. de halter som fullskaleanläggningen drivs med.
Närsaltsförhållande COD-reduktion, COD-reduktion,
modell
LAS
Kvävebrist 9 %
Kväve- och fosforbrist 9 % 76 - 85 %
Fosforbrist 33 %
Tabell 5.2.1. COD-reduktion vid närsaltsbrist.
Ovan presenterade resultat visar att modellen inte klarar de förhållanden av
närsaltsbrist som finns i fullskaleanläggningen och som tidvis funnits i
pilotanläggningen. Detta beror på att i verkligheten är bakterier och mikrodjur
anpassningsbara och livsformer som klarar mer begränsade förhållanden kommer att
selekteras. Detta syns till exempel som tillväxt av filamentbildande bakterier, medan
man i modellen får ett system som inte fungerar alls. Ur tidigare försök har också
visats att sammansättningen i cellmaterialet ändras vid varierande tillgång på
närsalter; ju större tillgången på närsalter är, desto större andel återfinns i
cellmaterialet. Detta förlopp går dock inte att verifiera med den kalibrerade modellen.
Ett alternativ hade varit att kalibrera modellen för en bristsituation, problemet hade
då varit att närsaltsbalanserna inte hade stämt med verkligheten då det inte råder brist
på närsalter.
__________________________________________________________________
55

Simulering
_______________________________________________________
5.3 Slamproduktion
Slamproduktionen i en aerob biologisk reningsprocess beror starkt av hur länge det
biologiskt aktiva materialet hålls kvar i processen. Som beskrivits i kapitel 2 finns det
flera olika processalternativ som används för att uppnå en låg slamproduktion.
Anläggningar som är utformade enligt processer för långtidsluftad aktivslam,
suspenderat bärarmaterial samt membranbioreaktor kan alla ses som en
aktivslamprocess med olika lång slamålder. En konventionell aktivslamanläggning
drivs med en slamålder på mellan 3 och 7 dygn, en långtidsluftad aktivslamanläggning
med en slamålder på cirka 25 – 50 dygn och extremfallet är aktivslamanläggningen
med membranbioreaktorn, där processen kan drivas med en slamålder på över 400
dygn!
Nedan ses slamproduktionen som funktion av slamålder för system enligt LSPprincipen
och aktivslamprocessen. Modellen speglar inte den exakta
slamproduktionen för pilotanläggningen eller fullskalan, varför figuren ska endast
användas för att visa skillnader i slamproduktion vid varierad slamålder.
0,4
0,35
Slamproduktion som funktion av slamålder
Slamproduktion,
kg SS/kg red. COD
0,3
0,25
0,2
0,15
0,1
0,05
LSP
Aktivslam
0
0 100 200 300 400 500
Slamålder, dygn
Figur 5.3.1. Slamproduktion som funktion av slamålder.
I figuren ovan ser man att det, med de datorsimuleringar som gjorts, inte går att
bevisa att LSP-processen ger lägre slamproduktion än aktivslamprocessen. Man kan
däremot se i figuren att slamproduktionen beror mycket starkt av slamåldern vid
korta slamåldrar. Mellan 25 och 40 dygn, vilket är skillnaden mellan slamåldern i
pilotanläggning och fullskaleanläggning, är skillnaden i slamproduktion 13 %.
Överförs detta resultat till den beräknade slamproduktionen från pilotstudien medför
detta att slamproduktionen skulle sjunka från 0,22 kg SS/kg red. COD till
__________________________________________________________________
56

Simulering
_______________________________________________________
0,19 kg SS/kg red. COD om slamåldern ökas till 40 dygn. Motsvarande
slamproduktion för fullskaleanläggning är 0,17 kg SS/kg red. COD.
Datormodellen har även använts till att simulera slamproduktion vid de
uppehållstider i frisimmarsteget som användes i pilotstudien. Enligt simuleringarna
blir det ingen skillnad i slamproduktion i de olika fallen, varför man kan dra
slutsatsen att rent modellmässigt har frisimmarsteget ingen betydelse för
slamproduktionen.
__________________________________________________________________
57

6. Diskussion
__________________________________________________________________
Eftersom de flesta resultaten kommenterats där de presenteras kommer det som
redan sagts inte upprepas här. Denna diskussion kommer istället koncentreras till
tvärgående tankar där de olika försöken och datorsimuleringen kopplas ihop.
Enligt försöksplanen vill man fastställa den maximala uppehållstid som ger
tillfredställande resultat nedbrytning av organiskt material, utan störande etablering
av mikrodjur. Efter utvärdering av resultaten kan man ifrågasätta om den valda
uppehållstiden är den optimala för processen, då målet var att man ville ha en så lång
uppehållstid som möjligt. Från mikroskoperingsprotokoll kan man dra slutsatsen att
12 h är för lång uppehållstid, då detta medförde en högre halt filtrerande mikrodjur i
frisimmarsteget. Det finns däremot inte något som motiverar valet av uppehållstiden
5,3 h framför 8 h. För att förhindra väggväxt, och därmed utveckling av mikrodjur
har väggarna i frisimmarsteget har rengjorts med en sopborste några gånger i veckan.
Det är dock troligt att mikrodjur ändå har kunnat utvecklas då det är svårt att komma
åt överallt med borsten. Detta medför att allt som återfinns i vattnet vid
mikroskopering kanske inte direkt kan kopplas till uppehållstiden.
Enligt försöksplanen för närsaltsoptimeringen var tanken att först sänka
fosfordoseringen med bibehållen hög kvävedosering, för att sedan sänka
kvävedoseringen. Försök med att sänka kvävedoseringen utfördes aldrig fullständigt
beroende på att man efter försöken med att minska fosfordoseringen ansåg att
kvävet redan var begränsat. Detta ser man också i figur 4.1.11 där upptag och tillgång
på ammonium är i princip lika stora när den tillgängliga mängden fosfor överstiger
1 mg/l. Teorin bekräftas också i datorsimuleringen som visar att systemet i första
hand är kvävebegränsat.
En annan intressant parameter är producerad massa bakterier i frisimmarsteget i
förhållande till uppehållstid och närsaltstillgång. Detta har analyserats i resultatdelen,
dock inte med resultat som överrensstämmer med teorin. Då detta antagligen till stor
del beror på stora variationer i inkommande vattens sammansättning skulle det ha
varit intressant att studera detta förlopp under konstanta yttre förhållanden.
Simuleringar visar att slamhalten initialt ökar vid ökad uppehållstid, för att sedan vara
konstant. Detta visar att det förlopp som skett i pilotanläggningen, med minskad
__________________________________________________________________
59

Diskussion
_______________________________________________________
slamhalt i frisimmarsteget vid längre uppehållstid, inte är representativs för
processen. Det går däremot inte heller att säga att det resultat som datormodellen
uppvisar är det riktiga, då modellen enbart är kalibrerad för uppehållstiden 5,3 h.
För att studera effektiviteten på biomassan i frisimmarsteget, d.v.s. hur mycket av det
organiska materialet som bryts ned till koldioxid och vatten i förhållande till hur
mycket biomassa som bildas, skulle det ha varit önskvärt att utföra ett
syrerespirationstest med bakterierna i frisimmarsteget. Detta har inte gjorts på grund
av flera orsaker. Dels är slamhalten i frisimmarsteget så låg att det skulle bli
svårigheter att utföra testet. Den korta uppehållstiden i frisimmarsteget gör också att
felen skulle bli för stora om bakterievatten skulle fraktas till Lund för test.
Hela idén med att bygga om den befintliga långtidsluftade aktivslamanläggningen vid
Mönsterås Bruk enligt LSP-konceptet är att förhoppningar finns om att
bioslamproduktionen ska minska samt att slamseparationsegenskaperna ska
förbättras. Det skulle därför vara intressant att studera bioslamproduktionen som
funktion av uppehållstid och närsaltstillgång i frisimmarsteget. Detta är dock mycket
tidskrävande att utföra praktiskt i en långtidsluftad aktivslamanläggning. I
pilotanläggningen är slamåldern cirka 25 dygn, varför man måste driva anläggningen
vid konstanta förhållanden under minst denna tid innan några slutsatser om
slamproduktion kan dras.
Så här långt visar pilotförsöken att bioslamproduktionen kommer att öka istället för
att minska. Vinster finns dock i tidigare nämnda slamseparationsegenskaper samt i en
förbättrad nedbrytning av organiskt material. Innan någon ombyggnad görs borde
det vara av stort intresse att dosera kväve och fosfor i de mängder som doseras i
pilotanläggningen, för att se om detta räcker för att lösa problemen med de dåliga
slamseparationsegenskaperna. Den anoxa selektorn i fullskaleanläggningen skulle
eventuellt kunna användas om denitrifikationssteg, varför problem med
överskridande av utsläppskraven för totalkväve skulle kunna lösas. Nackdelen är
dock att för att erhålla en denitrifikation på exempelvis 70 % krävs en
recirkulationsgrad på tre gånger inkommande flöde. Detta skulle medföra att nya
pumpar och returledningar för en internrecirkulation måste installeras.
__________________________________________________________________
60

7. Slutsatser
__________________________________________________________________
Frisimmarsteget drivs optimalt med en uppehållstid på cirka 5-8 h. För att få maximal
reduktion av organiskt material i frisimmarsteget krävs att kväve doseras med cirka
10 mg/l inkommande avloppsvatten och fosfor med minst 0,9 mg/l.
Av de resultat som tagits fram i detta arbete kan man dra slutsatsen att en
ombyggnad av den befintliga anläggningen enligt LSP-konceptet skulle medföra
betydligt bättre slamseparationsegenskaper samt effektivare nedbrytning av organiskt
material.
Dosering av kväve och fosfor bidrar till högre halter av totalkväve och totalfosfor i
utgående vatten. För att klara utsläppskraven på totalkväve måste det nitrat som
bildas i processen avlägsnas genom denitrifikation eller genom att utgående vatten
återrecirkuleras till frisimmarsteget.
Slamproduktionen har under hösten varit högre i pilotanläggningen än i
fullskaleanläggningen. Enligt datorsimuleringar medför en slamåldershöjning från 25
dygn till 40 dygn att slamproduktionen sänks med 13 %. Detta skulle medföra att
slamproduktionen vid en slamålder på 40 dygn skulle bli 0,19 kg SS/kg red. COD
jämfört med 0,17 kg SS/kg red. COD i fullskalan.
Datormodellen lämpar sig bra till att simulera problem rörande slamhalt och
slamålder. Den fungerar dock sämre till att simulera problem rörande närsaltbrist i
frisimmarsteget.
__________________________________________________________________
61

8. Litteraturlista
__________________________________________________________________
Artiklar
Andreasen K., Agertved J., Petersen J-O., Skaarup H. (1999)
Improvement of Sludge Settleability in Activated Sludge Plants Treating Effluent
from Pulp and Paper Industries, Wat. Sci. Tech. 40 (11-12), 215-221
Dalentoft E., Thulin P. (1997)
The Use of Kaldnes Suspended Carrier Process in Treatment of Wastewaters from
the Forest Industry, Wat. Sci. Tech. 35 (2-3), 123-130
Gapes D. J., Frost N. M., Clark T. A., Dare P. H., Hunter R. G., Slade A. H. (1999)
Nitrogen Fixation in the Treatment of Pulp and Paper Wastewaters, Wat. Sci. Tech.
40 (11-12), 85-92
Lee N. M., Welander T. (1996)
Reducing Sludge Production in Aerobic Wastewater Treatment Trough Manipulation
of the Ecosystem, Wat. Res. 30 (8), 1781-1790
Saunamäki R. (1994)
Experimental Study on the Control of Nutrient in Activated Sludge Treatment,
Wat. Sci. Tech. 29 (5-6), 329-342
Welander T. (2000)
Införande av LSP-principen i LAS-anläggningar för minskad slamproduktion och
förbättrade slamseparationsegenskaper, Lund (2000)
Welander T., Löfqvist A., Selmer A. (1997)
Upgrading Aerated Lagoons at Pulp and Paper Mills, Wat. Sci. Tech. 35 (2-3),
117-122
Welander T., Alexandersson T., Ericsson T., Gunnarsson L., Storlie A. (2000)
Reducing Sludge Production in Biological Effluent Treatment by Applying the LSP
Process, 2000 TAPPI International Environmental Conference & Exhibit, 757-764
__________________________________________________________________
62

Rapporter
Ek M., Parvall B., Simon O., Sivard Å. (1994)
Optimering av luftad damm – resultat av pilotförsök, IVL Rapport B 1134,
Stockholm (1994)
Pedersen A-M. (1997)
Sludge Settling Properties in Four Different Activated Sludge Processes, Master
thesis, Lund (1997)
Sivard Å. (2001)
Utbildningsmaterial Södra Cell, Mönsterås Bruk, ÅF-IPK AB (2001)
VAV Svenska vatten- och Avloppsverksföreningen, Enkla analysmetoder för
driftkontroll vid avloppsreningsverk, publikation VAV P54, augusti 1984
Wessberg J. (2000)
Membrane Bioreactors for the Treatment of Pulp Bleaching Effluents,
ISBN 91-7874-065-7, Lund (2000)
Böcker
Blom G. (1993)
Sannolikhetsterori och statistikteori med tillämpningar, Studenlitteratur, Lund (1993)
Jenkins D., Richard M. G., Daigger G. T. (1993)
Maual on the Causes and Control of Activated Sludge Bulking and Foaming, Lewis
publishers (1993)
Montgomery D. C. (2001)
Design and analysis of experiments, 5th edition, John Wiley & Sons, Inc, USA (2001)
Kemira Kemi AB (1989)
Clean Water is Our Life, Handbok i Vattenvård, AB Landstryck, Landskrona (1989)
Föredrag
Hanner (2001)
Gästföreläsning om membranbioreaktorer i kursen VA-teknik FK, 2001-12-13
__________________________________________________________________
63

Appendix A – Uppehållstid i frisimmarsteget
__________________________________________________________________
2,7 h:
Datum COD tot,in COD f,in COD f,lsp COD tot,ut COD f,ut SS in SS lsp
2001-08-17 950 870 410 200 190 66 380
2001-08-20 1260 1060 600 220 200 240 210
2001-08-22 1190 1000 470 200 190 220 230
2001-08-24 990 840 370 170 150 140 250
5,3 h:
Datum COD tot,in COD f,in COD f,lsp COD tot,ut COD f,ut SS in SS lsp
2001-07-20 1210 1040 480 200 180 86
2001-07-23 1170 1080 590 230 200 66 250
2001-07-25 800 790 410 250 200 37 140
2001-07-27 1140 111 540 250 190 49 190
8 h:
Datum COD tot,in COD f,in COD f,lsp COD tot,ut COD f,ut SS in SS lsp
2001-06-11 1200 1140 600 210 190 47 140
2001-06-13 1260 1170 510 210 190 37 180
2001-06-15 1200 1120 510 230 190 42 130
2001-06-18 1020 690 390 250 190 39 140
12 h:
Datum COD tot,in COD f,in COD f,lsp COD tot,ut COD f,ut SS in SS lsp
2001-08-09 970 910 340 260 220 90 114
2001-08-11 1360 1300 480 240 200 64 110
2001-08-13 1210 1150 550 230 210 62 80
Alla halter är angivna i mg/l
__________________________________________________________________
65

Appendix B – Närsalter i frisimmarsteget
__________________________________________________________________
P-dos 0 mg/l, N-dos 10 mg/l:
Datum COD f,in COD f,lsp SS in SS lsp PO 4 -P in PO 4 -P lsp NH 4 -N in NH 4 -N slp
2001-09-19 970 650 250 340 0,45 0,2 0,7 4,6
2001-09-24 1070 760 470 310 0,6 0,15 2,0 2,7
2001-09-26 1190 730 110 240
2001-09-28 1220 840 88 233 0,5 0,15 2,3
2001-10-01 1010 720 250 380 0,5 0,15 0,6 2,6
2001-10-03 1080 770 80 84 0,6 0,25 1,9 2,4
2001-10-05 1078 775 210 210
P-dos 0,2 mg/l, N-dos 7 mg/l:
Datum COD f,in COD f,lsp SS in SS lsp PO 4 -P in PO 4 -P lsp NH 4 -N in NH 4 -N slp
2001-10-08 835 580 76 200 0,4 0,2 0,5 1,8
2001-10-10 680 370 400 760
P-dos 0,45 mg/l, N-dos 7 mg/l:
Datum COD f,in COD f,lsp SS in SS lsp PO 4 -P in PO 4 -P lsp NH 4 -N in NH 4 -N slp
2001-10-12 670 360 61 240 0,4 0,2 0,8 0,9
2001-10-15 770 440 57 154 0,4 0,25 1,7 0,5
2001-10-17 730 380 120 280
2001-10-19 800 460 53 170 0,4 0,2 1,8 0,4
P-dos 0,8 mg/l, N-dos 10 mg/l:
Datum COD f,in COD f,lsp SS in SS lsp PO 4 -P in PO 4 -P lsp NH 4 -N in NH 4 -N slp
2001-11-12 810 450 41 160 0,3 0,9 0,2
2001-11-14 780 370 45 135 0,1 0,1
2001-11-16 1090 490 43 190
2001-11-19 910 550 91 140 0,01 4,7
P-dos 1,2 mg/l, N-dos 10 mg/l:
Datum COD f,in COD f,lsp SS in SS lsp PO 4 -P in PO 4 -P lsp NH 4 -N in NH 4 -N slp
2001-07-20 1040 480 86
2001-07-23 1080 590 66 250
2001-07-25 790 410 37 140
2001-07-27 1110 540 49 190
P-dos 3,0 mg/l, N-dos 15 mg/l
Datum COD f,in COD f,lsp SS in SS lsp PO 4 -P in PO 4 -P lsp NH 4 -N in NH 4 -N slp
2001-11-26 900 380 59 140 1,0 0,6 2,3 2,8
2001-11-28 870 330 46 180 0,6 0,5 2,2 0,1
2001-11-30 1000 370 41 140
2001-12-03 910 420 40 150 0,6 0,7 0,6 0,1
Alla halter är angivna i mg/l
__________________________________________________________________
66

Appendix C1 – Jämförelse mellan pilot och fullskala
__________________________________________________________________
Fullskala SS, COD, slam:
datum Q, m3/d SS,es CODt,in CODt,ut överskottslam
01-sep 80091 13 1070 150 13
02-sep 77620 13 1070 150 11,7
03-sep 82612 10 1170 160 11,7
04-sep 81215 13 1260 160 10,1
05-sep 66134 10 930 160 11,7
06-sep 74985 8 1090 160 11,6
07-sep 78460 14 1200 160 11
08-sep 81556 14 1200 160 11,6
09-sep 81862 14 1200 160 12
10-sep 80515 17 1210 160 14,1
11-sep 83458 13 1120 160 15,6
12-sep 75170 9 1070 170 13,8
13-sep 75035 12 1370 170 13,8
14-sep 70233 15 1220 170 10,3
15-sep 73966 15 1220 170 11,7
16-sep 74111 15 1220 170 13,4
17-sep 76116 8 1230 180 12,4
18-sep 84446 7 1250 210 13,5
19-sep 84712 11 1242 220 12,6
20-sep 76680 11 1220 240 12,6
21-sep 78559 13 1220 260 13
22-sep 77782 13 1220 260 8,5
23-sep 75949 13 1220 260 9,7
24-sep 73358 11 1450 270 12
25-sep 78363 12 1240 280 12
26-sep 78086 12 1170 290 12,1
27-sep 75797 11 1170 300 8,9
28-sep 77697 17 1230 310 10,1
29-sep 76479 17 1230 310 8,6
30-sep 78451 17 1230 310 8,2
01-okt 80066 15 1040 320 8,4
02-okt 78595 15 1040 320 8,1
03-okt 78595 9 1020 310 7,3
04-okt 77297 8 1040 310 7,4
05-okt 77784 11 1020 310 6,6
06-okt 78623 21 970 300 7,1
07-okt 79535 29 880 300 7,6
08-okt 78508 16 840 290 5,9
09-okt 75763 11 1370 280 8,9
10-okt 79772 21 1220 260 6,5
11-okt 76845 7 830 250 8,6
__________________________________________________________________
67

12-okt 77615 11 710 230 12,9
13-okt 76691 8 830 210 14
14-okt 79379 8 830 210 14,3
15-okt 76025 12 1080 210 13,3
16-okt 70966 14 1010 200 11,4
17-okt 75924 10 900 200 12,5
18-okt 77279 16 840 200 12,9
19-okt 76886 10 880 200 13,2
20-okt 78263 10 880 200 13,3
21-okt 78095 10 880 200 11,7
22-okt 74823 11 990 200 11,6
23-okt 71953 10 750 190 12,3
24-okt 35174 13 440 190 12,1
25-okt 61709 9 810 180 11,7
26-okt 77873 12 1180 160 11,1
27-okt 81257 12 1180 160 10,4
28-okt 76712 12 1180 160 11,1
29-okt 75130 10 1210 160 11,4
30-okt 68865 12 1060 170 13,9
31-okt 66867 16 1130 180 16,6
01-nov 67418 14 1260 180 27,2
02-nov 70504 12 1110 190 21,1
03-nov 68794 12 1110 190 13,5
04-nov 69324 12 1110 190 17,8
05-nov 71214 11 900 190 16,4
06-nov 73611 13 970 190 20,7
07-nov 70737 11 1020 180 7,1
08-nov 68899 14 950 180 19,4
09-nov 64728 17 900 200 19
10-nov 67025 17 900 200 33,6
11-nov 67777 17 900 200 43
12-nov 66434 13 870 220 25,6
13-nov 62218 17 780 220 19,9
14-nov 66152 15 910 220 18,8
15-nov 68490 16 1080 220 18
16-nov 69550 17 1060 220 13,7
17-nov 68402 17 1060 220 14,6
18-nov 67980 17 1060 220 10,5
19-nov 66068 14 1030 230 6,6
20-nov 66857 13 920 230 17,3
21-nov 69518 10 1140 230 15,1
22-nov 71276 19 1100 240 20,1
23-nov 69770 10 960 250 21,1
24-nov 71795 10 960 250 16,1
25-nov 73893 10 960 250 7,9
26-nov 70393 14 880 250 16,3
27-nov 67918 12 910 260 12,6
28-nov 70971 11 820 250 11,9
29-nov
30-nov
__________________________________________________________________
68

Appendix C2 – Jämförelse mellan pilot och fullskala
__________________________________________________________________
Pilot SS, COD, slam:
datum SS,ut CODt,in CODt,ut SS,as
01-sep
02-sep
03-sep 7,5 1210 130 4132
04-sep
05-sep 13 1290 174 4236
06-sep
07-sep
08-sep
09-sep
10-sep 40 1418 166 3580
11-sep
12-sep 33 1300 180 4170
13-sep
14-sep 20 1390 150 4040
15-sep
16-sep
17-sep 55 1312 296 3480
18-sep
19-sep 26 1260 230 4460
20-sep
21-sep
22-sep
23-sep
24-sep 64 1710 270 4350
25-sep
26-sep 48 1400 270 4380
27-sep
28-sep 48 1290 281 4640
29-sep
30-sep
01-okt 57 1190 270 4400
02-okt
03-okt 58 1200 270 4550
04-okt
05-okt 54 1210 289 4154
06-okt
07-okt
08-okt 62 916 262 4576
09-okt
10-okt 54 1160 200 4930
11-okt
__________________________________________________________________
69

12-okt 43 720 180 4980
13-okt
14-okt
15-okt 53 890 190 4760
16-okt
17-okt 46 930 190 5050
18-okt
19-okt 37 890 200 4920
20-okt
21-okt
22-okt 25 1000 140 4730
23-okt
24-okt
25-okt
26-okt 26 1190 120 4570
27-okt
28-okt
29-okt
30-okt 38 1240 170 4300
31-okt 44 1120 190 3150
01-nov
02-nov 55 1360 220 3190
03-nov
04-nov
05-nov 27 1130 170 3190
06-nov
07-nov 37 1000 210 3080
08-nov
09-nov 34 960 250 2940
10-nov
11-nov
12-nov 79 910 300 1450
13-nov
14-nov 40 820 230 3050
15-nov
16-nov 33 1210 220 2800
17-nov
18-nov
19-nov 22 990 210 2800
20-nov
21-nov
22-nov
23-nov
24-nov
25-nov
26-nov 29 960 220 2820
27-nov
28-nov 18 930 200 2840
29-nov
30-nov 34
__________________________________________________________________
70

Appendix C3 – Jämförelse mellan pilot och fullskala
__________________________________________________________________
Pilot och fullskala, Ntot och Ptot
LAS LAS LSP LSP
datum Ntot Ptot Ntot Ptot
01-sep 3,7 0,18
02-sep 3,7 0,18
03-sep 3,7 0,18 0,55
04-sep 3,7 0,18
05-sep 3,7 0,18 8,00 1,10
06-sep 3,7 0,18
07-sep 3,7 0,18
08-sep 3,7 0,18
09-sep 3,7 0,18
10-sep 3,7 0,18
11-sep 3,7 0,18
12-sep 3,7 0,18 7,40 0,86
13-sep 3,7 0,18
14-sep 3,7 0,18 10,50 0,41
15-sep 3,7 0,18
16-sep 3,7 0,18
17-sep 3,7 0,18 10,50 0,76
18-sep 3,7 0,18
19-sep 3,7 0,18 14,00 0,55
20-sep 3,7 0,18
21-sep 3,7 0,18
22-sep 3,7 0,18
23-sep 3,7 0,18
24-sep 3,7 0,18
25-sep 3,7 0,18
26-sep 3,7 0,18 16,20 0,50
27-sep 3,7 0,18
28-sep 3,7 0,18 10,50 0,52
29-sep 3,7 0,18
30-sep 3,7 0,18
01-okt 5,3 0,16 11,01 0,60
02-okt 5,3 0,16
03-okt 5,3 0,16 14,25 0,58
04-okt 5,3 0,16
05-okt 5,3 0,16 10,25 0,62
06-okt 5,3 0,16
07-okt 5,3 0,16
08-okt 5,3 0,16 8,64 0,66
09-okt 5,3 0,16
__________________________________________________________________
71

10-okt 5,3 0,16
11-okt 5,3 0,16
12-okt 5,3 0,16 18,70 0,60
13-okt 5,3 0,16
14-okt 5,3 0,16
15-okt 5,3 0,16 21,30 0,60
16-okt 5,3 0,16
17-okt 5,3 0,16 16,50 0,59
18-okt 5,3 0,16
19-okt 5,3 0,16 14,07 0,51
20-okt 5,3 0,16
21-okt 5,3 0,16
22-okt 5,3 0,16 10,69 0,42
23-okt 5,3 0,16
24-okt 5,3 0,16
25-okt 5,3 0,16
26-okt 5,3 0,16 9,28 0,49
27-okt 5,3 0,16
28-okt 5,3 0,16
29-okt 5,3 0,16
30-okt 5,3 0,16 14,08 0,68
31-okt 5,3 0,16 7,26 0,79
01-nov 3,7 0,18
02-nov 3,7 0,18
03-nov 3,7 0,18
04-nov 3,7 0,18
05-nov 3,7 0,18 8,77 0,53
06-nov 3,7 0,18
07-nov 3,7 0,18 10,60 0,72
08-nov 3,7 0,18
09-nov 3,7 0,18 6,84 0,59
10-nov 3,7 0,18
11-nov 3,7 0,18
12-nov 3,7 0,18 8,33 1,30
13-nov 3,7 0,18
14-nov 3,7 0,18 6,49 1,02
15-nov 3,7 0,18
16-nov 3,7 0,18 8,55 1,11
17-nov 3,7 0,18
18-nov 3,7 0,18
19-nov 3,7 0,18 8,55 0,49
20-nov 3,7 0,18
21-nov 3,7 0,18
22-nov 3,7 0,18
23-nov 3,7 0,18
24-nov 3,7 0,18
25-nov 3,7 0,18
__________________________________________________________________
72

Appendix D – Mikroskoperingsprotokoll
__________________________________________________________________
__________________________________________________________________
73

__________________________________________________________________
74

__________________________________________________________________
76

__________________________________________________________________
77

__________________________________________________________________
78

__________________________________________________________________
79

__________________________________________________________________
80

__________________________________________________________________
81

__________________________________________________________________
82

__________________________________________________________________
83

__________________________________________________________________
84

__________________________________________________________________
85

__________________________________________________________________
86

__________________________________________________________________
87