DIKA, Driftstörningar i kommunala avloppsreningsverk - en studie av ...

',$'ULIWVW|UQLQJDULNRPPXQDODDYORSSVUHQLQJVYHUNHQVWXGLHDYV\UH|YHUI|ULQJ\WDNWLYDlPQHQVODPHJHQVNDSHURFKVW\UP|MOLJKHWHUJonas Röttorp, Ann-Sofie Allard, Mats EkLennart Kaj, Mikael Remberger och Peter Solyom, IVLLeif Eriksson, YKIB 1328 AStockholm, februari 1999

3InnehållsförteckningFörord ...........................................................................................................................................................1Sammanfattning ............................................................................................................................................5Summary.......................................................................................................................................................71. Bakgrund ..............................................................................................................................................92. Mål .....................................................................................................................................................103. Studerade verk....................................................................................................................................103.1. Avloppsreningsverket i Fagersta By, Borlänge .......................................................................103.2. Duvbackens reningsverk i Gävle.............................................................................................103.3. Bottenvikens reningsverk i Haparanda....................................................................................113.4. Sjöstadsverket i Karlstad.........................................................................................................113.5. Avloppsverket i Örebro...........................................................................................................114. Syreöverföringsproblem, tensider och fettsyror..................................................................................124.1. Använda metoder ....................................................................................................................134.1.1. Bestämning av α- och β-värdet....................................................................................134.1.2. Rutinmässiga kemiska analyser....................................................................................134.1.3. Analys av totalhalten fettsyror i kommunala avloppsvatten.........................................134.1.3.1. Metodik för extraktion av fettsyror i vattenprover.........................................144.1.3.2. Metod för extraktion av fettsyror i slamprover ..............................................144.1.3.3. Derivatisering och analys...............................................................................144.1.3.4. Instrumentering..............................................................................................144.1.4 Analys av tensider.......................................................................................................154.1.4.1 Analys av alkoholetoxylater...........................................................................154.1.5. Pilotförsök med tillsats av tensid ................................................................................164.1.6. Veckovisa mätningar i de olika verken .......................................................................174.1.7. Mätningar under intensivprovtagningar ......................................................................184.1.8. Tillsats av tensid i full skala........................................................................................184.1.9. Kort och förenklad beskrivning av multivariata metoder............................................184.2. Resultat och diskussion ...........................................................................................................204.2.1 Fettsyraanalyser ...........................................................................................................204.2.1.1. Vattenprover ..................................................................................................204.2.1.2. Slamprover.....................................................................................................204.2.2. Pilotförsök med tensidtillsats .......................................................................................204.2.3. Veckovisa mätningar i de olika verken ........................................................................244.2.3.1. Borlänge.........................................................................................................244.2.3.2. Gävle..............................................................................................................264.2.3.3. Karlstad..........................................................................................................294.2.3.4. Örebro............................................................................................................314.2.4. Intensivprovtagning i reningsverken ...........................................................................334.2.4.1. .Borlänge.........................................................................................................334.2.4.2. .Gävle..............................................................................................................374.2.4.3. .Haparanda......................................................................................................524.2.4.4. .Karlstad..........................................................................................................554.2.4.5. .Örebro............................................................................................................614.3. Slutsatser av pilotskaleförsök, veckovisa provtagningar och intensivprovtagningar...............654.3.1. Samband mellan α-värde och tensider och fettsyror ....................................................654.3.2. Multivariata metoder för prediktering av svåranalyserade variabler...........................665. Slam- och sedimenteringsegenskaper .................................................................................................675.1. Använda metoder ....................................................................................................................675.1.1. Rutiner för datainsamling.............................................................................................675.1.2. Sedimenteringsegenskaper och respirationstest ...........................................................675.1.3. Mikroskopering............................................................................................................67

45.1.4. Mätning av kontaktvinkel och filtreringsmotstånd/flockstyrka ....................................685.2. Resultat och diskussion ...........................................................................................................685.2.1. Samband mellan sedimenterings- och filtreringsegenskaper, driftsätt, data frånmikroskopering samt mätning av kontaktvinklar och flockstyrka................................685.2.1.1. .Borlänge.........................................................................................................695.2.1.2 ..Gävle..............................................................................................................705.2.1.4. .Örebro............................................................................................................735.2.2. Ytkemiska synpunkter på syreöverföringen .................................................................745.2.3. Mikroskoperingsmanual...............................................................................................765.3. Slutsatser angående slamegenskaperna ...................................................................................766. Multivariat modellering av Borlänge avloppsreningsverk..................................................................776.1 Bakgrund ................................................................................................................................776.2 Metoder...................................................................................................................................786.2.1 Borlänge aktivslamanläggning.....................................................................................786.2.2 Instrumenterering........................................................................................................796.2.2.1 NADH-mätare................................................................................................806.2.2.2 TOC instrument .............................................................................................816.2.2.3 Mätning av suspenderat material i utgående vatten........................................816.2.3 Konceptuell modell......................................................................................................826.2.4 Från givare till multivariat övervakning.......................................................................826.2.5 Databaskonfiguration..................................................................................................836.3 Resultat....................................................................................................................................836.3.1 Erfarenheter av mätgivarna ..........................................................................................836.3.1.1 NADH-mätaren..............................................................................................836.3.1.2 TOC-instrument .............................................................................................846.3.1.3 Suspmätare av märket Cerlic CPS-µP............................................................846.3.2 Tillståndsmodell...........................................................................................................846.3.3 Realtidsapplikation av tillståndsmodellen...................................................................866.3.4 Dynamisk databas ........................................................................................................896.3.5 PLS modell tillämpad på dynamisk databas................................................................906.4 Diskussion kring multivariat övervakning...............................................................................907. Slutsatser och rekommendationer för jämnare drift............................................................................917.1 Lagom och jämn belastning.....................................................................................................917.1.1 Organisk belastning......................................................................................................917.1.2 Utjämning av den organiska belastningen....................................................................927.1.3 Hydraulisk belastning..................................................................................................927.1.4 Utjämning av den hydrauliska belastningen.................................................................937.2 Mindre problem med syreöverföring.......................................................................................937.2.1 Avskiljning av störande ämnen ....................................................................................937.2.2 Nedbrytning av störande ämnen...................................................................................947.3 Mindre variationer i driften.....................................................................................................958. Referenser...........................................................................................................................................969. Förteckning över bilagor ....................................................................................................................9710. Förteckning över bilagor i separat rapport, IVL B 1328 B................................................................97Bilaga 1. Metodbeskrivning för α-värdesbestämningBilaga 2. Protokoll för veckoprovtagningBilaga 3. MikroskoperingsprotokollBilaga 4. Belastningar och reningsresultatBilaga 5. Samband mellan separationsegenskaper och slammens ytegenskaperA99123

5SammanfattningUnder de senaste 5-10 åren har driftstörningarna ökat i många kommunala avloppsreningsverk.Det har främst varit problem med syresättning, slammets sedimenteringsegenskaperoch skumning, med ökade utsläpp som följd. Det här projektet startade medteorin att en del av problemen hade samband med den ökade användningen av biologisktlätt nedbrytbara tensider. Dess nedbrytningsprodukter kan tänkas påverka bådesyreöverföringen och den mikrobiella sammansättningen. En viktig del i projektet varockså att testa möjligheterna till övervakning och styrning av verken med multivariatametoder.En mycket stor mängd data har samlats in från fem reningsverk (Borlänge, Gävle,Haparanda, Karlstad och Örebro). Prover har tagits varannan timme under särskildaintensivprovtagningsdygn. Förutom de vanliga variablerna har då också halten av tensideroch fettsyror analyserats, liksom syreöverföringen. Dessutom har verken varje veckasammanställt en mängd driftdata inklusive mikrobiell och fysikalisk karakterisering avbioslammet.Analysmetoderna för tensider och fettsyror har anpassats för kommunala avloppsvatten.Analyser av tensider, fettsyror och syreöverföringshastighet (α-värde) vid flera medelstorasvenska avloppsreningsverk har styrkt antagandet att tensider, men dessutom fettsyror,försvårar syreöverföringen. Höga halter av tensider och fettsyror kan, trots att debryts ner i luftningen, göra att luftningsbehovet ökar kraftigt. Det betyder ökad energikostnadför luftningen, och risk för slamproblem om syrehalten inte kan hållas.Ett sätt att minska problemen kan vara att minska slambelastningen i verket, och därmedfå en snabbare och mer fullständig nedbrytning av tensider och fettsyror. En ökning avslamhalten i Duvbackens reningsverk i Gävle resulterade i högre α-värden, lägre resthalterav tensider och fettsyror, och mindre problem med syrehalt och slamförluster.Ett annat sätt att minska problemen som följer med fettsyrorna kan vara att, som iÖrebro, låta överskottsslammet passera försedimenteringen. En stor del av fettsyrornakan då adsorberas till slammet, och inte påverka luftningen i nästa steg.Mätning av slammets filtreringsmotstånd, flockstyrka och hydrofobicitet (med CST- ochkontaktvinkelbestämning) kan ge ytterligare viktig information om slammets separationsegenskaper.Data från dessa mätningar och andra analyser har också lett fram till ettdelvis nytt ytkemiskt betraktelsesätt av syreöverföringen.Insamlade data varje vecka från de fem reningsverken har utvärderats med multivariatametoder för att finna olika samband av intresse för en stabilare drift. Det har bland annatvisat sig möjligt att utgående från data om vattenflöde, COD och konduktivitet i inkommandevatten beräkna halten av totalfosfor i vattnet med relativt god noggrannhet

6(ca ±15%). Med bättre tidsupplösning, som under intensivprovtagningarna, förbättradesmodellen. Vid on-line mätning skulle modellen kunna användas för att styra förfällningen.Dessa veckovisa data har också visat att flockegenskaper och förekomst av vissa typerav filamentbildande organismer hör samman med speciella förhållanden vad gäller t exbelastning och slamålder.Vid reningsverket i Borlänge har instrumenteringen kompletterats med on line mätningav TOC i in- och utgående vatten, konduktivitet, slamhalt i flera positioner och den mikrobiellaaktiviteten baserad på mängden NADH. Data från dessa givare och tidigaremätta variabler såsom flöden, pH och temperatur har använts för att göra en multivariatbeskrivning av driften. Operatören kan på en bild se om processen går som normalt ellerinte. Vid störningar talar modellen om vilka variabler som är avvikande, och modellenkan också användas för att hitta en lämplig motåtgärd. Systemet kan byggas ut till ettautomatiskt styrsystem.Projektet har visat att:• Tensider och fettsyror i avloppsvattnet stör syreöverföringen.• Problemen kan minskas genom att minska slambelastningen (höja slamhalten),och/eller genom att adsorbera en del av inkommande fettsyror på överskottsslammet.• Mikroskopering av bioslammet och mätningar av dess separationsegenskaper gervärdefulla upplysningar om processens tillstånd.• Det finns möjligheter att övervaka, och styra, processen i realtid med hjälp av någraextra givare och multivariata modeller. Ett exempel är modellering av halten totalfosfori inkommande vatten, som kan beräknas utifrån andra variabler.Projektet har lett till ett ökat engagemang och ökad kunskap hos personalen på reningsverken.Driftstörningarna är mindre nu än vid projektets början, förhoppningsvis delvissom en följd av projektet.

7SummaryOperational problems have increased during the last 5-10 years in many sewagetreatment plants. It has mainly been problems with oxygen transfer, sludge settling andfoaming, leading to increased discharge. This project was started with the theory that theproblems were partly caused by increased use of readily biodegradable surfactants. Theirdegradation products can be expected to influence both oxygen transfer and themicrobial compositions of the biosludge.Great amounts of data have been collected from five treatment plants (in Borlänge,Gävle, Haparanda, Karlstad and Örebro). Samples were taken every second hour duringcertain sampling days when, in addition to the normal variables, the concentration ofsurfactants and fatty acids were analysed and oxygen transfer rate determined. All fiveplants also collected a large amount of operational data every week, including microbialand physical characterisation of the biosludge.Existing methods to quantify surfactants and fatty acids have been adapted to sewage.Analysis of surfactants, fatty acids and oxygen transfer rate (α-value) at several mediumsize Swedish sewage plants have confirmed the theory that surfactants, and also fattyacids, can decrease oxygen transfer rate. High concentration of surfactants and fattyacids can, though they are degraded in the aeration, increase the demand for airsignificantly. This means increased cost for aeration, and risk for sludge problems if theoxygen level can not be maintained.One way to reduce the problems with slow oxygen transfer can be decrease of sludgeload in the plants, leading to a faster and more complete degradation of surfactants andfatty acids. An increase of the sludge concentration in the Duvbacken plant in Gävleresulted in higher α-values, lower residual concentrations of surfactants and fatty acids,and less problems with oxygen levels and loss of sludge.Another way to decrease the problems caused by fatty acids can be to add the excessbiosludge to the primary settling, as in Örebro. A great part of the fatty acids can beadsorbed to the sludge, and thus not influence the aeration in the next step.Measuring of filtration resistance, floc strength and hydrofobicity (with CST- andcontact angel determination) of the sludge can give extra information about theseparation properties of the sludge. Data from these measurements and other analyseshave also resulted in a partly new surface chemical way to look at the oxygen transfer.Data collected every week from the five sewage plants were evaluated with multivariatemethods, in order to find different connections of interest for a more stable operation. Itwas for instance shown to be possible to calculate the concentration of totalphosphorous in the incoming water with relatively good accuracy (±15%), based upon

8flow rate, COD and conductivity. With more frequent sampling, like during theintensive sampling days, the model improved. With on-line measurement the model canbe used to regulate the pre-precipitation.Data from weekly sampling also showed that floc properties and the presence of certainfilament forming organisms were connected to specific conditions concerning sludgeload and sludge age.The instrumentation at Borlänge sewage plant was supplemented with on-linemeasurement of TOC in untreated and treated water, conductivity, sludge concentrationin several positions and microbial activity based upon the amount of NADH. Data fromthese sensors and variables like flow rate, pH, dissolved oxygen and temperature wereused for a multivariate description of the process. The operator can at any time in agraph see if the process is normal or not. If it is upset, the model points out the deviatingparameters, and the model can also be used to suggest a suitable countermeasure. Thesystem can be expanded into an automatic regulating system.The project has shown that:• Surfactants and fatty acids in the sewage decrease the oxygen transfer rate.• The problems can be minimized by lowering the sludge load (increasing the sludgeconcentration) and/or by adsorbing a fraction of the incoming fatty acids on theexcess sludge.• Microscopical study of the biosludge and measuring the separation properties givevaluable information about the state of the process.• It is possible to control and regulate the process in real-time, based on signals fromsome extra sensors and multivariate models. One example is modelling of theconcentration of total phosphorus in untreated sewage, calculated from othervariables.The project has led to an increased interest and knowledge among the sewage plantpersonnel. Process disturbances are now less frequent than at the beginning of theproject, hopefully partly as a result of this project.

91. BakgrundDriftstörningar vid kommunala reningsverk i form av skumning och problem med slamseparationoch luftning i aktivslamprocessen är väl kända. Eftersom aktivslamprocessenutgör ett komplext ekosystem av bakterier och andra mikroorganismer och dessutomsammansättningen på inkommande vatten varierar kraftigt är det svårt att alltid uppnåett bra reningsresultat.I Borlänge, Gävle, Karlstad, Örebro och andra medelstora reningsverk i landet harmängden störningar ökat under de senaste åren. De observerade problemen kan sammanfattaspå följande sätt:• Försämrade sedimenteringsegenskaper för slammet• Skumningsproblem i luftningen• Syresättningsproblem i luftningenDåliga sedimenteringsegenskaper hos bioslammet och skumningsproblem leder tillökade utsläpp av suspenderat material och därmed även fosfor och annat organisktmaterial som sitter bundet till suspenderat material. Svårigheter med att upprätthålla tillräckligthöga syrehalter i luftningssteget leder till ökad energiförbrukning, eftersom merluft måste tillsättas för att nå börvärdet för syrehalten. Om inte tillräckligt med syre nårbiosteget påverkar det även slamegenskaperna, oxidationen av organiskt material och iförekommande fall oxidationen av ammonium. Sammantaget genererar dessa problemökad miljöbelastning.Med anledning av att störningarna ökat i frekvens och att det skett stora förändringar ikemikalieanvändningen i samhället utfördes en förstudie för att belysa problemställningen(1). Studien omfattade följande tre områden:• En kemikalieinventering som visade hur kemikalieanvändningen i samhället förändratsunder åren 1990 till 1994• En litteratursammanställning över slamsvällningsproblematiken• En tillämpning av multivariat teknik på processdata för identifiering av driftstörningarFörstudien visade att tensidanvändningen ökat markant och att sammansättningen avtvättmedel har ändrats under de aktuella åren. I rapporten påpekades att tensiderna ochderas nedbrytningsprodukter kan försämra syrets löslighet och därmed försvåra syresättningeni biosteget.Litteratursammanställningen visade på många olika driftstrategier för att motverkaslamsvällning. Antalet sena litteraturreferenser visar att det inte är lätt att kontrollera

10slamsvällningen.Den multivariata sammanställningen av processdata visade att tekniken var mycket användbarför att identifiera driftstörningar.Syftet med det här projektet var att ta fram driftanalyser för att kunna beskriva de olikadriftstörningarna, slam med dåliga sedimenteringsegenskaper och syresättningsproblem.Syftet var även att tillämpa multivariat teknik för sammanställning av driftdata och föratt ta fram multivariata modeller för övervakning on-line.2. MålProjektets övergripande målsättning var att finna orsakerna till de uppkomna problemenoch att ta fram konkreta råd och anvisningar för hur problemen ska lösas så att man klararnuvarande och framtida utsläppsvillkor.Utsläppens recipientpåverkan är givetvis den centrala frågan, men den har inte behandlatsi detta projekt.3. Studerade verk3.1. Avloppsreningsverket i Fagersta By, BorlängeBelastningen var under perioden ca 54 000 p.e., varav ca 10 000 från ett antal mindreindustrier av olika slag. Järnklorid används för förfällning. Doseringen är tidsstyrd, dvsden är baserad på erfarenhetsmässig variation i belastningen över dygnet.En fast dos järnklorid tillsätts också i biologin (simultanfällning). Ingen efterfällningtillämpas. Den totala volymen i de två luftningsbassängerna är ca 2 300 m 3 , och luftningensker via membranluftare. Tidvis får man en långtgående nitrifikation i anläggningen..Slutsedimenteringens yta är 1 820 m 2 , vilket med dimensionerande flöde ger enbelastning på 0,64 m 3 /m 2 *h (eller m/h).3.2. Duvbackens reningsverk i GävleVerket belastas med ca 88 000 p.e., varav ca 8 000 från mindre industrier. Bland dessadominerar livsmedel (mejeri, fisk och bryggeri), men också sjukhus och biltvättar är anslutna.Olika järnsalter används i förfällningen.Den totala luftningsvolymen är 8 850 m 3 , och membranluftare används. Vid behov an-

11vänds AVR för slutfällning. Mellansedimenteringens yta är 4 900 m 2 , vilket med normalflödeger en belastning kring 0,4 m 3 /m 2 *h.3.3. Bottenvikens reningsverk i HaparandaNormalbelastningen är ca 70 000 p.e., varav ca 45 000 kommer från ett bryggeri medstora variationer över veckan och dygnet. Efter sandfång och grovrens går vattnet till tvåbiotorn (900 m 3 totalt), och därefter till aktivslambehandling. Man har fyra seriekoppladeluftningsbassänger om vardera 350 m 3 . Luftarna är av OKI-typ. Järnsulfat användsför simultanfällning.Eftersedimenteringens yta är 885 m 2 , vilket med normalflöde ger en belastning kring 0,6m 3 /m 2 *h.3.4. Sjöstadsverket i KarlstadVerket belastas normalt med ca 83 000 p.e., varav ca 13 000 från industri. Den huvudsakligaindustribelastningen kommer från ett mejeri.Man förfäller med järnklorid och polyelektrolyt. Doseringen är flödesproportionell ochdelvis också belastningsproportionell. Polyelektrolyt doseras enligt CDM:s tvåkomponentsfast-loop system. Järnklorid används också i slutfällningen, men även andra kemikaliertestas. Den totala luftningsvolymen är 2 400 m 3 , och man använder membranluftareav märket nopol. Mellansedimenteringens yta är 2 000 m 2 , vilket med dimensionerandeflöde ger en belastning kring 0,8 m 3 /m 2 *h.3.5. Avloppsverket i ÖrebroVerkets medelbelastning var 1995 104 000 p.e., men toppar upp till 155 000 p.e. förekom.I genomsnitt kommer 11 000 p.e. från industrier, men mängden kan gå upp till60 000 p.e. Dominerande industrier är ett returpappersbruk och livsmedelsindustri, ävenett par större tvätterier är anslutna.Järnsulfat används både för förfällning och simultanfällning. Man arbetar med en dagdosoch en nattdos. Vid behov slutfäller man med PAX, polymer och/eller AVR.Mellansedimenteringens yta är 1 750 m 2 , vilket med normalflöde ger en belastning kring1,0 m 3 /m 2 *h.Den totala luftningsvolymen som drevs konventionellt var i början och slutet av perioden9 340 m 3 , men bara 7 700 m 3 från oktober 1996 till mars 1997. Membranluftare används(membranen byttes ut sommaren 1996), och sommartid får man en del nitrifika-

12tion i luftningen. I ett annat block pågår försök med nitrifikation och denitrifikation,men det slammet har inte studerats speciellt i det här projektet..Tabell 1 ger några data kring verken i samlad form.Tabell 1.Några dimensionerings- och driftdata för de fem verken.Borlänge Gävle Haparanda Karlstad ÖrebroFörbehandling Fällning Fällning Biobädd Fällning Fällningjärnklorid järnsalter järnklorid järnsulfatLuftningsvolym, m 3 2 300 8 850 1 400 2 400 9 340HRT i luftning, h 2 - 4,5 3,5 - 8 2-3 1,5 - 3,5 2,5 – 7Simultanfällning Järnklorid Nej Järnsulfat Nej JärnsulfatLuftartyp Membran Membran OKI Membran MembranMellansed, m/h 0,3 - 0,6 0,3 - 0,5 0,4 - 0,8 0,4 - 0,8 0,8 - 1,4Efterfällning Nej AVR ibland Nej Järnklorid Nej4. Syreöverföringsproblem, tensider och fettsyrorI VA-Forsk rapporten (1) kunde det konstateras att både hushållsanvändningen och denindustriella användningen av tensider i Sverige ökat markant de senaste åren. Tvättmedlenssammansättning har också ändrats. Genom att ersätta fosfater med andra typerav komplexbildare var man tvungen att öka tensidinnehållet för att upprätthålla funktionen.Kompakttvättmedlen som introducerades under samma period innehöll också högrehalter av tensider. De flesta tensider som numera används i tvätt- och rengöringsmedel,såväl anjoniska som nonjoniska är biologiskt lättnedbrytbara och ger fettsyror sommellanprodukter vid nedbrytningen.Wagner och Pöpel (2) har visat att tensider vid relativt låga koncentrationer minskar α-värdet (försämrar syreöverföringen) och därmed även kan försvåra syresättningen iaktivslamsteget.Wanner (3) konstaterade att fettsyror också försvårade syreöverföringen och dessutomorsakade slamproblem.Syftet med den studie som rapporteras här var att undersöka om av tensidinnehållet isvenska avloppsvatten kan förklara syresättningsproblemen i aktivslamsteg.Pilotförsök genomfördes på Kungsängens avloppsreningsverk i Uppsala för att undersökahur tillsats av tensid till inkommande avloppsvatten påverkade syreöverföringen.Dessutom genomfördes mätningar av halten tensider och fettsyror och α-värden i kommunalaavloppsreningsverk i Borlänge, Gävle, Haparanda, Karlstad och Örebro för att

13även där undersöka tensidernas och fettsyrornas påverkan på syreöverföringen.4.1. Använda metoder4.1.1. Bestämning av α- och β-värdetα-värdet (syrets överföringshastighet i avloppsvattnet i förhållande till hastigheten i rentvatten) bestämdes regelbundet vid alla verken. Med standardiserad omrörning och luftinblåsninggjordes mätningarna så lika som möjligt på alla verken.Vattnet ifråga tempererades till en bestämd temperatur (normalt 20-22°C) och löst syreförträngdes med kvävgas som bubblades genom vattnet. För inkommande och försedimenteratvatten gjordes bestämningen direkt, medan man för prover från luftningen användeklarfasen efter 30 minuters sedimentering. Då halten löst syre var under ca 0,3mg/l avbröts kvävgasbubblingen och luft blåstes in med konstant hastighet. Halten löstsyre noterades som funktion av luftningstiden tills man nått mättnad.Samma procedur gjordes vid varje mättillfälle också med rent vatten. Ur mätdata beräknadeshastighetskonstanten K L a för rent vatten och avloppsvatten i olika positioner. α-värdet definieras som K L a för avloppsvattnet dividerat med K L a för rent vatten. Metodenär utförligt beskriven i bilaga 1. Där framgår också hur ß-värdet bestäms. Det är ett måttpå hur syrets mättnadsvärde i avloppsvattnet påverkas.4.1.2. Rutinmässiga kemiska analyserCOD bestämdes med kyvettest (Hach eller Dr. Lange).BOD 7 bestämdes enligt SS 02 81 43.Suspenderat material bestämdes som SÄ GF/A enligt SS 02 81 12.Totalfosfor bestämdes enligt SS 02 81 27-2.4.1.3. Analys av totalhalten fettsyror i kommunala avloppsvattenAtt tillämpa metodik avsedd för analys av fettsyror i biologiska material eller skogsindustriellaavloppsvatten på kommunala avloppsvatten visade sig inte fungera tillfredsställande.I avloppsvattnet kan fettsyrorna finnas som fria fettsyror, förtvålade med tvåvärdaalkalimetaller, associerade med organiskt material eller kemiskt bundna i olika lipider(glycerider, vaxer och steroler).I biologiskt material är fettsyrorna till största delen kemiskt bundna i triglycerider, men iavloppsvatten föreligger de som fria syror eller som salter (förtvålade). Fettsyrasaltena

14extraheras i ringa grad med organiska lösningsmedel. Genom surgörning med oorganiskasyror kan fettsyrasalterna överföras till den fria syran som lätt kan extraheras.Surgörning till pH 3 och extraktion med relativt opolära lösningsmedel, som användesvid starten av projektet, gav emellertid oförväntat låga utbyten av analyterna trots föreningarnasrelativt lipofila karaktär. Matthijs (4) rapporterar liknande erfarenheter vidanalys av kommunala avloppsvatten och drog slutsatsen att det finns ett behov avmetodutveckling för att ta fram en acceptabel standardmetod för fettsyraanalyser i dennatyp av prov.En metod för kvantitativ analys av fettsyror i kommunala avlopp togs därför fram inomdetta projekt. Resultatet av metodutvecklingen har tillämpats i detta projekt.4.1.3.1. Metodik för extraktion av fettsyror i vattenproverVattenproverna (18 ml) spikades med utbytesstandard (heptadekansyra och dibromoktadekansyra).2-propanol tillsattes och därefter saltsyra till en slutkoncentration på 1 M.Proverna värmdes till 75 o C i 15-30 min. Efter nedkylning extraherades proven tregånger med tert-butylmetyleter (TBME) i vardera 10 min.4.1.3.2. Metod för extraktion av fettsyror i slamproverSlamprov centrifugerades för att separera vatten och slamfas. Vattenfasen spikades medutbytesstandarden dibromoktadekansyra och sparades.Till slamfasen tillsattes 2-propanol och heptadekansyra som utbytesstandard. Provetgjordes basisk med natriumhydroxid och inkuberades vid 50 o C över natten.Efter kylning och centrifugering av provet togs organfasen tillvara. Slamfasen extraheradesånyo med 2-propanol och natriumhydroxid i ultraljudbad under 30 min. Sistaextraktionen utfördes med vatten i ultraljudbad (30 min). Extrakten slogs samman medden tidigare sparade vattenfasen. Den fortsatta upparbetningen av vatten/2-propanolextraktetföljde samma schema som för kommunala vattenprover.4.1.3.3. Derivatisering och analysExtrakten indunstades och derivatiserades med diazometan löst i dietyleter. Reagensetblåstes bort med en svag kvävgasström. Provet återlöstes i hexan och spikades medinternstandard (bifenyl) före GC-analysen.4.1.3.4. InstrumenteringAnalyserna utfördes med hjälp av en HP 5890 A gaskromatograf med flamjonisationsdetektor(FID) kopplad med en autoinjektor HP 7375 A. Kolonnen var en DB-5, 30meter med 0,32 mm innerdiameter och belagd med 0,25 µm fas. Trycket över kolonnen

15var 20 psig som resulterade i ett gasflöde (He) på 26 cm/s vid 45 o C. GC-ugnen programmeradesisotermt 45 o C i 1 min, följt av temperaturhöjning med 15 o C/min till150 o C. Därefter programmerades ugnen 7,5 o C/min till 320 o C som hölls i 5 min. Provet(1 µl) injicerades splitless (0,5 min). Temperaturen i injektionsporten var 225 o C.Detektorsignalen registrerades och bearbetades med hjälp av en PC-baserad mjukvara(Turbochrom 4.1).4.1.4 Analys av tensiderArbetet koncentrerades huvudsakligen på analys av den viktiga nonjoniska tensidgruppenalkoholetoxylater. En del inledande försök gjordes att bestämma anjoniska tensidermed tensidspecifik elektrod, men metoden var inte tillräckligt känslig.4.1.4.1 Analys av alkoholetoxylaterFörsta steget i analysen avser uppkoncentrering av analyterna till en liten volym. Vid deinledande försöken användes vätske/vätske-extraktion med tert-butylmetyleter (TBME).Detta gav inte tillfredställande utbyte vid analys av satsade modelltensider. Bra utbyteerhölls med SPE (Solid Phase Extraction) och denna extraktion användes i fortsättningen.50-200 ml prov sögs genom en RP-C1 kolonn (Bond Elut C1 500 mg, Varian).Kolonnen eluerades med etylacetat/metanol och metanol genom en ytterligare kolonnmed stark anjonbytare (Isolute SAX 500 mg, IST). Det erhållna organiska extraktet indunstadestill torrhet. 100 µl jodvätesyra (som avfärgats genom tillsats av en litenmängd H 3 PO 2 ) tillsattes och inkuberades vid 100°C i 2h i täta rör försatta med kvävgas..Härvid överfördes tensidens alkoholdelar till motsvarande alkyljodider. Efter avsvalningoch tillsats av 1 ml vatten extraherades dessa med 2 gånger 1 ml TBME/hexan (3+7).Extraktet indunstades till liten volym, och renades genom eluering med hexan genom enkiselgelpelare.Eluatet analyserades på alkyljodider på gaskromatograf HP5890A med kapillärkolonnDB-5 och flamjonisationsdetektor. Omräkning till tensidhalt gjordes efter antagande omen etoxyleringsgrad av 9 etoxylatenheter per alkohol. Förfarandet är analogt medFendinger et al (5) som istället för jodvätesyra använder bromvätesyra. Bromvätesyraprovades också, men kräver högre temperatur och längre tid för att ge samma utbyte.Däremot har de bildade alkylbromiderna bättre egenskaper om gakromatografi medmasspecifik detektion används.I analysen ovan inkluderas även fettalkoholer som i provet föreligger fria dvs ej etoxylerade.I inledande försök togs hälften av det organiska extraktet till silylering och analysav fria fettalkoholer. Den erhållna halten subtrahererades från fettalkoholhalten som erhöllsefter jodvätesyrabehandling. Påverkan på slutresultatet var liten och påverkade inteden relativa halten i olika prov. Detta steg utfördes inte fortsättningsvis.

164.1.5. Pilotförsök med tillsats av tensidMot bakgrund av att ytaktiva ämnen ökat på senare år och att en del kommunala avloppsreningsverkhar syresättningsproblem, undersöktes en nonjonaktiv tensids eventuellaeffekt på syresättningen i ett pilotskaleförsök.Pilotförsöken utfördes på en pilotanläggning vid Uppsala kommunala reningsverk för attstudera tensiders effekt på syreöverföringsförmågan i aktivslamsteget. Pilotanläggningenbestod av två identiska parallella linjer. De båda linjerna var uppbyggda enligtfigur 1. Till den ena av de båda anläggningarna doserades en nonjonaktiv tensid till inkommandevatten.Q inQ intQ slQ wAN AER1 AER2 AER3 ZSFigur 1.Pilotanläggningen i Uppsala.Den totala reaktorvolymen för respektive anläggning var 2 m 3 . Aktivslamanläggningarnadrevs enligt figur 1 med nitrifikation och denitrifikation. Inget slamavdrag utöver detsom gick ut från sedimenteringen gjordes. Börvärdet för syrehalterna i båda anläggningarnavar 2 mg/l i de luftade zonerna. Luftartypen var membranluftare av fabrikatetNopol. Luftmängden styrdes på börvärdet genom att variera ventilöppningen som regleradeluftflödet.Den tensid som användes under försöken var en fettsyraalkoholetoxylat med strukturenenligt figur 2. Tensiden är en nonjonaktiv tensid och är mycket vanligt förekommande ihushållsrengöringsmedel och tvättmedel.O(CH2.CH2O) yOHY = 7 (medelvärde)Figur 2.Strukturformel för den tillsatta tensiden.

17Experimenten genomfördes enligt följande fyra punkter.1. Tensiden doserades till experimentlinjen till en koncentration av 10 mg/l. Det inkommandeflödet var 200 l/h (hydrauliska uppehållstiden 10 h), interna recirkulationsflödet400 l/h och slamreturflödet 200 l/h.2. Tensidkoncentrationen var fortfarande 10 mg/l men det inkommande flödet ökadestill 400 l/h (hydraulisk uppehållstid 5 h), interna recirkulationsflödet var 800 l/h ochslamreturflödet 350 l/h.3. Tensidkoncentrationen minskades till 5 mg/l och flödena var som under punkt 2.4. Tensiddoseringen upphörde och flödena var samma som i 2.4.1.6. Veckovisa mätningar i de olika verkenVid projektstarten konstaterades det ganska snart att det saknades analyser som på ettbra sätt beskrev de uppkomna driftstörningarna. Därför uppdaterades provtagnings- ochanalysrutinerna på reningsverken för att på ett bättre sätt få information om de olikadriftstörningarna. Befintliga driftanalyser kompletterades med mätningar av syrets löslighetsförmåga(α-värdesbestämningar) och mätningar på slammets sedimenteringsegenskapereftersom dessa var de huvudsakliga driftproblemen på verken. Parametrarnasom bestämdes under veckoprovtagningarna kan delas in i följande parameterkategorier:• Analyser på inkommande vatten och driftdata i processen• Mätningar av syrets löslighetsförmåga i avloppsvattnet• Slamanalyser och mätning av slammets sedimenteringsegenskaperDe analyser som gjordes på inkommande vatten och de traditionella processanalysernasom genomfördes veckovis finns redovisade i bilaga 2.För bestämning av syrets löslighetsförmåga avloppsvattnet analyserades α-värdet(metod enligt bilaga 1) i vattnet in till luftningssteget, och dessutom i mitten eller slutetav luftningen. Bestämningarna utfördes vid ungefär samma tidpunkt på dygnet en gångper vecka under projekttiden.Slamanalyserna omfattade mikroskopering av slam samt mätningar av sedimenteringsegenskaper.Vid mikroskoperingen bestämdes flockarnas storlek, struktur, kompakthetoch filamenthalt mm, se protokoll i bilaga 3. Vid varje mikroskoperingstillfälle bestämdesäven slammets sedimenteringsegenskaper genom bestämning av SV (slamvolym),SVI (slamvolymindex), SSVI (omrört slamvolymindex).

18Målet med veckomätningarna var att ta fram analysmetoder som beskrev de olika processtörningarnaoch att försöka finna orsakerna till de uppkomna problemen. Resultatetav mätningarna finns redovisade i kapitlet 4.2.3.4.1.7. Mätningar under intensivprovtagningarFörutom de veckovisa provtagningarna utfördes intensivstudier vid de olika verken. Avsiktenvar främst att se variationerna i belastning och α-värde under dygnet. Vid dessatillfällen togs också prover varannan timme för analys av fettsyror och tensider i olikapositioner i verken. Detta gav möjlighet att söka samband mellan α-värde och olikakemiska och fysikaliska variabler i vattnet.4.1.8. Tillsats av tensid i full skalaVid den andra intensivprovtagningen i Karlstad, i mars 1998, gjordes under några timmaren extra tillsats av tensid till det försedimenterade vattnet. Avsikten var att ytterligarestudera sambandet mellan tensidkoncentration och α-värde. Tillsatsen av tensid(fettalkoholetoxylat av liknande typ som användes i pilotförsök) motsvarade ca 0,5 mg/lräknat som alkoholetoxylater.4.1.9. Kort och förenklad beskrivning av multivariata metoderEn stor del av resultatutvärderingen har gjorts med multivariata metoder. Anledningentill att metoderna tillämpats vid utvärderingen är att antalet parametrar som mäts för attbeskriva processvariationerna och de olika störningarna är många till antalet. Med traditionellstatistisk utvärdering finns det stor risk att en del information går förlorad då antaletparametrar är många och datamaterialet mycket omfattande. En viktig del i det härprojektet har därför varit att visa på möjligheterna att tillämpa dessa metoder för utvärderingav de omfattande mängder processdata som genereras vid uppföljningen av driftenpå ett kommunalt avloppsreningsverk, både on-line och off-line. Nedan följer enförenklad beskrivning av de multivariata metoderna.Antag att ett system beskrivs av tre variabler X 1 , X 2 och X 3 som var och en beskriver enriktning i en rymd. Varje observation representeras av en position i den tredimensionellarymden, se figur 3. Många observationer resulterar i en punktsvärm. Punktsvärmenapproximeras till en vektor med minsta kvadratmetoden, se figur 3. Vektorn kallas förden första principalkomponenten och beskriver den största oberoende variationsriktningenhos observationerna. Ytterligare en vektor beräknas vilken beskriver den näststörsta oberoende variationen hos observationerna, se figur 4.

19X3X3P1X2X2X1X1Figur 3.En observation i rymden respektive en punktsvärm.P1X3P2X2P2P1X1Figur 4.Observationer projicerat på ett plan i rymden respektive observationer i två dimensioner.De båda vektorerna tillsammans beskriver lutningen på ett plan i den 3-dimensionellarymden. Planet är den bästa anpassningen till punktsvärmen. En del observationer(punkter) kommer att ligga över respektive under planet. För att beskriva variationer itiden med det beräknade planet speglas samtliga punkter in i planet, se figur 4. Därefterkan variationerna i tiden studeras med avseende på de två nya vektorerna (principalkomponent1 och principalkomponent 2). De två principalkomponenterna utgör den nyamodellen. Om modellens förklaringsgrad är låg efter två komponenter kan fler räknas utför att en större del av variationen hos data skall förklaras.I en PCA (Principal Component Analysis) ses samtliga parametrar som x-parametrar.Eventuella samband mellan x-parametrar kan studeras i en PCA. En PCA kan ge enuppfattning om hur x-parametrarna påverkar responsparametrarna. Principen för PCAfinns i Chatfield och Collins bok (6).I en PLS (Partial Least Squares) studeras x-parametrarnas effekt på en eller flera y-parametrar. En PLS-modell räknar ut hur stor del av variationen i y som förklaras av x-parametrarna. Teorierna för beskrivning av PLS finns i en artikeln av Geladi ochKowalski (7).

204.2. Resultat och diskussion4.2.1 Fettsyraanalyser4.2.1.1. VattenproverFettsyrasalterna i kommunala avloppsvatten är oväntat svåra att överföra till fria fettsyror.Det krävs antingen lång tid vid neutralt pH och tillsatser av komplexbildare ellermycket drastisk surgörning t ex till 1 M saltsyra för att erhålla fettsyrorna i sådan formatt de kan extraheras. En andra orsak till det låga utbytena som erhölls vid de förstaanalyserna var att lösningsmedelblandningen hexan/TBME inte extraherar fettsyrornaeffektivt i denna typ av vatten utan kräver TBME för fullständig extraktion. Detta tyderpå att det inte bara var salterna av fettsyrorna som försvårade extraktionen utan att detdessutom förekommer en interaktion med löst och partikulärt organiskt material i proverna.Extraktionsutbytet, beräknat med hjälp av de tillsatta utbytesstandarderna, var för redovisadanalysmetod 96-98%.För att bestämma analysmetodens precisionen analyserades fem replikat av ett vattenprovfrån ett kommunalt reningsverk. Spridningen för de olika fettsyrorna (C10-C24)var mellan 3,1 och 7,4% med ett medelvärde på 5% (relativ standardavvikelse, RSD).Fettsyran eicosansyra (C20) avvek dock kraftigt från de övriga analyterna (RSD 21%).Ingen annan förklaring kan ges till detta än att det antagligen rör det sig om interferensav en okänd förening i provet med samma retentionstid som eicosansyra.4.2.1.2. SlamproverUtbytet av utbytesstandarden vid analys av slamprover med redovisad metod var 93%.Inget försök att bestämma precisionen gjordes i detta fall men metoden bedömdes ge engod och med vattenanalyserna jämförbar precision. Surrogatstandarden heptadekansyra(C17) kan inte användas till analys i denna typ av matris då föreningen förekommer irelativt hög halt i slamprover.4.2.2. Pilotförsök med tensidtillsatsUnder den första delen av försöket var den hydrauliska uppehållstiden 10 timmar. Vidtiden, t = 0, startades tillsatsen av tensid till inkommande avloppsvatten, motsvarande10 mg/l. Därefter togs prover från den första luftade zonen där α-värdet i klarfasen bestämdesi referens- och experimentlinjen under de första 10 timmarna, figur 5. Dennamätning utfördes för att visa den eventuellt snabba effekten då tensiden späds in i luftningssystemet.

211.210.80.6ReferenceExperiment0.40.20T0 T2 T4 T6 T10Figur 5.Minskning av α-värdet vid tillsats av tensid.Den övre linjen visar hur alfavärdet på referenslinjen varierat och den undre visar α-värdesvariationen för experimentlinjen under de första 10 timmarna. Data visar tydligtatt α-värdet för de båda linjerna var samma vid försökets början, då tensiden ännu intedoserats till experimentlinjen. Efter 2 timmars dosering framgår en tydlig skillnad mellanα-värden i de båda linjerna. Efter 10 timmar när den sista mätningen gjordes synsdet tydligt att skillnaden har ökat med tiden.Vid Uppsala Universitet utvecklades en teknik att mäta K L a (syrets löslighetshastighet) iluftningsbassäng med aktuell luftarutrustning (8). Tekniken bygger på att man stokastisktvarierar luftflödet i luftningsbassängen under en viss tid. Genom att sedan mäta hurfort syrehalten ökar respektive minskar kan man beräkna K L a och respirationen.

22987654Kla referenceKla Experiment321022-okt 23-okt 24-okt 24-okt 25-okt 25-okt 28-okt 29-okt 14-nov 16-nov 18-novFigur 6.K L a i de två parallella linjerna, mätt direkt i anläggningen.Figur 6 visar resultatet av beräkningarna. K L a är lägre i experimentlinjen än i referenslinjenunder hela försöksperioden. Den 29 oktober avbröts tensiddoseringen till experimentlinjenvilket gjorde att K L a ökade. Däremot ökade inte värdet på K L a i experimentlinjentill K L a-värdet i referenslinjen.Som tidigare nämnts var börvärdet för löst syre i samtliga luftade steg i båda linjerna 2mg/l. Figur 7 visar hur ärvärdena för den lösta syrehalten varierade för de båda linjernaunder försöksperioden.

2332.521.5R syrehalt zon 1F syrehalt zon 110.50Figur 7.Halten löst syre med och utan extra tensid, börvärde 2 mg/l i båda fallen.Kurvorna visar tydligt hur tillsatsen av tensid påverkade syrets löslighetsförmåga i avloppsvatten.Under de första 8 dygnen av experimentet doserades ingen tensid till experimentlinjen,och syrehalterna låg på börvärdet 2 mg/l i båda linjerna. Efter 8 dygn startadeindoseringen av den nonjonaktiva tensiden (konc. 10 mg/l) till experimentlinjen.Syrehalten sjönk då drastiskt till mindre än 1 mg/l i experimentlinjen. Efter 38 dygnminskades tensidkoncentrationen till 5 mg/l men syrehalten förblev oförändrat låg iexperimentlinjen. Efter 42 dygn upphörde tensiddoseringen till experimentlinjen ochsyrekoncentrationen ökade till börvärdet 2 mg/l. Under hela försöksperioden låg syrehalteni referenslinjen på börvärdet 2 mg/l.Resultaten visar tydligt hur tensidtillsatsen försämrar syrets löslighetsförmåga. Dettakunde mätas med traditionella metoder (se bilaga 1) och med de metoder som utvecklatspå Uppsala Universitet. Tillsatserna av den nonjonaktiva tensiden var i sammastorleksordning som de koncentrationer för alkoholetoxylater som man funnit i avloppsvattenvid kommunala avloppsreningsverk i Holland (9). Pilotförsöken visar därför atttensider i förväntade halter i avloppsvattnet försämrar syrets löslighet i avloppsvattenoch därmed försvårar driften på reningsverken.

244.2.3. Veckovisa mätningar i de olika verkenEtt av syftena med projektet var att ta fram driftanalyser för att bättre beskriva de olikadriftstörningarna avseende syresättningsproblem och sedimenteringsproblem. Driftanalysernamed kompletterande bestämningar av slamegenskaper och syrets löslighet iavloppsvatten har genomförts en gång/vecka under projektets tid. Alla data finns ibilaga 6.Nedan redovisas resultaten av veckoprovtagningarna på de olika avloppsreningsverken.Resultaten innefattar de olika processparametrarna och α-värdesmätningarna. Resultatenav mikroskoperingen finns redovisade i kapitel 5.4.2.3.1. BorlängeUtvärderingen av data omfattar perioden 97-11-12 till 98-09-16. Efter att veckoprovtagningenpågått ett tag beslöts att även närsaltsanalyser skulle ingå i utvärderingen. Denmultivariata sammanställningen är utförd med data från den perioden då närsaltsanalyserinfördes. Under juli och augusti månad 1998 genomfördes försök med att höja slamhalten,vilket sammanföll med onormalt höga flöden, och data från denna period har intetagits med vid utvärderingen.Figur 8 visar i ett PCA-diagram hur de olika variablerna samverkade.0.4Vattenflödep[2]0.20.0-0.2-0.4NO3-N inß-värdeSSVinklara-värde utSkum i luftningen a-värde inTSS utMLTSSMLVSS Tot-P ut PO4-P SVI ut ß-värde utNO3-N utLuftflöde SSVITempSyrehaltCOD-belastBOD-belastpHNH4-N utKonduktBOD COD in inKj-N utNH4-N inTot-P inPO4-P inKj-N in-0.2 -0.1 0.0 0.1 0.2p[1]Figur 8.Variabelprojektionen visar hur processparametrarna förhöll sig till varandra för Borlängeavloppsreningsverk.Bilden visar att α-värdena varierade oberoende av de övriga processparametrarna. Detförväntades inte att man kunde beskriva variationerna i α-värdena i detta datamaterial

25eftersom data för fettsyror och tensidinnehåll inte finns med i dataunderlaget. Detfaktum att inkommande COD och belastningen inte förklarar variationerna i α-värdetstyrker teorin om att tensiderna (eller andra föreningar som bara utgör en liten del avCOD) har en stor betydelse för syresättningen.Modellen visar även tydligt att högt vattenflöde samvarierade med låga halter av närsalter.Ett högt vattenflöde har till en viss del bidragit till ökade halter av suspenderatmaterial i utgående avloppsvatten. Men framförallt är det slammets försämrade sedimenteringsegenskaper(SVI, SSVI) som har orsakat höga halter av suspenderat materiali utgående vatten. Modellen visar också ett tydligt samband mellan SVI och belastningen,där höga värden på SVI samvarierar med en låg belastning med avseende påBOD och COD. En låg belastning i biosteget gynnar många filamentbildande bakterier,vilket kan vara en bidragande orsak till de höga SVI-värdena. En möjlig styråtgärd föratt minimera slamsvällningen är att minska förfällningen för att på så vis öka belastningenin till biosteget.De inkommande parametrarna ligger starkt grupperade utmed den positiva sidan på denförsta principalkomponenten. Detta är givetvis intressant eftersom det verkar finnasmöjligheter att beräkna t.ex. fosforhalten i inkommande vatten som funktion av deövriga inkommande parametrarna. Om detta är möjligt så skulle det gå att använda enmodell för att beräkna halten av inkommande fosfor istället för att mäta värdet rentanalytiskt, vilket kan vara mer kostsamt och kräva mer arbete.I PLS-modellen i figur 9 modelleras den inkommande halten av totalfosfor som funktionav övriga inkommande processparametrar.Analyserat3.513242618 39 10 25 1943 17 1671138 27 2815202162235 1 523298 33793414363130 32402.0122.0 2 5 3.0 3.5Be räknatFigur 9.Figuren visar analyserat värde på inkommande totalfosfor mot det beräknade värdet förtotalfosfor i inkommande avloppsvatten i Borlänge. Varje punkt motsvarar ett veckoprov.

26Figur 9 visar en bra överensstämmelse mellan analyserat och beräknat värde för totalfosfor.I de flesta fall är avvikelsen mindre än 15%, bara i ett fall 25%. Modellen äralltså intressant, och figur 10 visar koefficienterna för de variabler som behövs för attberäkna halten totalfosfor i inkommande vatten.00.20.0-0.2-0.4KonduktVattenflCOD inFigur 10.Figuren visar de inkommande parametrarnas koefficienter för beräkning av totalfosfor in tillBorlänge avloppsreningsverk.PLS- modellen är mycket intressant eftersom det med relativt god noggrannhet går attberäkna halten totalfosfor i inkommande vatten utifrån konduktivitet, vattenflöde ochCOD i inkommande avloppsvatten.Det skulle innebära att man kan använda modellen för att beräkna värdet på inkommandefosfor istället för att mäta fosforhalten med ett instrument. Det beräknade värdet förfosfor skulle sedan kunna användas för att styra t ex doseringen av fällningskemikalier.Det är dock viktigt att betona att denna värdering är baserad på analysvärden för dygnssamlingsprov,och att den bygger på en pålitlig mätning on line av COD (eller troligenTOC).4.2.3.2. GävlePCA-modellen baserar sig här på data från perioden 97-11-18 till 98-09-30, figur 11.

27p[2]0.30.20.10.0-0.1-0.2-0.3-0.4MLVSS MLTSSNH4-N utKj-N utKj-N inNH4-N inPO4-P inTot-P inCOD inBOD inSyrehaltNO3-N pH ut TempSkum i luftningen NO3-N a-värde in inLuftflödeSSV klarß-värde utß-värde ina-värde utSVITSS ut PO4-P SSVI utTot-P utBOD-belastCOD-belast-0.3 -0.2 -0.1 0.0 0.1 0.2 0.3p[1]VattenflödFigur 11.Figuren visar hur de olika processparametrarna i Gävle avloppsreningsverk är korreleradetill varandra.På samma sätt som för Borlänge så samvarierar inte α-värdet i utgående avloppsvattenmed de övriga processparametrarna. Däremot så finns det en viss samvariation för α-värdet i det inkommande avloppsvattnet med belastningen på verket. På samma sätt somi Borlänge framgår det att fosfor i inkommande avloppsvatten samvarierar med haltenCOD i inkommande vatten. Även vattenflödet förhåller sig på samma sätt som iBorlänge negativt korrelerat mot inkommande närsalter och organiskt material.Fosforhalten i utgående vatten är positivt korrelerad mot halten av suspenderat material iutgående vatten. Det är framförallt slammets sedimenteringsegenskaper som påverkarden utgående susphalten. Till skillnad från Borlänge har en hög slambelastning försämratslammets sedimenteringsegenskaper. Åtgärden att öka slamhalten i biosteget, somleder till en minskad slambelastning, har på ett positivt sätt förbättrat slammets sedimenteringsegenskaperoch därmed minskat utsläppet av suspenderat material och totalfosfor.På samma sätt som för Borlänge är det intressant att försöka att modellera totalhalten avfosfor i inkommande avloppsvatten utifrån data för andra inkommande parametrar, sefigur 12 och 13.

284.017 2129252218243.5115 191031281330 26Analyserat3.0741364142723816 20112.5353391234 6 5840323732.0392.0 2.5 3.0 3.5 4.0BeräknatFigur 12.Figuren visar det analyserade värdet av totalfosfor i inkommande vatten mot det beräknadevärdet enligt modellen för Gävle.0.60.40.20.0-0.2-0.4VattenflCOD inFigur 13.Figuren visar vattenflödets och COD haltens koefficienter för beräkning av halten av totalfosfori inkommande vatten till Gävle avloppsreningsverk.På samma sätt som för Borlänge reningsverk så går det att beräkna storleksordningen avhalten totalfosfor utifrån vattenflödet och halten COD i inkommande vatten. Modellenär något sämre än i Borlänge avloppsreningsverk, men visar annars samma typ av samband.Kanske hade en konduktivitetsmätare i inkommande vatten förbättrat modelleringsresultatet.

294.2.3.3. KarlstadDatamaterialet omfattar perioden från oktober 1997- november 1998. PCA-modellenförklarar 56% av variansen i processdata. Figur 14 visar hur de olika processparametrarnasamvarierar.NO3-N utTempp[2]0.20.0-0.2-0.4SyrehaltpHLuftflödeNO3-N SSV in klarVattenflödea-värde in SVIa-värde mCOD-belast BOD-belast SSVI Tot-P PO4-P ut utTSS utß-värde inKonduktNH4-N utKj-N utß-värde mMLTSSMLVSSTot-P inBOD inPO4-PKj-N NH4-N COD inin in in-0.3 -0.2 -0.1 0.0 0.1 0.2 0.3p[1]Figur 14.Variabelprojektionen visar processparametrarnas samvariation i Karlstad.Modellen visar samma mönster som för de övriga avloppsreningsverken. Samvariationenmellan de inkommande parametrarna för både organiskt material och närsalter vardock tydligare för Sjöstadsverket än för de övriga reningsverken. Modellen visar (heltnaturligt) att koncentrationen av närsalter och organiskt material har varit låg vid högavattenflöden. α-värdet i inkommande vatten samvarierade med en låg koncentration avorganiskt material och närsalter. Detta stämmer överens med resultaten från intensivprovtagningarnadär låga α-värden i inkommande avloppsvatten samvarierade med högakoncentrationer av organiskt material.På samma sätt som för de övriga avloppsreningsverken undersöktes möjligheterna attmed en PLS-modell beräkna halten av totalfosfor i inkommande avloppsvatten som enfunktion av övriga inkommande parametrar.PLS-modellen består av två komponenter och förklarar 80% av variationen på den inkommandefosforhalten, figur 15.

30Analyserat4.54.03.53.02.52.05418385134 5024 5227 4722 48369 35 19 53 40 1210 623254420 2137395655573 31 163342913411526 1 45 4630 287814 11321752.0 2.5 3.0 3.5 4.0 4.5BeräknatFigur 15.Analyserad fosforhalt avsatt mot det beräknade värdet enligt modellen för Karlstad.Figur 15 visar att modellens noggranhet är relativt god, även om upp till 30% avvikelseförekommer. Modellen kan användas för att beräkna storleksordningen på den inkommandefosforhalten som funktion av COD, flöde och konduktivitet. Koefficienterna fördessa variabler visas i figur 16.0.80.60.40.20.0-0.2KonduktVattenflCOD inFigur 16.De inkommande parametrarnas koefficienter för beräkning av fosforhalten i inkommandevatten till Karlstads avloppsreningsverk.På samma sätt som för de övriga avloppsreningsverken så samvarierade en hög CODhalti inkommande vatten med en hög fosforhalt i inkommande vatten. Det som skiljerKarlstad från de övriga verken är att en låg konduktivitet gav en hög halt totalfosfor.Förhållandet var det motsatta i Borlänge och Örebro. Dessutom hade vattenflödet enmindre betydelse för att förklara den inkommande halten av fosfor. Detta kan delvisbero på att flödesvariationerna under provtagningsdygnen inte varit så stora som för de

31övriga verken. PLS-modellen visar ändå att det är möjligt med en relativt god noggrannhetberäkna halten av inkommande fosfor som funktion av övriga inkommande parametrar.4.2.3.4. ÖrebroDatamaterialet omfattar perioden från november 1997 till november 1998. PCA-modellenbestår av två komponenter, figur 17, som tillsammans förklarar 45% av den totalavariationen i processparametrarna.0.4COD inPO4-P inBOD in0.2SSV klarTempCOD-belaBOD-belaKj-N Tot-P in inNH4-N inp[2]0.0NO3-N utMLVSSMLTSS LuftflödNH4-N utKondukt a-värdeß-värdea-värdepHKj-N ut-0.2NO3-N inVattenflSyrehaltß-värdeTSS utSVISSVITot-P ut PO4-P ut-0.3 -0.2 -0.1 0.0 0.1 0.2 0.3p[1]Figur 17.Variabelprojektionen visar processparametrarnas samvariation i Örebro.Den första principalkomponenten förklarar den största variationsriktningen. För Örebroavloppsreningsverk var det i huvudsak de utgående parametrarna som varierade utmedden första komponenten, för de övriga avloppsreningsverken var det de inkommandeparametrarna som varierade i den riktningen. Huvudorsaken till detta är att slammetssedimenteringsegenskaper varierat relativt mycket under provtagningsperioden (SVI 50till 600). Under de perioder då slammet har haft dåliga sedimenteringsegenskaper hardet bidragit till ökade halter av suspenderat material och närsalter i utgående vatten.Modellen visar tydligt att höga värden på SVI sammanfaller med en hög slambelastning.Ett sätt att motverka detta kan vara att öka susphalten och därigenom få ett slam medbättre sedimenteringsegenskaper. α-värdet i inkommande vatten samvarierade med högahalter in av organiskt material och närsalter, vilket även var fallet under intensivprovtagningen.Koncentrationen av närsalter och organiskt material i inkommande vattensamvarierade med varandra på samma sätt som för de övriga avloppsreningsverken. Ett

32högt flöde till avloppsreningsverket samvarierade med låga halter av organiskt materialoch närsalter.Även här gjordes ett försök att beräkna totalhalten av inkommande fosfor som funktionav övriga inkommande parametrar, figur 18. PLS- modellen består av en signifikantkomponent och förklarar endast 47% av variationen i fosforhalten i inkommande vatten.Analyserat44.03.53.02.52.01.5113322322 2015191314253126 166 9 104 2827 8 38 24125127 30 291834 36 354039371.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0 4.5Beräknat21Figur 18.Analyserat fosforvärde i inkommande vatten mot beräknat värde för Örebro.Modellens prediktionsförmåga är inte så god att den går att använda för ungefärliga bestämningarav halter. Däremot kan modellen normalt skilja mellan låga, normala ochhöga värden. Figur 19 visar koefficienterna för de inkommande parametrarna för beräkningav fosforhalten i inkommande avloppsvatten.

330.40.20.0-0.2pHKonduktVattenflCOD inFigur 19.Koefficienterna i modellen som beskriver halten av inkommande totalfosfor i Örebro.Modellen ger ingen stor noggranhet i beräkningarna, men koefficienterna för COD ochvattenflöde varierar på samma sätt som för de övriga avloppsreningsverken. En hög haltav inkommande totalfosfor har samvarierat med ett lågt flöde och en hög koncentrationav organiskt material i inkommande vatten. I motsats till de andra verken förbättradeshär modellen om även pH i inkommande vatten inkluderades.4.2.4. Intensivprovtagning i reningsverkenIntensivprovtagningarna genomfördes för att relatera avloppsvattnets sammansättningmed störningar i biosteget. Störningarna som studerats i projektet är sedimenterings- ochsyresättningsproblem. Intensivprovtagningarna genomfördes under ett dygn för att visapå de relativt snabba förändringarnas inverkan på driften. Därför studerades i huvudsaksyresättningsproblematiken, eftersom bioslammets sedimenteringsegenskaper oftast inteändras mycket under ett dygn. Alla data finns redovisade i bilaga 7. Den multivariatasammanställningen för att korrelera sammansättningen i avloppsvattnet mot α-värdet ärgjort med PLS-regression.4.2.4.1. BorlängeI Borlänge genomfördes endast en intensivprovtagning, den 20 mars 1997. α-värdet ivattnet in till luftningen, efter förfällningen, varierade mellan 0,34 och 0,67 mellan kl 8och 22. Medelvärdet var 0,50. De lägsta värdena mättes från kl 18.I klarfasen från mitten av luftningen var α-värdet under samma period 0,84-1,1, medelvärde0,94. De lägsta värdena mättes kl 8 och 20. Det antyder att α-värdet i det inkom-

34mande vattnet hade varit lågt före kl 8 också. De betydligt högre α-värdena mitt i luftningen,jämfört med i det förfällda vattnet visar att de ämnen som störde syreöverföringentill stor del hade brutits ner (eller åtminstone avlägsnats från klarfasen) underluftningens första hälft.I klarfasen från slutet av luftningen hade α-värdet stigit ytterligare till medelvärdet 0,98,dvs vattnet var ungefär lika lätt att lufta som renvatten.Förbrukad luftmängd, och indirekt nödvändig effekt för luftning, bör vara beroende avBOD-belastningen och α-värdet vid konstant syrehalt i luftningsbassängen. BOD-belastningenkan antas vara proportionell mot COD-belastningen. För α-värdet bör mananvända någon typ av medelvärde över hela luftningen. I figur 20 har COD-belastningenlagts in tillsammans med verklig luftmängd och teoretiskt luftbehov beräknat med olikaα-värden.54,543,53Luftflöde, 1000 m3/hCOD-belastningCOD-bel/alfa inCOD-bel/alfa (in+mitt)/2COD-bel/alfa (in+mitt+ut)/32,521,510,5010 12 14 16 18 20 22KlockslagFigur 20.Aktuellt luftflöde jämfört med COD-belastningen med och utan korrektion för α-värdet,Borlänge 20 mars 1997.De olika dataserierna har multiplicerats med olika faktorer för att ge samma värde kl 14,för att underlätta jämförelsen mellan kurvorna. Av figur 20 framgår att luftbehovet ökarsnabbare än COD-belastningen under dagen. Observera att kl 10 och 12 var luftningenpå minsta möjliga flöde. Behovet var alltså egentligen lägre, åtminstone kl 10.Om man också tar hänsyn till α-värdet, dvs beräknar någon typ av teoretiskt luftbehov,kommer man närmre den verkliga luftningskurvan. Den bästa anpassningen skulle manfå om man som α-värde använde ett medelvärde baserat på inkommande värde, menkanske även en del på värdet mitt i bassängen. Det stämmer också med att hela minskningenav COD i det här fallet skedde redan i luftningens första hälft.

35Analyser av COD, fettsyror och tensider visade att samtliga också minskade kraftigt frånförsedimenterat vattet till vattet mitt i luftningsbassängen. Medelvärdena minskadeenligt följande: COD från 262 mg/l till 82 mg/l, fettsyrorna från 2,65 mg/l till 0,11 mg/loch de analyserade tensiderna från 0,71 mg/l till 0,01 mg/l. Det går alltså inte att säga attα-värdet hade ett samband med någon speciell av dessa variabler om man bara ser tillmedelvärdena.Figur 21 visar hur de olika variablerna varierade med tiden i försedimenterat vatten.1,61,41,21AlfavärdeCOD, mg/3 mlFettsyror, mg/250 mlTensider, mg/l0,80,60,40,208 10 12 14 16 18 20 22KlockslagFigur 21.Variationen av α-värde, COD, fettsyror och analyserade tensider över dagen på försedimenteratvatten i Borlänge.Figur 21 visar tydligt att ett högt COD-värde gav ett lågt α-värde, men det är svårt att seandra samband. Därför gjordes också multivariat behandling av data. PLS-modellen ifigur 22 förklarar 95% av variationen på α-värdet för inkommande vatten till luftningen.

360.650.603210.55Analyserat0.500.45540.40870.3560.35 0.40 0.45 0.50 0.55 0.60 0.65BeräknatFigur 22. Analyserat α-värde mot uträknat α-värde i inkommande vatten till luftningen i Borlänge 20mars 1997.Modellen kan alltså förutsäga α-värdet med mycket god precision. De olika variablernasvikt framgår av figur 23.0.20.0-0.2-0.4CODFettsyroTensiderSuspTemppHKondukt.Figur 23. Variablernas koefficienter för α-värdet i inkommande vatten till luftningen i Borlänge 20mars 1997.Figur 23 visar att COD och suspenderat material är negativt korrelerade mot α-värdet.Modellen visar även att fettsyrorna och tensiderna inte har påverkat α-värdet. Notera attde analyserade fettsyrorna utgör ca 3 % av COD, medan motsvarande värde för tensidernaär 1 %. Huvuddelen av det organiska materialet är alltså något annat, som ocksåkan påverka α-värdet. Under denna provtagning har alltså inte tensiderna eller fettsyrornapåverkat α-värdet i inkommande vatten till luftningen.

374.2.4.2. GävleI Gävle gjordes intensivprovtagningar vid tre tillfällen; den 18 mars 1997, 28-29 oktober1997 och den 15 september 1998.4.2.4.2.1. 18 mars 1997Under 1997 hade man under långa perioder svårt att hålla syrehalten uppe under kvällenoch förnatten. Vid provtagningen i mars var syrehalten nere i 0,22 mg/l kl 22, trots attall kapacitet på blåsmaskinerna utnyttjades. α-värdet varierade under dagen (kl 8-22)mellan 0,44 och 0,61 i det förfällda vattnet, med ett medelvärde på 0,51. I klarfasen mitti luftningen hade α-värdet stigit till 0,62-0,87 (mv. 0,75), och i slutet av luftningen till0,80-0,97 (mv. 0,92).Figur 24 visar tillsatt luftmängd och beräknat luftbehov enligt COD-belastningen divideratmed ett medelvärde för α-värdet, beräknat från ingående värde och det mitt i bassängen.765432Syrehalt i luftningen, mg/lLuftflöde,1000 m3/hBeräknat luftbehov, 1000 m3/h108 10 12 14 16 18 20 22KlockslagFigur 24.Syrehalten sjunker vid otillräcklig luftningskapacitet i Gävles reningsverk.Av figur 24 framgår att när den verkliga luftinblåsningen (heldragen linje) inte kan ökasupp till det beräknade behovet (streckad linje, beräknad från COD-belastning och α-värde), sjunker syrehalten under börvärdet. Med ett α-värde nära 1 hade luften räcktmed den kapacitet blåsmaskinerna har. α-värdet har alltså verkligen en stor betydelse förekonomin och driften av det biologiska steget.COD i det förfällda vattnet varierade inte särskilt mycket under dagen, mellan 360 och440 mg/l. Samtidigt varierade halten av både fettsyror och tensider kraftigt, mellan 2,0

38och 8,2 mg/l respektive 0,27 och 0,78 mg/l. I medeltal stod fettsyrorna för ca 3 % och deanalyserade tensiderna för ca 0,5 % av det totala COD.Figur 25 visar hur α-värdet och halten av COD, fettsyror och tensider varierade i detförfällda vattnet under dagen.0,90,80,70,60,50,40,30,20,10AlfavärdeCOD, g/lFettsyror, mg/100 mlTensider, mg/l8 10 12 14 16 18 20 22KlockslagFigur 25.Variationen av α-värde, COD, fettsyror och analyserade tensider i förfällt vatten över dageni Gävle i mars 1997.PLS - modellen förklarar 99% av variationen i α-värdet i inkommande vatten till luftningen.Den första modellen som gjordes med alla data blev inte särskilt bra, men omdata från kl 20 uteslöts blev modellen mycket bra. Som enskild punkt ser inte kl 20 utatt avvika särskilt från de andra med avseende på de aktuella variablerna. Det är alltsåsvårt att förstå varför dessa data skulle förstöra modellen. Figur 26 visar hur väl modellenpredikterar α-värdet när data från kl 20, punkt 7, uteslutits.

390.601320.55Analyserat0.505480.4560.45 0.50 0.55 0.60BeräknatFigur 26.Observerat α-värde mot predikterat α-värde för inkommande vatten till luftningen i Gävle18 mars 1997.Figur 27 visar olika parametrars betydelse i modellen.0.20.10.0-0.1-0.2-0.3-0.4CODFettsyroTensiderSuspTemppHKondukt.Figur 27.Variablernas koefficienter för α-värdet i inkommande vatten till luftnigen i Gävle 18 mars1997.Modellen är mycket intressant eftersom den tydligt visar att COD inte påverkat α-värdetunder provtagningsperioden. Däremot är såväl fettsyrorna som tensiderna och suspenderatmaterial negativt korrelerade till α-värdet. Temperaturens inverkan är antagligenendast en samvariation med dygnet och den aktuella sammansättningen av tensider ochfettsyror i avloppsvattnet.

404.2.4.2.2. 28-29 oktober 1997Vid denna provtagning togs prover varannan timme över ett helt dygn, eftersom det varsärskilt svårt att hålla syrehalten under natten. Dessutom togs prover på inkommandevatten före förfällningen, för att se effekten av denna. Resultaten redovisas i form avdiagram som visar hur de olika parametrarna varierat med tiden. I vissa fall redovisasäven resultatet av en PLS-modell som visar hur de olika parametrarna har påverkat α-värdet. Figur 28 visar resultaten av provtagningen i inkommande vatten.0,90,80,70,60,50,40,30,20,10AlfavärdeCOD, g/lFettsyror, mg/25 mlTensider, mg/250 ml12 14 16 18 20 22 24 2 4 6 8 10 12KlockslagFigur 28.Variationen av α-värde, COD, fettsyror och analyserade tensider i inkommande vatten iGävle i oktober 1997.α-värdet är lägst från eftermiddagen fram till midnatt. Figur 28 visar att COD, fettsyroroch tensider samvarierar under hela dygnet. Den hackiga kurvan för fettsyrorna beror påatt varannan punkt analyserades efter en längre tids frysförvaring, vilket tydligen påverkatresultatet (dessa prover gav lägre värden).Av COD i det inkommande vattnet utgjordes ca 4 % av fettsyror och 0,4 % av tensider.För det förfällda vattnet var motsvarande siffror 4 % för fettsyror och 0,5 % för tensider.Det betyder att förfällningen hade ungefär samma effekt på COD, fettsyror och tensider.Andelen av COD som var tensider och fettsyror var alltså ungefär densamma som vidden tidigare provtagningen i mars 1997.För det förfällda vattnet visas variationen av α-värde, COD, fettsyror och tensider överdygnet i figur 29.

4110,90,80,70,60,50,40,30,20,10AlfavärdeCOD, g/lFettsyror, mg/50 mlTensider, mg/250 ml12 14 16 18 20 22 24 2 4 6 8 10 12KlockslagFigur 29.Variationen av α-värde, COD, fettsyror och analyserade tensider i förfällt vatten i Gävle ioktober 1997.I det förfällda vattnet har α-värdet, tensiderna och fettsyrorna varierat kraftigt underprovtagningsperioden. Därför är det givetvis intressant att se hur dessa variationereventuellt har påverkat α-värdet.PLS-modellen förklarar 81% av variationen i α-värdet i inkommande vatten till luftningen.Figur 30 visar hur väl modellen predikterar α-värdet vid de olika provtagningarnaunder dygnet.110.7129100.6Analyserat0.52534681130.470.4 0.5 0.6 0.7BeräknatFigur 30.Det observerade α-värdet mot det predikterade α-värdet i inkommande vatten till luftningeni Gävle i oktober 1997.Avvikelsen är för punkterna 2 och 7 ca 15 respektive 25%, men i övrigt stämmer mo-

42dellen ganska bra. Figur 31 visar de olika variablernas betydelse i modellen.0.10.0-0.1-0.2CODSuspFettsyroTensiderTot-PKonduktiFigur 31.Variablernas koefficienter för α-värdet i det inkommande vattnet till luftningen i Gävle ioktober 1997.Koefficienterna visar även denna gång att fettsyrorna och tensiderna är negativt korreleradetill α-värdet, dvs att höga halter av tensider och fettsyror ger låga α-värden.Även i vattnet i slutet av luftningen var α-värdet klart lägre än 1, dvs det fanns fortfarandekvar ämnen som störde syreöverföringen. Resthalterna av både fettsyror ochtensider var också betydligt högre än de i t ex Borlänge, eller fortfarande ca 2,5 resp. 0,5mg/l. Fettsyror och tensider utgjorde här ca 2 % resp. 0,5 % av kvarvarande COD. Figur32 visar hur α-värdet och de olika halterna varierade över dygnet.10,90,80,70,60,50,40,30,20,1AlfavärdeCOD, mg/5 mlFettsyror, mg/250 mlTensider, mg/l016 20 24 4 8 12KlockslagFigur 32.Variationen av α-värde, COD, fettsyror och analyserade tensider i vatten från slutet av luftningeni Gävle i oktober 1997.

43PLS-modellen förklarar 85 % av varitionen för α-värdet i slutet av luftningen. Prediktionsförmåganframgår av figur 33.0.855641Analyserat0.800.75320.75 0.80 0.85BeräknatFigur 33. Observerat α-värde mot predikterat α-värde i slutet av luftningen i Gävle i oktober 1997.Modellen baseras på ett litet antal data, men dessa kan predikteras med ett fel på högst4%. Figur 34 visar vilka parametrar som hade betydelse för beräkning av α-värdet.0.0-0.1-0.2-0.3-0.4-0.5-0.6CODFettsyroTensiderFigur 34. Variablernas koefficienter för α-värdet i slutet av luftningen i Gävle i oktober 1997.Denna provtagning är givetvis av stort intresse eftersom α-värdet även varit lågt i slutetav luftningen. Det är vid dessa tillfällen som man kan förvänta sig att få störst störningarav syresättningen i luftningssteget. Figur 34 visar tydligt att det är fettsyrorna och tensidernasom är negativt korrelerade mot α-värdet, däremot har COD halten inte påverkatα-värdet på något sätt.

44Vid det här tillfället mättes också α-värdet i slamreturfödet. Skälet till det var att mankan tänka sig att särskilt fettsyror, men kanske också tensider, som suttit bundna tillslammet frigörs och inte bryts ner under de anoxiska förhållanden som råder i sedimenteringenoch returledningen. Ett sådant frigörande skulle kunna påverka α-värdet i detinkommande vattnet. α-värdet i slamreturflödet var dock enligt bilaga 7 i medeltal 0,86,jämfört med 0,85 för vattenfasen i slutet av luftningen under samma period. Returslamflödetförefaller alltså inte försämra α-värdet in till luftningen.Försök gjordes också att med rent vatten laka ut tensider och fettsyror från slam tagetfrån mitten av luftningen för att se hur mycket av dessa substansgrupper som var löstadsorberade till slammet. Av den ganska låga mängden tensider (0,36 g/kg) som fanns islammet tvättades ca 35 % ut enkelt. Med aktuella slamhalter motsvarar halten i slammetungefär 40 % av totalmängden alkoholetoxylater i slam + vattenfas.Vid längretvättning under aeroba betingelser innehöll tvättvattnet mycket låga halter, på grund avnedbrytning.För fettsyrorna är förhållandet annorlunda. Här innehöll slammet 62 g fettsyror per kg,och det är ca 96 % av den totala mängden fettsyror i slam + vattenfas. Visserligen är detsannolikt att en stor del av fettsyrorna i vattnet adsorberas till slammet, men de kommerockså att brytas ner under luftningen. Den stora mängden fettsyror som man finner islammet kommer inte direkt från vattnet, utan är beståndsdelar i bakteriernas membranoch har syntetiserats i bakterierna.Vid en snabb tvättning frigjordes inga fettsyror från slammet, medan en luftning i rentvatten under 18 timmar gav en viss utlakning. Skälet till det är antagligen att slammetbörjat lysera (brytas ner) på grund av näringsbrist. De frigjorda fettsyrorna skulle dåkomma främst från bakteriernas strukturmaterial och inte från tidigare adsorberat material.Sammansättningen av frigjorda fettsyror stämde dock varken med den i avloppsvattneteller den i slammet, bilaga 7.Data från den här provtagningen användes också för att se om man kunde predikterahalten av totalfosfor i inkommande vatten, på samma sätt som för de veckovisa proverna.PLS modellen förklarar 90% av variationen i inkommande fosforhalt. Figur 35visar modellens prediktionsförmåga.

45481753621312Analyserat7691185105 6 7 8 9BeräknatFigur 35. Modellerat värde på inkommande fosforhalt mot beräknat värde i Gävle i oktober 1997.Den största avvikelsen är knappt 15%. Figur 36 visar de olika variablernas betydelse.0.40.30.20.10.0CODSuspFlödeFigur 36.De aktuella parametrarnas koefficienter för modellering av fosforhalten i Gävle i oktober1997.Figur 35 visar tydligt att det går bra att beräkna fosforhalten i inkommande vatten medinformationen från flöde, suspenderat material och COD. Koefficienten för flöde harmotsatt riktning jämfört med sammanställningen som baserar sig på dyngssamlingsprover.Det visar att dyngssamlingsproverna raderar ut stora delar av den verkliga variationen.Eftersom variationen har en större tidsupplösning än dyngsvariationer så är detväntat att man får bättre modeller på data med en tätare tidsupplösning (stickprover elleron-line data), figur 35.

464.2.4.2.3. 15 september 1998Den här provtagningen gjordes främst för att man hade höjt slamhalten och slamåldernkraftigt under det gångna året i Gävle. Samtidigt hade mycket av driftsproblemen försvunnit,och det var värdefullt att se hur α-värdet och halterna av fettsyror och tensiderhade påverkats.Figur 37 och 38 visar hur α-värdet sjönk genom anläggningen i Gävle vid provtagningarnai oktober 1997 och september 1998.10,90,80,7Alfa-värde0,60,50,40,30,20,1Inkommande vattenIn till luftningenMitt i luftningenUt från luftningen012 14 16 18 20 22 24 2 4 6 8 10 12KlockslagFigur 37. α-värde i olika delar av behandlingen i Gävle i oktober 1997.

47Alfa-värde10,90,80,70,60,50,40,30,20,10Inkommande vattenIn till luftningenMitt i luftningenUt från luftningen6 8 10 12 14 16 18KlockslagFigur 38. α-värde i olika delar av behandlingen i Gävle i september 1998.Vid denna provtagning (1998) var slamhalten ca 1,9 g/l. α-värdet ökade från i genomsnitt0,55 för det försedimenterade vattnet till medelvärdet 0,90 i mitten av luftningenoch 0,93 i slutet av luftningen. Vid 1997 års provtagning, med slamhalten ca 1,2 g/l,ökade α-värdet vid motsvarande tider på dygnet från i genomsnitt 0,61 till 0,75 respektive0,83.Det förefaller alltså som om ökningen av slamhalten, och därmed minskningen av slambelastningen,medförde en ökning av α-värdet. Samtidigt kunde man från driften avverket konstatera att perioderna då man inte kunde hålla börvärdet för syre i luftningenblev kortare och mer sällsynta efter att slamhalten hade höjts.Tabell 2 visar hur α-värdet, COD och halten av fettsyror och tensider varierade i deolika provtagningspunkterna vid samma tid på dygnet vid de två proven 1997 och 1998.

48Tabell 2. Medelvärde för några variabler i Gävle vid provtagningarna 1997 och 1998 (kl 8-22)α-värde COD Fettsyror Tensidermg/l mg/l mg/lProv 2 (1997) in 0,54 570 20 2,2Försedimenterat 0,61 320 12 1,1Mitt i luftningen 0,75 140 2,9 0,55Slutet av luftningen 0,83 100 2,4 0,35Prov 3 (1998) in 0,49 400 13 2,5Försedimenterat 0,55 230 7,5 1,8Mitt i luftningen 0,90 94 0,79 0,11Slutet av luftningen 0,93 57 0,48 0,053Av tabell 2 framgår att vid de höga α-värdena i slutet av luftningen under 1998 var haltenfettsyror i motsvarande vatten betydligt lägre än vid de lägre α-värdena under 1997.Detsamma gäller för tensiderna.Eftersom de inkommande halterna av både fettsyror och organiskt material (COD) varhögre vid provtagningen 1997 än vid provtagningen 1998, är det inte möjligt att säga attde lägre sluthalterna 1998 berodde på den högre slamhalten, även om det är troligt. Försedimenteringenavlägsnade 44 resp. 43% av COD vid de två tillfällena. Motsvarandesiffra för fettsyrorna var 40 resp. 42%. I det avseendet var resultaten vid de två provtagningarnamycket lika.Tensiderna minskade med ca 50 resp. 30% vid de två provtagningstillfällena, menmycket av den skillnaden kan förklaras med snabba växlingar i halterna och att man intehar kunnat kompensera för uppehållstiden i försedimenteringen.Under första delen av luftningen avlägsnades 56% av COD 1997, jämfört med 59%1998. Att andelen är ungefär densamma tolkas som att vattnets sammansättning varganska lika vid de två tillfällena, endast koncentrationen skiljde. 55-60% av COD varalltså mycket lättnedbrutet eller sorberades snabbt till slammet. Totalt över luftningenminskade COD med 69 resp. 75% vid de två tillfällena.Motsvarande jämförelse för fettsyrorna visar att i första hälften av luftningsbassängenavlägsnades 76% 1997, mot 89% vid provtagningstillfället under 1998. Totalt över luftningenvar minskningen 80 resp. 94%. Skillnaden mellan de två åren (med olika slamhalt)var alltså större vad gäller fettsyror än COD.Den stora skillnaden var dock för tensider. I första delen av luftningen avlägsnades 50%1997, men hela 94% vid provtagningen 1998, trots ett högre startvärde.

49Enligt ovan är de olika parametrarna dock inte jämförbara. COD är summan av enmängd olika föreningar som i sig är mer eller mindre nedbrytbara biologiskt, medan deanalyserade fettsyrorna och tensiderna alla är fullständigt nedbrytbara. För fettsyrornaoch tensiderna är alltså slambelastningen, eller den specifika nedbrytningen, den avgörandevariabeln. Fettsyrabelastningen på biologin var vid de två tillfällena i genomsnitt44 resp. 19 g/kg SS*dygn, vilket gör det naturligt att en större andel hann brytas ner1998. Motsvarande siffror för tensiderna var 4,4 resp. 3,4 g/kg SS*dygn.Den specifika nedbrytningen av fettsyror var vid prov 2 (1997) ca 8 mg/g slam i luftningen,medan den bara var ca 5 mg/g slam under samma tid 1998 (med hänsyn tagentill olika flöden). För tensiderna gäller 0,6 resp. 1,2 mg/g slam under uppehållstiden iluftningen. Vid prov 3 1998 begränsades nedbrytningen givetvis av att resthalterna varså låga. De här resultaten skulle tyda på att den maximala nedbrytningshastigheten iGävle var ca 8 mg fettsyror/g slam under 6 timmar (uppehållstiden i luftningen), ochminst 1,2 mg tensider (alkoholetoxylater)/g slam under 6 timmar. Verkligheten är dockatt den specifika nedbrytningshastigheten också är beroende av annan belastning, alltsåav COD i inkommande vatten.Tyvärr går det alltså inte entydigt att säga att den lägre halten av fettsyror och tensider iluftningen (och därmed (?) det högre α-värdet) berodde på den högre slamhalten (ochslamåldern), även om det är mycket troligt.Vid provtagningen i september 1998 varierade α-värdet i inkommande vatten enligtfigur 39. Det är uppenbart att både COD, fettsyrahalten och halten av tensider var omväntproportionella mot α-värdet, på samma sätt som vid den tidigare mätningen.

500,70,60,50,40,30,20,10AlfavärdeCOD, g/lFettsyror, mg/20 mlTensider, mg/100 ml6 8 10 12 14 16KlockslagFigur 39.Variationen av α-värde, COD, fettsyror och analyserade tensider i inkommande vatten iGävle i september 1998.Motsvarande diagram för det förfällda vattnet visas i figur 40.0,70,60,50,40,3AlfavärdeCOD, g/lFettsyror, mg/50 mlTensider, mg/200 ml0,20,106 8 10 12 14 16KlockslagFigur 40.Variationen av α-värde, COD, fettsyror och analyserade tensider i förfällt vatten i Gävle iseptember 1998.Den multivariata modellen förklarar 82 % av variationen i α-värdet på inkommandevatten till luftningen. Figur 41 visar förklaringsprecisionen.

510.7020.650.60413Analyserat0.550.500.4560.4050.40 0.45 0.50 0.55 0.60 0.65 0.70BeräknatFigur 41.Observerat α-värde mot beräknat α-värde för inkommande vatten till luftningen i Gävle iseptember 1998.Felet i de predikterade värdena är mindre än 13%. Figur 42 visar de olika variablernasbetydelse för α-värdet.0.00-0.05-0.10-0.15-0.20CODFettsyroTensiderSuspTot-PKondukt.Figur 42.Variablernas koefficienter för α-värdet i inkommande avloppsvatten till luftningen i Gävle iseptember 1998.Återigen samvarierar tensiderna och fettsyrorna med låga α-värden. Även halten CODär negativt korrelerad mot α-värdet. Att samtliga parametrar samvarierar med låga α-värden visar att α-värdet varit lågt vid en hög belastning på verket.Mitt i luftningen var α-värdet hela tiden minst 0,86, och variationen var så liten att detinte var meningsfullt att leta efter samband.Sammanfattningsvis kan man konstatera att samtliga provtagningar i Gävle visar att ten-

52siderna och fettsyrorna samvarierar med låga α-värden.Den höjda slamhalten och slamåldern tycks ha förbättrat syreöverföringen. Variationen iinkommande fettsyrahalt mellan provtagningarna gjorde dock att det inte går att sägahelt säkert att förbättringen berodde på den ökade slamhalten.4.2.4.3. HaparandaI Haparanda gjordes intensivprovtagning endast vid ett tillfälle, 1-2 juli 1998.α-värdet i olika delar av verket redovisas i figur 43.10,90,80,7Alfa-värde0,60,50,40,30,20,1Inkommande vattenEfter biobäddMitt i luftningenUt från luftningen012 14 16 18 20 22 24 2 4 6 8 10 12KlockslagFigur 43. α-värde i olika delar av behandlingen i Haparanda i juli 1998.Skillnaden mot de andra verken, t ex figur 37 och 38, är uppenbar. α-värdet i inkommandevatten var lågt och relativt jämnt över dygnet. I Haparanda steg α-värdet oftastöver biobädden, men i den avslutande luftningen fick man inte den normala höjningenav α-värdet. Förklaringen är antagligen den höga belastningen i verket, som medfördeett ofta anaerobt slam med stor andel utfälld järnsulfid (trots att syrehalten i luftningenoftast var över 1 mg/l). Vid bestämning av α-värdet kommer uppgången av syrehaltenatt fördröjas av att en del sulfid oxideras, och α-värdena kommer alltså inte att vara pålitliga.Enligt bilaga 7 minskade halten av fettsyror och tensider bara med ca 30% över biobädden.Det är för fettsyrorna betydligt mindre än reduktionen över förfällningen i de andraverken. Avlägsnandet av både fettsyror och tensider i aktivslamsteget var också sämreän i de andra verken, troligen beroende på den högre belastningen. Fler jämförelsermellan verken är sammanställda i bilaga 4.

53Vid alla de andra verken hade sammansättningen av alkoholerna i tensiderna varit ungefärdensamma över hela dygnet, dvs liknande tensider kom in hela tiden. Till verket iHaparanda var det emellertid inte så. Figur 44 visar hur halten av de olika alkoholernavarierade under provtagningen.16001400µg alkoholetoxylat/l12001000800600400C 9 alkoholC 10 alkoholC 11 alkoholC 12 alkoholC 13 alkoholC 14 alkoholC 15 alkohol200014 18 22 2 6 10KlockslagFigur 44. Halten av olika alkoholer i tensiderna in till Haparandas reningsverk 1-2 juli 1998.I alla de andra undersökta vattnen dominerade C-12 alkoholen hela tiden, medan härökade C-10 alkoholen under hela provtagningen och dominerade kraftigt under slutet avperioden. En möjlig förklaring är att man använder en C-10 alkoholbaserad etoxylat(tensid) i bryggeriet, och hade omfattande rengöring under natten.Direkt efter biobädden erhölls rimliga α-värden, och det kan vara värt att leta sambandmellan α-värdet och andra parametrar. Figur 45 visar hur parametrarna varierade medtiden.

5410,90,80,70,60,50,40,30,20,10AlfavärdeCOD, g/lFettsyror, mg/100 mlTensider, mg/250 ml16 20 24 4 8 12Klockslag6Figur 45.Variationen av α-värde, COD, fettsyror och analyserade tensider i vatten efter biobädden iHaparanda i juli 1998.Den multivariata PLS-modellen förklarar 98% av variationen i α-värdet på inkommandevatten till luftningen. Figur 46 visar grafiskt hur väl modellen beräknar α-värdet.0.940.8Analyserat0.7350.61620.6 0.7 0.8 0.9BeräknatFigur 46.Observerat α-värde mot beräknat α-värde för inkommande vatten till luftningen iHaparanda i juli 1998.Figur 47 visar de olika variablernas betydelse för α-värdet.

550.40.20.0-0.2-0.4CODFettsyroTensiderSuspTot-PKondukt.Figur 47.Variablernas koefficienter för α-värdet i inkommande avloppsvatten till luftningen iHaparanda i juli 1998.Modellen har en mycket god förklaringsgrad för variationerna i α-värdet i inkommandeavloppsvatten. Resultaten visar att det var tensiderna och fettsyrorna tillsammans medden suspenderade fraktionen som samvarierade med låga α-värden. Detta resultat styrkeratt det är just fettsyrorna och tensiderna och dess nedbrytningsprodukter som försämrarsyreöverföringen, även om också COD-värdet hade betydelse i det här fallet.4.2.4.4. KarlstadI Karlstad gjordes intensivprovtagningar vid två tillfällen4.2.4.4.1. 18 februari 1997Den här provtagningen stördes delvis av ett mycket kraftigt snöfall över dagen, vilketkan ha givit en viss utspädning. Huvudproblemet var dock att α-värdesbestämningeninte fungerade tillfredställande. Alla resultat redovisas i bilaga 7, men här visas bara hurCOD och halterna av fettsyror och tensider varierade i det förfällda vattnet, figur 48.

5654,543,5COD, mg/10 mlFettsyror, mg/lTensider, mg/l32,521,510,508 10 12 14 16 18 20 22KlockslagFigur 48. COD, fettsyror och tensider i förfällt vatten i Karlstad 18 februari 1997.Man ser den vanliga samvariationen, i det här fallet med högsta halter tidigt på morgonen(kanske förklarat med lågt flöde då) och sent på kvällen. Tyvärr finns det alltså ingapålitliga α-värden att jämföra med. I övrigt kan sägas att fettsyrahalten var relativt låg,medan tensidhalten var mer normal.4.2.4.4.2. 24-25 mars 1998Den här provtagningen gjordes alltså vid ungefär samma årstid ett år senare. Prover togsunder hela dygnet, och dessutom gjordes försök med tillsats av extra tensid under ett partimmar på morgonen.Figur 49 visar hur α-värdet varierade över dygnet i det försedimenterade vattnet. Tillsatsenav tensider gjordes mellan 7 och 9 på morgonen, så att de hann blandas in föreprovtagningspunkten, som var i inloppet till luftningen.

571,41,210,80,60,4Alfavärde0,2COD, mg/2 mlFettsyror, mg/100 ml0Tensider, mg/200 ml-12 -10 -8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8 10 12Timmar efter midnattFigur 49.Variationen av α-värde, COD, fettsyror och analyserade tensider i förfällt vatten i Karlstad24-25 mars 1998.I provet klockan 7 syns den lilla höjningen med ca 0,5 mg/l i tensidkurvan. Avsikten varatt göra en större tillsats, men ett par missförstånd gjorde att för lite tensid levererades.Den tillsatta tensiden dominerades av C13 alkohol, medan de vanligen förekommandetensiderna dominerades av C12 alkohol. Detta berodde på att den här använda fettalkoholetoxylatenvar tillverkad av en annan leverantör än den som användes vid pilotförsöken.Som sådan har tensiden liknande ytaktiva egenskaper som den tidigare använda.Tvärtemot förväntningarna steg α-värdet kraftigt strax efter att tillsatsen av extra tensidhade startat kl 7.00. Det är också värt att notera att höjningen av tensidhalten noteradesredan i 7-provet, medan reaktionen på α-värdet kom först i 8-provet. Det tyder på attden tillsatta tensiden behövde en viss tid för att utöva sin α-värdes-höjande effekt.Den totala nedgången i koncentration av fettsyror och tensider från kl 7 till kl 10 ärnormal för Karlstad, se figur 48 I figur 48 finns inte α-värdet med, men en kontrollmätningi april 1998 visade att en normal morgon stiger α-värdet långsamt från kl 7 till 11.Ökningen stämmer bra med att man drar en linje i figur 49 mellan punkterna kl 7 och 11för α-värdet.Det innebär att förutom tillsatsen av extra tensid var vattnet helt normalt på morgonen25 mars, och den mycket kraftiga ökningen av α-värdet måste vara en direkt följd avtensidtillsatsen. Frågan är varför den här extra tillsatsen gav ett utslag tvärs emot detman tidigare sett i samband med ökande tensidhalt. Att alkoholens längd (13 i stället för12 kolatomer) har sådan betydelse verkar uteslutet. Den troligaste förklaringen är atttensiden här fortfarande verkligen förelåg i tensidform, alltså inte hade börjat brytas ner

58i sina beståndsdelar. En aktiv tensid kan tänkas både kapsla in fettsyror och underlättastabiliseringen av luftblåsor i vattenfas, alltså ge en höjning av α-värdet. Under nedbrytningenav fettsyraalkoholetoxylaterna bildas fri fettsyra och alkoholetoxylat. Åtminstoneden förra bör enligt resultaten här ge en sänkning av α-värdet.Den multivariata PLS-modellen som består av två komponenter förklarar 87% av variationeni α-värdet i inkommande vatten till luftningssteget. Figur 50 visar modellensprediktionsförmåga.1.11.00.9141213Analyserat0.80.70.628 1611 159 3 7 104150.560.5 0.6 0.7 0.8 0.9 1.0 1.1BeräknatFigur 50. Figuren visar beräknat α-värde mot observerat α-värde i Karlstad i mars 1998.Figur 51 visar koefficienterna för de variabler som ingår i modellen.

59-0.1-0.2-0.3-0.4CODFettsyroTensiderSuspTemppHKondukt.Tot-PFigur 51. Variablernas koefficienter för α-värdet i Karlstad i mars 1998.Den multivariata modellen förklarar en stor del av variationen i α-värdet. Visserligen ärtensiderna och fettsyrorna negativt korrelerade mot α-värdet, men det är i huvudsak pH,konduktiviteten, temperaturen och fosforhalten som är negativt korrelerat mot α-värdet.Detta betyder att det inte var tensiderna som var huvudorsaken till låga α-värden. Givetvisär det tänkbart att det kan finnas andra parametrar som kan påverka syrets löslighet iavloppsvattnet.I mitten av luftningen var α-värdet hela tiden mycket högt, medelvärde 1,11. Detta beroddealltså inte på den extra tillsatsen av tensid. Resthalten av fettsyror och tensider varockså mycket låg, i medeltal 440 resp. 19 µg/l, vilket innebär en minskning i den förstadelen av luftningen med ca 94 resp. 99%. Förutom de låga resthalterna av fettsyror ochtensidrester tycks det alltså finnas α-värdes-höjande ämnen i avloppsvattnet. I slutet avluftningen verkar dessa ha minskat något, α-värdet var där i genomsnitt 1,05. Här skadock nämnas att man fortfarande hade en del problem med α-värdesbestämningen ochfick ganska olika värden för rent vatten med olika utrustning och vid olika tidpunkter.De här problemen gäller inte mätningarna i det försedimenterade vattnet under denaktuella tiden för tillsatsen, alla de gjordes med samma mätare.En modell gjordes också för att söka beräkna halten av totalfosfor i inkommande vatten.Modellen förklarar 90% av variationen i inkommande halt av totalfosfor. Figur 52 visarprecisionen i förutsägelsen.

60209Analyserat153105106131242 111 58 75 10 15 20BeräknatFigur 52.Figuren visar analyserat fosforvärde i inkommande vatten mot beräknat värde i Karlstad imars 1998.Precisionen är inte särskilt god, avvikelsen är över 20% för en del punkter. Figur 53visar de aktuella variablernas vikt i modellen.0.60.40.20.0-0.2CODSusppHFlödeFigur 53.Koefficienterna för inkommande parametrar för inkommande fosforhalt i Karlstad i mars1998.Figur 52 visar att beräkningen av inkommande fosforhalt baserat på information frånsusp, COD, pH och flöde blir acceptabel, men de mätta variablerna ger uppenbarligeninte hela bilden. Modellen är på samma sätt som för Gävle bättre än modellen som baserarsig på dyngsmedelvärden. Detta styrker möjligheterna att använda sig av multivariata

61prediktioner av viktiga parametrar som ett alternativ till verkliga analyser, åtminstoneom man har on-line data och bara behöver storleksordningar.4.2.4.5. ÖrebroI Örebro gjordes stora mätningar vid två tillfällen och dessutom en senare kompletteringbara över försedimenteringen.4.2.4.5.1. 25 februari 1997Den här mätningen stördes kraftigt av blandat regn och skyfall under större delen avdagen. Flödet var 2-3 gånger normalflödet, och mycket material från försedimenteringengick över till luftningen. Figur 54 visar i alla fall hur α-värdet och olika halter varieradeunder dagen.0,90,80,70,6AlfavärdeCOD, g/lFettsyror, mg/20 mlTensider, mg/2 l0,50,40,30,20,108 10 12 14 16 18 20 22KlockslagFigur 54.Variationen av α-värde, COD, fettsyror och analyserade tensider i förfällt vatten i Örebro25 februari 1997.α-värdet sjönk under förmiddagen, samtidigt som halterna av fettsyror, tensider ochtotalt organiskt material steg. Halterna är inte representativa, på grund av spädning meddagvatten och överbäring från försedimenteringen. Man kan dock konstatera att vattnetinnehöll föhållandevis onormalt mycket fettsyror i förhållande till tensider, jämfört medandra vatten. Det kan kanske förklaras med de höga slamhalterna in till luftningen.PLS-modellen består av två komponenter som förklarar 95 % av variationen i α-värdet iinkommande vatten till luftningen. Figur 55 visar också att modellen kan beräkna α-värdet med ganska stor säkerhet.

6210.82Analyserat0.70.630.567 4 850.5 0.6 0.7 0.8 0.9BeräknatFigur 55. Observerat α-värde mot predikterat α-värde i Örebro i februari 1997.De variabler som ingår i modellen framgår av figur 56.0.60.40.20.0CODFettsyroTensiderSuspTemppHKondukt.Figur 56.Variablernas koefficienter för α-värdet i inkommande vatten till luftningen i Örebro ifebruari 1997.Som påpekats tidigare var förhållandena extrema till följd av det höga flödet. Den viktigasteparametern är konduktiviteten som är positivt korrelerad mot α-värdet. Den kraftigainverkan av konduktiviteten kan direkt kopplas till det höga flödet.

634.2.4.5.2. 3-4 juni 1997Vid det här tillfället var förhållandena mer normala, och prover togs under ett helt dygn.Figur 57 visar ovanligt höga α-värden under en del av dygnet i det försedimenteradevattnet.10,90,80,70,60,50,4AlfavärdeCOD, g/lFettsyror, mg/100 mlTensider, mg/l0,30,20,1012 14 16 18 20 22 24 2 4 6 8 10 12KlockslagFigur 57. Variationen av α-värde, COD, fettsyror och analyserade tensider i förfällt vatten i Örebro 3-4 juni 1997.Samtidigt var halterna av fettsyror och tensider mycket låga, under 1 resp. 0,06 mg/l. Destatistiska sambanden mellan α-värdet och andra variabler visas i figur 58.Den multivariata PLS-modellen består av en signifikant komponent som förklarar 75%av α-värdet i inkommande vatten till luftningen.

641.01012110.9Analyserat0.87 891130.70.6245 630.6 0.7 0.8 0.9 1.0BeräknatFigur 58. Observerat α-värde mot predikterat α-värde på förfällt vatten i Örebro i juni 1997.Modellen är inte särskilt bra, felet för punkten 3 är 23%. De olika variablernas koefficienteri modellen visas i figur 59.0.10.0-0.1-0.2CODFettsyroTensiderSuspTemppHKondukt.Figur 59. Koefficienter för α-värdet i förfällt vatten i Örebro i juni 1997.Den multivariata analysen visar att tensiderna, fettsyrorna och COD var negativt korrelerademot α-värdet. Resultaten av denna provtagning styrker teorin om att α-värdet påverkasnegativt av tensiderna och fettsyrorna även om det i detta fall har samvarieratmed en hög halt organiskt material.Redan i mitten av luftningen var α-värdet nära 1 under hela dygnet, och halterna av fettsyroroch tensider var också mycket låga. α-värdet i slutet av luftningen var t.o.m 1,1

65som medelvärde över hela dygnet.Eftersom inga prover togs på ingående vatten före förfällningen var det oklart om delåga halterna av fettsyror och tensider berodde på låga halter in till förfällningen eller påbra avskiljning i förfällningen. Därför gjordes en kompletterande mätning bara över förfällningeni maj 1998.4.2.4.5.3. 19 maj 1998I Örebro tas överskottsslammet ut via förfällningen och sedimenteringen. Alla dataredovisas i bilaga 7. Där framgår att stora mängder fettsyror kommer via internbelastningen,åtminstone tidvis. Vidare kan man konstatera att β-värdet var extremt lågt vidett par av mätningarna inklusive internbelastning. Det oförklarligt låga värdet för syremättnad(0,4 mg/l) gör att α-värdet för dessa prover är mycket osäkra.Tabell 3 ger medelvärden för tre mätningar mitt på dagen, med hänsyn tagen till tidsförskjutningen.De osäkra värdena för vattnet inklusive internbelastning är inte med itabellen.Tabell 3. Data före och efter försedimenteringen i Örebro i maj 1998.α-värde COD fettsyror tensidermg/l mg/l mg/lInkommande vatten 0,56 810 24 2,5Försedimenterat vatten 0,86 390 7,2 1,3Minskningen av både fettsyror och tensider var åtminstone vid provtagningstillfälletstörre än i de övriga verken. Det framgår tydligast i bilaga 4, som sammanfattar belastningaroch reningseffekter. Det betyder att de låga halterna in till luftningen i juni 1997kanske delvis kan förklaras med en effektiv avskiljning i förfällningen. Det speciellamed förfällningen i Örebro är som nämnts att man låter överskottsslammet gå in i detsteget. Det är rimligt att tänka sig att särskilt fettsyrorna till stor del adsorberas till bioslammetoch alltså tas ur systemet där utan att belasta luftningen och påverka α-värdet ifortsättningen.4.3. Slutsatser av pilotskaleförsök, veckovisa provtagningaroch intensivprovtagningar4.3.1. Samband mellan α-värde och tensider och fettsyrorPilotförsöken som genomfördes på Kungsängsverket och de mätningar som gjorts på deolika verken visar att tensiderna (eller deras nedbrytningsprodukter) påverkar syrets lös-

66lighet i avloppsvatten. Modellerna som beskriver hur sammansättningen i avloppsvattnetsamvarierar med α-värdet har i samtliga fall en mycket god förklaringsgrad. Inteunder någon av de olika intensivprovtagningarna samvarierade höga tensidhalter ellerfettsyrahalter med höga α-värden med undantag från provtagningen i Karlstad då enstöddosering av en nonjonaktiv tensid gjordes till inkommande avloppsvatten.Den troliga förklaringen till den avvikelsen är att analysen gjordes direkt efter tillsats,dvs det fanns inget slam som hade hunnit spjälka tensiden som fallet var i pilotförsöket.Det är rimligt att den opåverkade tensiden i stället höjer α-värdet genom att kapsla infett och fria fettsyror. Först när tensiden har spjälkats och givit en fettsyraalkohol påverkarden α-värdet negativt. Det hade varit önskvärt att upprepa försöket med större tensidsatsningoch längre försökstid, men det fanns inga medel för detta. Det hade annarskunnat konfirmera den här teorin om man fortfarande fick en höjning av α-värdet i inkommandevatten, men en sänkning i luftningssteget. De sammanvägda resultaten avpilotförsöken och alla intensivprovtagningar visar ändå att förekomsten av tensider ochdess nedbrytningsprodukter (fettsyror) har en negativ effekt på syresättningen i svenskakommunala avloppsreningsverk.Försämringen av syrets löslighet får många negativa effekter ur miljösynpunkt. En effektär givetvis att energiförbrukningen i avloppsreningsverken ökar till följd av att det åtgårmer luft för att nå de aktuella syrehalterna i aktivslamsteget. En annan effekt som kanuppstå vid kraftigare störningar är att man inte får tillräckligt höga syrehalter för att oxideradet organiska materialet och i förekommande fall ammoniumkvävet för nitrifikation.Därför kan dessa störningar även medföra ökade halter av kväve och organisktmaterial i utgående vatten från biosteget. Även slamegenskaperna kan försämras omsyrehalten varierar kraftigt.4.3.2. Multivariata metoder för prediktering av svåranalyserade variablerDen multivariata sammanställningen av veckoprovtagningarna visar på styrkan att urstora datamängder extrahera ut den relevanta informationen. Ett användbart resultat äratt man får fram att många olika parametrar samvarierar med varandra. Det gäller särskiltsambanden mellan α-värdet och halten av tensider och fettsyror. På så vis var detockså möjligt att beräkna halten av inkommande fosfor med relativt god noggrannhetfrån informationen från andra inkommande parametrar. Med en bättre tidsupplösning,såsom vid on-line mätningar, bör modellerna bli ännu bättre. Samtidigt måste man varamedveten om att för bästa precision i förutsägelser behövs många variabler i modellen,och en del nödvändiga variabler kan vara svåra att mäta.

675. Slam- och sedimenteringsegenskaper5.1. Använda metoder5.1.1. Rutiner för datainsamlingAlla verken sammanställde en stor mängd driftvariabler och reningsresultat ca en gång iveckan. Samtidigt bestämdes α-värde, sedimenteringsegenskaper och eventuell skumning.Det använda protokollet visas i bilaga 2. Slamflockarnas utseende och sammansättningnoterades, liksom förekomst av protozoer, se nedan.Data sammanställdes på IVL för bearbetning med statistiska metoder. Avsikten var attfinna samband mellan driftsbetingelser och eventuella slamproblem.5.1.2. Sedimenteringsegenskaper och respirationstestSlamvolymindex (SVI, ml/g) bestämdes som slamvolymen efter 30 minuters sedimentering(ml/l) delat med slamhalten (g/l).Omrört slamvolymindex (SSVI, ml/g) bestämdes som slamvolymen efter 30 minuter(ml/l) i en cylinder med långsam omrörning (Settling apparatus type 162, TritonElectronics Ltd, England), delad med slamhalten (g/l).Slammets respirationshastighet bestämdes enligt följande metod. 0,8 l vatten från luftningen(inklusive slam) hälldes i en 1 l E-kolv, tempererades till ca 20°C och blandadesmed magnetomrörare, 500 v/min. Vattnet luftades upp till minst 6 mg O 2 /l med akvariepumpoch sintrat gasinledningsrör. 20 ml extra substrat av standardiserad sammansättningtillsattes. Luftningen stängdes av och nedgången i syrehalt noterades tills nedgångenvar tydligt långsammare (ca 2 mg O 2 /l). Resultatet angavs som mg O 2 /g slam*h.5.1.3. MikroskoperingMikroskoperingen gjordes med faskontrast och ljusfält vid 100, 400 och 1000 gångersförstoring. Bioflockarnas storlek, täthet och styrka bedömdes. En grov uppskattning avmängden slemflockar gjordes. Mängden fria bakterier och högre organismer räknades.Slutligen bestämdes mängd och typ av de dominerande filamentbildande bakterierna.Typbestämningen gjordes baserat på morfologiska egenskaper och gram- och Neisserfärgning.Det använda protokollet visas i bilaga 3.

685.1.4. Mätning av kontaktvinkel och filtreringsmotstånd/flockstyrkaKontaktvinkelmätningar gjordes på slam som filtrerats på GF/A filter tills ingen vattenavgångkunde observeras men ej sugits torrt. En remsa klipptes ut och monterades på ensticka som doppades respektive drogs upp ur vatten med konstant hastighet (5 cm/min)upprepade gånger. Kontaktvinklarna mellan vatten och slam registrerades med envideokamera. På detta sätt erhölls den avancerande dynamiska kontaktvinkeln på delvistdehydrerat slam samt tillbakagående och avancerande dynamiska kontaktvinklar påvattenmättat slam. Den första vinkeln har normalt visats sig ligga i intervallet 40-90°.Ökande vinklar visar att slammet innehåller ökande grad av hydrofoba regioner. Genomatt se på skillnaden, kontaktvinkel-hysteresen, mellan de två första vinklarna fås en uppfattningom heterogeniteten i ytskiktet.Enligt hittills samlade erfarenheter ger skillnaden mellan de avancerande och tillbakagåendevinklarna för vattenmättat slam, här kallad hysteres 2, en viss information omgraden av tvärbindning, och därmed rigiditeten, i biopolymermatrisen i slamflockarna. Enlåg hysteres 2 tyder på hög tvärbindningsgrad vilket leder till kompakta och starka flockarmed bra avskiljningsegenskaper. Hög hysteres 2 indikerar låg sammanbindning avbiopolymererna vilket ger flockarna en viskös karaktär och dåliga separeringsegenskaper.Eftersom även andra faktorer, exempelvis biopolymernas sammansättning, påverkarhysteres 2 är dock detta inte entydigt. Dessutom är skillnaderna små (i området 0-10°) ochtrots stor noggrannhet vid mätningarna är spridningen sällan mindre än ca ±1°.Flockstyrka kvantifierades med en relativ metod där filtrermotstånd såsom CST(capillary suction time) (10) på förtjockade slam (vanligen omkring 1% i SÄ) mäts efter10, 20, 50 och 110 sek omrörning vid 1000 rpm. Värdena normaliseras mot SÄ-halten(CST/SÄ i %). Lutningen på regressionslinjen då CST avsätts mot omrörningstid ger ettmått på i vilken grad flockarna slås sönder. Dessutom ger interceptet vid tiden 0 en uppfattningom slammets filtrermotstånd.5.2. Resultat och diskussion5.2.1. Samband mellan sedimenterings- och filtreringsegenskaper, driftsätt,data från mikroskopering samt mätning av kontaktvinklar ochflockstyrkaHuvuddelen om slamseparation med gravimetrisk sedimentering och mikroskoperingfinns kommenterat i en separat manual (11). Här följer en multivariat sammanställningöver hur driftsätt och sammansättningen i avloppsvattnet samvarierar med typ av filamentoch filamenthalt. För varje avloppsreningsverk är driftanalyserna inklusive mikroskoperingsdatasammantällt med en principalkomponent analys (PCA).

69Resultat och detaljerad utvärdering av kontaktvinkel- och CST-mätningarna ligger sist irapporten, som bilaga 5. Skälet till det är att diskussionen och bildmaterialet är omfattande,och att den här speciella aspekten skall behandlas gemensamt för alla verken.Bilaga 5 skall alltså läsas som en del av huvudrapporten. Primärdata från kontaktvinkelochCST-mätningarna finns i bilaga 8.5.2.1.1. BorlängeModellen visar hur parametrarna som beskriver sammansättningen i avlopsvattnet tillsammansmed driftparametrarna samvarierar med parametrarna vid mikroskoperingen,figur 60.Syrehalt0.20.1SSV klarNO3-N Nemat. inFl. kompCOD-belaBOD-belap[2]0.0-0.1-0.2-0.3ß-värdeTSS Slamålde utRotat.pHTot-P uta-värde a-värdeMLTSS PO4-P utNH4-N utMLVSSNO3-N utKonduktß-värdeZoogloeaKj-N ut BOD COD in inLuftflöd Fil.utstFlagel.Fil. i fTempCil. fasCil. rörSVINH4-N inSSVITot-P inKj-N PO4-P in in-0.2 -0.1 0.0 0.1 0.2p[1]Figur 60.Variabelprojektion som visar hur processparametrarna samvarierade i Borlänge.Variabler som ligger nära varandra, eller i samma riktning från origo i figur 60 har samvarierat.Det syns tydligt att SVI och SSVI, dvs slammets sedimenteringsegenskaper,påverkats av filamenthalten i slammet. Variabelprojektionen visar också tydligt att filamenthaltenvarit hög vid relativt låga belastningar avseende organiskt material och närsalter.En hög slamhalt och en hög slamålder samvarierar med en hög filamenthalt.Om informationen i variabelprojektionen kombineras med informationen i objektprojektionen,figur 61, syns det tydligt att Microthrix (Mic) tillväxte kraftigt vid låg belastning.Detta stämmer väl överrens med den information som finns i litteraturen.

7042N.kedkedNocN.NocMicN. ked Mict[2]0-2MicMicN.N.NocMicMicMickedN. Mic NocNocNoc NockedNocked N. ked N.ked kedked ked-4MicMic-10 -5 0 5[1]Figur 61.Objektprojektion som visar hur filamenttyperna samvarierade med avseende på samtligaprocessparametrar.Att filamentet Nocardia (Noc) endast förekommit vid ett tillfälle vid relativt höga halteri slammet beror på att filamentet vid kraftig tillväxt flyter upp till ytan och därför inteses i stora mängder i det totalomblandade slammet. Även filamentet Nostocoida (N) harförekommit i höga halter i Borlänge och därigenom orsakat sedimenteringsproblem.Kraftig tillväxt av Nostocoida har skett under samma driftbetingelser då Microthrixorsakat problem, nämligen vid låg belastning. Variabelprojektionen visar även att enförsämrad flockkompakthet ökar SVI och därmed försämrar slammets sedimenteringsegenskaper.Detta bekräftar att det är viktigt att förstå mekanismerna för både flockbildningoch filamentbildning om man vill förstå orsakerna till slamsedimenteringsproblem.5.2.1.2 GävleMikroskoperingsdata från Gävle saknar information om dominerande filamenttyper.Därför är det endast variabelprojektionen, figur 62, som är av intresse.

710.2ZoogloeapHVattenflödeCOD-belastp[2]0.0-0.2TSS utß-värde inNemat. a-värde inSyrehaltBOD-belastFlagel.LuftflödeMLTSSCil. fastSkumYtaMLVSSCOD inß-värde utSkumtjocklekBOD inCOD-red Fl_komp BOD-redRotat. a-värde utCil. Flockstor rörlTempFigur 62.-0.2 0.0 0.2p[1]Variabelprojektionen för processdata och mikroskoperingsdata för Gävle avloppsreningsverk.Att det saknas data om filamenttyper gör inte så mycket i detta fall eftersom filamenthalteninte har påverkat slammets sedimenteringsegenskaper i någon större utsträckning.Ett intressant samband är att förekomsten av zoogleala flockstrukturer har ökat vid högahalter av organiskt material och närsalter. Det har i sin tur försämrat flockkompakthetenoch därigenom även försämrat slammets sedimenteringsegenskaper. Vid god tillgång påsubstrat så tillväxer bakterieflockarna och får då en överproduktion av polysackaridersom ger upphov till en öppen flockstruktur med försämrade sedimenteringsegenskaper. IGävle har man succesivt ökat slamkoncentrationen och därmed höjt slamåldern. Variabelprojektionenvisar tydligt att slammets sedimenteringsegenskaper förbättrats med enökad salmhalt och en ökad slamålder. En ökad slamålder har även bidragit till en minskadförekomst av zoogleala flockstrukturer.KarlstadPCA modellen i figur 63 och 64 baserar sig på mikroskoperingsdata från periodenoktober 1997 till november 1998.

72p[2]0.30.20.10.0-0.1-0.2-0.3MLTSSMLVSSPO4-P inCOD inBOD Tot-P in inNH4-N inKj-N inNO3-N utTempKondukt á-värdeZoogloeaCil. fasFl. kompNO3-N inKj-N utNH4-N Tot-P ut utPO4-P utSSV klará-värdeá-värdeRotat.LuftflödFria bakNemat.SlamåldeCilFil. Fil.utst i fTSS utpHSyrehaltFlagel.a-värdeSSVISVIa-värdeVattenflBOD-bela COD-belaa-värde-0.2 -0.1 0.0 0.1 0.2 0.3p[1]Figur 63.Figuren visar hur de olika variablerna i Karlstads reningsverk samvarierade med mikroskoperingsresultaten.6t[2]420-2-4N675NN675 Mic Mic Mic MicMic MicMic MicMicMicHydNHydHydHydMic MicMic MicMicMicNMicMic-6-5 0 5[1]Figur 64.Objektprojektion som visar hur olika filamenttyper varierat beroende på vattnetssammansättning och driftssätt i Karlstad.Figur 63 och 64 visar att det finns en del tydliga grupperingar mellan de olika filamenttyperna.Filamentet Halecinobacter hydrossis (Hyd) ligger grupperat i den övrehögra kvadranten och samvarierar med relativt höga syrehalter och en låg slamålder.Filamentet typ 0675 (675) samvarierar med en hög slamålder. Detta samband stämmerväl överrens med litteraturen. Det är även tydligt att filamentet har gynnats av relativt

73låg belastning vilket även det stämmer med vad som observerats i tidigare studier.Resultatet av modellen visar att det är framförallt höga halter av M. parvicella som harorsakat sedimenteringsproblem (höga värden på SVI och SSVI). Till skillnad på resultatenfrån de övriga verken samvarierar en riklig tillväxt M. parvicella med med en högbelastning. Den höga belastningen i detta fall orsakas helt av ett högt inkommandeflöde. Tillfällen med hög belastning har därför samvarierat med en låg koncentration avnärsalter och organiskt material.5.2.1.4. ÖrebroFigur 65 och 66 visar PCA modellen som beskriver hur processparametrarna och sammansättningeni avloppsvattnet i Örebro samvarierade med mikroskoperingsdata.p[2]0.40.30.20.10.0-0.1-0.2-0.3SVISSVICOD inPO4-P inBOD inKj-N inNH4-NCOD-belastinNemat.Tot-P BOD-belast inFlagel.TempKondukt NH4-N uta-värde in Fria bakt, 0-4pHß-värde ß-värde in m Cil. fastKj-N utFil. i fl.Fil.utst.TSS utPO4-P Tot-P ut uta-värde mZoogloeaCil. rörlSyrehaltFl. SSV komp Slamålder klarNO3-N utLuftflödeMLVSSMLTSSRotat.Vattenflöde-0.3 -0.2 -0.1 0.0 0.1 0.2p[1]NO3-N inFigur 65.Variabelprojektion över process-och mikroskoperingsparametrar i Örebro.

74t[2]420-2-4-6004096S.N.096004 096004 S.S.N.096 S.021021 S. N.067021S.N.S. 096096096096N.096S.096096021021096021 021021021S.N.096S.-8S.-8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8t[1]Figur 66.Objektprojektion över hur filamenttyperna varierat beroende på avloppsvattensammansättningoch driftsätt i Örebro.Variabelprojektionen över Örebros biologiska rening visar att filamenttillväxten varit enstarkt bidragande orsak till försämrade sedimenteringsegenskaper (höga SVI). De högaSVI-värdena har sedan i sin tur ökat halterna susp och fosfor i utgående vatten. Påsamma sätt som för Gävle så har en ökad slamålder bidragit till kompaktare flockar medbättre sedimenteringsegenskaper. Den ökade slamåldern har även i detta fall minskatförekomsten av zoogleala flockar. Till skillnad från de övriga reningsverken har tillväxtenav filament varit kraftig vid en relativt hög belastning. I objektprojektionen synsdet även tydligt att det är andra filament som dominerat vid slamsvällningsproblemen,nämligen Spherotilus (S i figuren) och Typ 0961 ( 096 i figuren). Det är uppenbart attdessa filament dominerade vid den högre belastningen. Vid tillfällen med lägre belastninghar typ 021N (O21 i figuren), Nostocoida (N i figuren) och 0041 börjat tillväxa,dessa filamenttyper trivs vid relativt låga belastningar. Då dessa filament har dominerathar de inte orsakat några slamsvällningsproblem.5.2.2. Ytkemiska synpunkter på syreöverföringenSom visats i kapitel 4 kan α-värdena relativt/mycket väl beskrivas av parametrar urgruppen: koncentrationer av COD, fettsyror, tensider, fosfat samt pH och ledningsförmåga(temperatur ?). Som påpekas vid genomgången av resultaten från Karlstad ibilaga 5, och med kännedom om amfifila molekylers beteenden kan en alternativ hypotesför detta ställas upp enligt följande:

75° Syreöverföringen bestäms huvudsakligen av luftbubblornas totala yta (a). Jumindre luftbubblorna är desto större är ytan.° Att minskningen i den specifika syreöverföringshastigheten (K L ) på grund av ettskikt av amfifila molekyler i fasgränsen luft-vatten skulle ha en avgörande betydelseför den totala syreöverföringen (K L a) är mindre troligt. Detta borde dockverifieras med försök i några väldefinierade modellsystem där man har kontrollöver amfifilkoncentrationer, bubbelstorlekar och antal bubblor (ger yta) samtgränsskiktsspänningar.° Luftbubblor i vatten är instabila p.g.a. den höga ytspänningen (ytenergin) och strävardärför efter att minimera sin yta genom att slå ihop sig. För att minska dennatendens måste ytspänningen sänkas m.h.a. ytaktiva ämnen.° Tensider och tvålar men även vissa amfifila polymerer är effektiva i dessa avseenden.° När luftbubblor hela tiden nybildas som i en luftningsbassäng är emellertid dens.k. dynamiska ytspänningen av mycket större betydelse än jämnviktsytspänningen.Med andra ord är det viktigt att ytspänningen sänks snabbt för att de småbubblorna inte skall hinna slå ihop sig. Den dynamiska ytspänningen bestäms avhur mycket ytaktiva ämnen som kan transporteras till och spridas på luftbubblornaper tidsenhet. Detta bestäms i sin tur av koncentration, diffusionshastighet och s.k.spridningstryck i gränsskiktet för ämnet/ämnena i fråga.° Mätningar vid YKI som ännu inte är allmänt tillgängliga har visat att olika typerav amfifiler skiljer sig högst avsevärt i dessa avseenden. Detta är med all säkerhetockså fallet för de olika amfifila molekyler som finns i olika mängder vid olikatidpunkter och i olika positioner i en reningsanläggning (och ledningsnätet). Trotsatt några detaljer ej kan avslöjas här kan så mycket sägas att förhållandena kringöverföring av tensider till fettsyror och lösningsjämnvikterna för fettsyra/tvålsystemenoch deras kinetik kommer att vara av stor betydelse.° Faktorer som därvid kommer att vara styrande är bl.a. ingående koncentrationer avtensider och fettsyror, tensidernas nedbrytningshastiget som bestäms av biomassansaktivitet vilket i sin tur ex.vis beror på slamålder och belastning, pH, koncentrationoch typ av olika lågmolekylära joner (ex.vis metalljoner, fosfat) (sombestämmer ledningsförmågan), mängden av biopolymerer och deras mängd exponeradeanjoniska grupper (beror också på slamålder och belastning) samt temperatur(bestämmer bl.a. amfifilers löslighet och associationsförhållanden) d.v.s. istort sett de parametrar som i varierande kombinationer har visats kunna förklaraα-värdet.

76Med denna förhoppningsvis rationella bakgrund borde det påbörjade arbetet drivasvidare efter att de hittills vunna erfarenheterna har fått mogna. Detta skulle kunna göraspå två sätt (antingen ena eller andra eller båda).1) Det befintliga datamaterialet underkastas en noggrannare analys i ljuset av ovanståendeoch detta efter att fasgränsskiktets eventuella betydelse eller ej för syreöverföringenhar kontrollerats genom modellsystemförsök.2) Nya mätningar görs vilka förutom tidigare parametrar inkluderar mätningar avdynamiska ytspänningar i olika positioner i anläggningen samt några ytterligareanalyser (ex. fosfatfraktioner, fria och bundna metalljoner). I samband med dettagörs också beräkningar (kanske redan finns i litteraturen) av fettsyrasystemenslöslighetsjämvikter med olika metalljoner. För att få en bakgrund till vad somhänder i de reella systemen kan det vara av stort värde att först göra lufningsförsökoch analyser/mätningar i modellsystem. Därefter koncentreras mätningarna till ettverk. Efter utvärdering av dessa kan undersökningar med förhoppningsvis reduceratantal mätningar/analyser göras på flera verk.Arbetet görs som nu i samarbete mellan IVL och YKI men med mera resurser till YKIän vad som varit fallet i detta projekt.5.2.3. MikroskoperingsmanualEn manual har tagits fram inom projektet eftersom det saknas material inom områdetsom är skrivet på svenska. Manualen (11) innefattar inte bara mikroskopering utankommenterar även hur vissa driftparametrar påverkar olika filamentbildare och slammetssedimenteringsegenskaper. Detta är viktiga upplysningar t ex då man planerar attändra slambelastning eller slamålder.Tanken är att manualen skall kunna användas av både laboratoriepersonal och driftpersonal.Eftersom manualen är ganska bred så är det meningen att man inte skall behövaytterligare litteratur för att kunna mikroskopera och få idéer till lämpliga driftstrategier.Givetvis finns inte allt inom området kommenterat i manualen, men mer finns att hitta ireferenserna artiklar.5.3. Slutsatser angående slamegenskapernaDen veckovisa sammanställningen av mikroskoperingsdata tillsammans med processdatagav en bra bild över sedimenteringsproblematiken. Bland annat gick det att peka påvilka driftbetingelser som gav upphov till slam med sedimenteringsproblem. Det gickäven att bilda sig en uppfattning om under vilka driftbetingelser de olika filamenten orsakadesedimenteringsproblem.

77Utgående från COD-belastning, koncentrationer av fettsyror och tensider samt mätningarav CST och kontaktvinklar gick det relativt väl att förklara variationerna i separationsegenskaper(sedimentation, restsusp. och filtrermotstånd) under fyra av intensivprovtagningarna.Sammanvägning med några ytterligare av de analyserade parametrarna(ex.vis pH och ledningsförmåga) samt mikroskoperingsdata skulle förmodligen ge enmycket detaljerad bild över förloppen. Kontaktvinkelmätningar ger alltså god informationsom kan öka förståelsen av separationsegenskaperna, men en mindre arbetsintensivmetod måste tas fram för att den skall vara praktiskt användbar. En sådan finns förmodligenockså.P.g.a. att samband mellan kontaktvinklar och syrehalter indikerades gjordes också enallmän ytkemisk betraktelse över syreöverföringsproblematiken. Där framfördes ett synsättsom delvis är annorlunda än det som varit bakgrund till projektet och som styrks avresultaten från tensiddoseringen i Karlstad. I samband med detta gavs också förslag tillhur problemområdet som behandlats i detta projekt skulle kunna studeras vidare på enmera fundamental grund.6. Multivariat modellering av Borlänge avloppsreningsverk6.1 BakgrundHistoriskt har avloppvattenreningsteknik utveckats från mekaniska och kemiskareningmetoder till kombinationer av dessa metoder med biologiska metoder. De biologiskametoderna har på senare år även omfattat kväve- och fosforreduktion. De olikatyperna av biologiska reningsmetoder ställer ökade krav på driftbetingelserna, eftersomolika typer av mikroorganismer behövs. Givetvis kan en del av de behoven uppfyllasgenom t ex ett lämpligt val av reaktorkonfiguration eller andra fasta ändringar i driften.Den stora dynamiken avseende flödesvariationer och variationer i den kemiska sammansättningenav avloppsvattnet gör emellertid att det inte går att driva ett reningsverkunder konstanta betingelser för att uppnå ett bra reningsresultat. För styrning och övervakningav ett avloppsreningsverk i realtid krävs det information som beskriver driftsvariableri reningsverket i realtid. Därför har ett flertal givare som mäter organiskt kol,närsalter, slamhalter, löst syre mm utvecklats. De komplexa sambanden i kombinationmed de ökade reningskraven har ökat behovet av kontinuerlig övervakning och optimeringav reningsverken. Multivariata metoder bedöms vara ett kraftfullt verktyg att användaför att sammanställa stora mängder data för att få fram information om processen.Syftet med delprojektet är att visa hur multivariata metoder kan tillämpas i realtid förprocessövervakning och kontroll av driften på ett kommunalt reningsverk. Målet med

78delprojektet är att ta fram multivariata modeller för att öka processförståelsen i kommunalareningsverk. Modellerna skall användas i realtid för att förbättra driften i reningsverketför att få en effektivare avloppsvattenrening.6.2 Metoder6.2.1 Borlänge aktivslamanläggningFigur 67 visar Borlänges reningsverk schematiskt, medan figur 68 visar bet biologiskasteget något mer i detalj, inklusive de viktigaste mätta och beräknade variablerna.Inkommandevatten Galler Sandf.FeCl 3SlutsedimenteringUtgåendevattentill recipientFeCl 3SlamreturÖverskottslamRejektFörtjockareSlamRejektRötkammareSlamavvattningAvvattnat slamFigur 67.Schematisk bild av avloppsvattenreningen i Borlänge.

79InJärnkloridBorlänge biologiskareningsanläggningLuftning1Luftning 2SedimentationUtInkommande Luftningen UtgåendeKond TempFlöde TOCpHSSNADHSSDOLuftflödeVolymBHydSlamBTOCSSFigur 68.Mätta och beräknade variabler vid Borlänge reningsverkBorlänge reningsverk är dimensionerat för 60 000 pe. Idag är belastningen till verket på45 000 pe. Gränsvärdena för reningsverket är för BOD 15 mg/l och för fosfor 0,5 mg/l iutgående vatten till recipient.Luftningsvolymerna i bassäng 1 och 2 är 600 m 3 vardera. Den totala sedimenteringsvolymenär 6 100 m 3 och utgörs av 10 st parallella bassänger med volymen 610 m 3 vardera.Hela biosteget utgörs av två parallella linjer. Instrumenteringen och den multivariatamodelleringen har genomförts på en av de två linjerna.Det inkommande flödet varierar normalt mellan 50 och 300 m 3 /h. Slamreturflödet ärvanligen konstant omkring 350 m 3 /h. Slamavdraget i biosteget styrs av börvärdet förslamkoncentrationen i biosteget. Börvärdena på slamkoncentrationerna är omkring1 500 mg/l. Parametrarna för TOC och suspenderat material har multiplicerats med detinkommande flödet för att få antalet kg/h in och ut från reningsverket för dessa parametrar.6.2.2 InstrumentereringMånga av de olika mätinstrumenten kan anses vara standard i kommunala avloppsreningsverk,t ex för flöde, pH, löst syre osv. Här kommenteras närmare de mer komplexainstrumenten och de instrument som leverantörer bidragit med i projektet.

806.2.2.1 NADH-mätareNADH-mätaren (12) har levererats av av företaget BioBalance.Figur 69.NADH-mätarens princip med fluorescens och dess fysiska utformning och placering.Den mättekniska principen är att givaren sänder ut ljus av våglängden 340 nm. Ljusetnår biomassan och den mängd coenzym NADH som finns i slammet. När coenzymetNADH träffas av ljus med en våglängd av 340 nm, så sänder det ut ett ljus med våglängden460 nm (flourescerar), figur 69. Mängden ljus är direkt proportionellt motmängden NADH.BioBalances instrument består av en givare som sitter nersänkt i luftningsbassängen ochett instrumentskåp vid bassängkanten, figur 69. Från skåpet sänds via fiberoptik tillgivaren ljus som skickas ut i avloppsvattnet. Det fluorescerande ljuset fångas upp av ensensor i samma givare och återförs till instrumentet som omvandlar signalen till 4-20mA. Signalen går sedan vidare till verkets PLC-station.Skälet till att man vill mäta mängden NADH i slammet är att det är ett indirekt mått påaktiviteten i slammet. Det är bara den reducerade formen av coenzymet (NADH) somflourescerar, inte den oxiderade formen NAD + . Mängden NADH bestäms dels avtotalmängden coenzym som är ett mått på både bakteriemängd och aktivitet, dels avandelen som befinner sig i den reducerade formen. Både aktiviteten och

81redoxförhållandena bestämmer alltså utsignalen. Ökas de oxiderande betingelserna (enökad syrehalt i aktivslamsteget) så oxideras NADH till NAD + vilket gör att mätsignalenfrån instrumentet minskar. Det betyder att aktiviteten mätt som NADH är en funktion avbåde aktiviteten i biomassan och halten löst syre.6.2.2.2 TOC instrumentTvå olika instrument har använts i projektet för att mäta mängden organiskt material iavloppsvattnet. Inledningsvis installerades ett instrument av märket ASTRO 1900.Instrumentet bygger på en våtkemisk oxidation av det organiska materialet i avloppsvattnet.Analysen kan delas upp i följande steg:1. Ett prov tas från avloppsvattnet och förfiltreras. Därefter surgörs provet för att drivaav karbonaterna i form av koldioxid.2. Det surgjorda provet oxideras sedan med persulfat som oxidationsmedel i en UVreaktor.3. Efter att det organiska materialet oxiderats till koldioxid i punkt 2, mäts koncentrationenkoldioxid i gasen med en IR-detektor. Koncentrationsökningen av koldioxidär då direkt proportionell mot den mängd organiskt kol som oxiderats.Det andra TOC-instrumentet som prövats är ett IONICS 1800 TOC. Den stora skillnadenmellan de båda instrumenten är att IONICS instrument efter surgörningen bygger påen termisk oxidation av det organiska materialer till skillnad från den våtkemiska oxidationenför ASTRO-instrumentet. Oxidationen går till så att en liten mängd prov injicerasi en färbränningsreaktor med en katalytisk bädd och oxideras vid en hög temperatur ,t ex 800°C. Därefter analyseras mängden koldioxid med en IR- detektor på samma sättsom för ASTRO-instrumentet.6.2.2.3 Mätning av suspenderat material i utgående vattenFör kontinuerlig mätning av suspenderat material har ett mätinstrument av fabrikatetCerlic modell CSP-µP installerats. Mätprincipen är att avloppsvattnet passerar genomett rör som detekterar det suspenderade materialet med en transmission av NIR-ljus.Utsignalen från instrumentet är 4-20 mA. Instrumentet mäter på ett genomströmmandeavloppsvatten vilket gör att igensättningar motverkas. I Borlänge installerades dockäven en automatisk rengörning med en borste som gick genom röret med jämna intervall.

826.2.3 Konceptuell modellFrån figur 68 går det ganska lätt att ta fram en konceptuell modell som visar hur denutgående vattenkvalitén på avloppsvattnet beror av reningsprocessen.Utgående vatten = f(inkommande vatten + processer i luftningen)Den konceptuella modellen är en av de få modeller som är sanna. Även om den kanverka självklar så är det viktigt att förstå att den utgående vattenkvalitén endast är enfunktion av inkommande avloppsvatten och hur biosteget körs. Detta är utgångspunktenför modelleringen av systemet.Syftet med den multivariata modelleringen är att mäta de parametrar inom respektiveparameterkategori enligt den konceptuella modellen som har betydelse för variationernai det utgående avloppsvattnet. Brus i mätningarna och det faktum att vi inte kan mätaallting gör det givetvis svårt att i 100% av fallen alltid förstå exakt vad som händer.6.2.4 Från givare till multivariat övervakningPå reningsverket finns ett PLC-system av fabrikatet Satt Control för signalbehandlingoch processövervakning. De analoga signalerna från givarna är kopplade till PLC undercentraler(Satt Con 15) där tex. mA signalerna omvandlas till binär talform. Ett antalolika undercentraler finns för de olika delarna i reningsverket. Endast undercentralen förbiosteget i block 2 är kopplat till det multivariata realtidssystemet enligt figur 70.PLC Syste mMultivariatModelleringExporterarDataImporteraModellMjukvara förprocessövervakningoch lagring av dataMultivariat ÖvevakningDriftAna lyserFigur 70.Princip för dataöverföring i Borlänge.Samtliga PLC-undercentraler är kopplade till en huvudcentral. I huvudcentralen tas det

83fram processbilder för traditionell övervakning och kontroll av olika funktioner påreningsverket och trendkurvsvisning mm. En persondator har kopplats till det befintligaövervakningssystemet för att följa biosteget med en multivariat processövervakning. Viaen kommunikationskabel hämtas data från en realtidsdatabas i SATT systemet in till enFix realtidsdatabas i PC miljö. Signalerna i fixdatabasen förädlas genom att informationenfrån flera signaler kombineras för att t ex beräkna slambelastning och hydrauliskuppehållstid mm. De nya beräknade parametrarna tillsammans med råvärdena frångivarna lagras därefter 1 gång / minut i en historikfil. Därefter exporteras data till simcapför att ta fram modeller som beskriver de intressanta processvariationerna i biosteget.Modellen importeras sedan till SIMCA-4000 där den används för processövervakning irealtid.6.2.5 DatabaskonfigurationTillståndsmodellen baserar sig på en principalkomponentanalys av realtidsvärden utantidsförskjutningar. Provväxlarsystemet i TOC instrumentet innebär att TOC värdena förinkommande och utgående vatten uppdateras var 40:e minut. Därför baserar sig tillståndsmodellenpå data med loggningsintervallet ett nytt värde/40:e minut. Fördelenmed modellen är att den är mycket enkel att ta fram och resultaten är också lätta atttolka. Svagheterna med modellen är att den inte tar hänsyn till tidsfördröjningarna ireningssteget. Till exempel så är de utgående parametrarna en funktion av de inkommandeför en viss tid sedan, där tidsförskjutningen är beroende av det inkommandeflödet. Parametrarna kan därför endast jämföras med varandra om de saknar inbördestidsförskjutning. Mot den bakgrunden är det lämpligt att dela in parametrarna i tillståndsmodelleni tre parameterkategorier.• Parametrar som beskriver inkommande vatten• Parametrar som beskriver biosteget• Parametrar som beskriver utgående vattnenInom respektive parameterkategori finns det ingen tidsförskjutning vilket innebär att detgår att jämföra hur parametrarna samvarierar med varandra inom respektive parameterkategoriutan att beakta någon tidsförskjutning.6.3 Resultat6.3.1 Erfarenheter av mätgivarna6.3.1.1 NADH-mätarenNADH-mätaren har fungerat mycket väl. En stor fördel med instrumentet är att den

84verkligen mäter on-line, eftersom det inte är beroende av någon provtagning. Det faktumatt det inte finns något behov av provtagning innan analys gör att pumpar och annankringutrustning inte behövs. Detta gör givetvis underhållet mycket enklare. Den skötselsom instrumentet kräver är att fönstret på givarens spets gengörs med en mjuk trasa engång /vecka. Mätsignalen samvarierar med syrehalten och belastningen på luftningssteget,vilket framgick av den multivariata tillståndmodellen.6.3.1.2 TOC-instrumentTOC-instrumentet ASTRO 1900 installerades inledningsvis i projektet för att mäta TOCi inkommande vatten till biosteget och i utgående avloppsvatten. Problemen medinstrumentet var när stopp inträffat orsakat av t ex partiklar. I reaktorerna med UV-lamporsom är mycket varma avdunstar vätskan och reagensens salter sätter igen in- ochutloppen till glasreaktorerna. Ett relativt omfattande arbete måste göras för att plockaisär reaktorerna och avlägsna salterna. Dessa händelser var för frekventa vilket resulteradei ett byte av instrumentet. Tiden från provtagning till ett analyserat värde var 20min.Det andra instrumentet som prövats för att mäta TOC var ett IONICS 1800 TOC. Somdet beskrivits tidigare bygger instrumentet på en rent termisk oxidation av det organiskamaterialet. En mycket liten mängd prov injiceras genom ett tunt rör. Problemen har varitmed igensättningar i de tunna rören, därför har filtreringen varit av avgörande betydelseför tillgängligheten på instrumentet. Efter att leverantören av instrumentet har provat utett antal olika filter har tillgängligheten ökat.6.3.1.3 Suspmätare av märket Cerlic CPS-µPTillgängligheten på suspmätaren har varit mycket god. Instrumentet ger tillförlitliga värdeni utgående vatten. Utformningen av instrumentet gör att det är mycket servicevänligt.Eftersom mätprincipen bygger på mätning i ett vatten som strömmar genom ett rörbehövs en pump. Den pump som använts vid matning av vatten till instrumentet harvarit en exenterskruvpump (flöde ca: 30 l/min). Statorn i exenterskruvpumpen är en förslitningsdelvilket gör att denna måste bytas efter viss tid. Fördelar med att ha ett slutetsystem med strömmande vätska är att instrumentet kan installerats inomhus i en provtagningskurutan att ge problem med sedimentering (mätning i öppet kärl) eller luktproblem.6.3.2 TillståndsmodellTillståndsmodellen baserar sig på 3 st principalkomponenter och förklarar 65 procent avden totala variationen.

85Samtliga observationer i scoreprojektionen, figur 71, baseras på riktiga mätvärden. Mätvärdensom är felaktiga på grund av mätfel eller kalibrering har uteslutits i modellen.Modellen baserar sig på mätdata från 5 månader.t[2]420-2-41111111111 11111111111111 11 11 11 11111 11 1111 1 1 1111111 11 11 11111 11 11 1 11 11111111 1 11111 1111 1 111 1 1 1 1 111111 1 1 111 11 111111 1111 111 1 11 1111 1 1 111 11111 111 1 1 11 111111 1 11111111111 11 111 111 11 111111 111111 11111 11111 1111 1 111 1 11 111111 11 1 11111 111111 11 1 1111111 1111111 1 1111111 1111 11 11 11111 1111 1111 1111 1 11111 111 1 111111111111111111111 1111111 1 11 11 111111 111 11111 1 11 11111 111111 11111 111 1111111 11111111 1111 11 1111111 11 111111111 1111111111 11111 1111 111 1 1 11 1111111 111111111 11 1 111 111 11 111111 1 111 11 11 111 1 11 111 1 11 111 1 1 11 111111 1 111 1 111111111 11111 111 1 1 1 1111 1 1111 1 1111111111111 1111 1111 1111 11111 111 11111 1 11111 1111 111 111111111 1111 11111111 11111111 1 11 11111 1 1 1111111111111111 111111 111 1 111 1 1 1 111 11 111 111 11 1 1 1 11 11111 1 1 1 11111 111 11111 1 1 11111111 11 1111 111111111 1 1 11 11 111 11 111111 11 1111111 1111 111111 1 1111 11 1 11111 1111 1 1111111111111111 11111 111 1 1111111 11111 1 11 1111 1111111 11111 111 1 111 11 11 1 111 11 11 1111 1 1 1 1111 1 11 11111 111 1 11111111 11 111 1111 1111111111 11111 1 1111 11 1 111 11 1 11 1111111 111 1 11111 111 111 111 11111 111 11111111 1 111 1 1 111 1 1 1 111111 111111 11111 11 11111111 11 11 1 111111 1 1111111 1 1111 11 1111 1 1111111 1 111 111 1111 1 1 111111 1 11 111 11 1 1 1111 1 1 111 1111111-6 -4 -2 0 2 4 6t[1]11111Figur 71.Objektprojektion med data från 5 månader.Figur 72 visar variabelprojektionen.0.40.21:HYD_UPP1:TOC_UT1:TOC_IN1:SUSP_BIO 1:M_TOC_UT1:BMSUM 1:NADH 1:REG41:SUSP_UT 1:REG3p[2]0.01:SYRE_31:PH_IN1:KOND_IN1:M_TOC_IN1:VOL_BEL1:SLAM_BEL 1:TEMP_IN1:SUSP_RET1:SYRE_41:M_SUSP_UT-0.21:SUSP_INK1:M_SUSP_IN1:M4-0.2 -0.1 0.0 0.1 0.2 0.3p[1]Figur 72.Variablelprojektionen visar hur de olika parametrarna i tillståndsmodellen samvarierar medvarandra.Parametern pH in mäts i det inkommande vattnet till reningsverket, medan de övriga

86inkommande parametrarna mäts i det inkommande vattnet till biosteget. Det går därförinte att jämföra pH med de övriga inkommande parametrarna. Mängden TOC in ochmängden susp in samvarierar med inkommande flöde till biosteget. Konduktiviteten idet inkommande vattnet varierar oberoende av de övriga inkommande parametrarna.De intressantaste resultaten från tillståndsmodellen finns i de parametrar som beskriverbiosteget. Några av sambanden är logiska och enkla att förstå, t ex att syrehalterna i debåda biostegen samvarierar med varandra. Parametrarna REG3 och REG4 anger ventilöppningenpå luftledningen och därmed indirekt luftflödet. Att de båda parametrarna ärmotsatt riktade mot syrehalterna är logiskt eftersom luftflödet styrs på syrehalten, en lågsyrehalt leder till ett ökat luftflöde. Volymbelastningen och slambelastningen bidrar medsamma information under den här fem månadersperioden eftersom slamhalten i biostegeti stort sett varit konstant.Aktivitetsmätaren som mäter den reducerade delen av coenzymet NAD (vars reduceradeform betecknas NADH) ger mycket inressant information om biosteget. Det enklastesambandet är att syrehalterna i biosteget är omvänt proportionella mot koncentrationenav NADH. Det innebär att vid höga koncentrationer av löst syre i biosteget är koncentrationenav NADH låg, och tvärt om. Det är logiskt eftersom den höga koncentrationenav löst syre bidrar med en mer oxiderande miljö, och därför oxiderar NADH till NAD + .Eftersom aktivitetsmätaren endast mäter den reducerade formen NADH och inte NAD +så minskar mätsignalen från aktivitetsmätaren vid höga koncentrationer av löst syre.Vad som är intressant är även att aktiviteten är korrelerad till slambelastningen, en högslambelastning ger en hög aktivitet.6.3.3 Realtidsapplikation av tillståndsmodellenEn av de viktigaste delarna i detta projekt var att visa hur multivariata modeller kan tillämpasi realtid för processövervakning av ett kommunalt avloppsreningsverk. Denovan beskrivna tillståndsmodellen har använts för att modellera nya processdata i realtid.Figur 73 visat scoreprojektionen av tillståndsmodellen som utgörs av de små kryssen.Tillståndsmodellen kan betraktas som en kalibreringsmodell för processbetingelsernai aktivslamsteget. Denna kalibreringsmodell exekverar sedan realtidsdata och projicerardessa i det uträknade processplanet.

87Figur 73.Figuren visar hur tillståndsmodellen visar processförändringarna i tiden i realtid. De småkryssen utgör tillståndsmodellen och masken (den heldragna linjen) visar processlägetunder den senaste tiden.Tyvärr är figurens kvalitét bristfällig, detta beror på att det är en direkt utskrift från enprocessbild. Principen är att de olika givarna får ett nytt värde varje minut. Med ettvärde på samtliga givare kan den aktuella tidpunkten projiceras i kalibreringsmodellensplan (modell). Nya värden som uppdateras varje minut gör att denna punkt förflyttas iplanet beroende på att en eller flera parametrar i modellen har ändrat värde. Om allaparametrar har samma värde som det föregående värdet ändras inte punktens läge. Detsenaste processläget (sista minuten) visas som en grön punkt i processbilden (ej synlig ifiguren). På samma sätt som för traditionell processkurvsvisning kan man välja hur långtid tillbaka man vill gå, genom att välja hur många punkter som skall visas i processbilden.Punkterna binds ihop till en mask med rätt tidsordning där maskens huvud ärmarkerad som en grön punkt och änden på masken med en röd kvadrat (masken syns ifiguren men inte huvudet respektive änden). Maskens läge i kalibreringsmodellens plantalar om var processen befinner sig baserat på informationen från samtliga parametrar imodellen. Eftersom modellen uppdateras varje minut förflyttas maskens läge i realtid engång /minut.

88När processen och masken befinner sig nära kalibreringsmodellens område (de småkryssen) befinner sig processen i normalläge. Maskens färg är då grön. När processenavviker kraftigt från normalläget och masken förflyttar sig långt från kalibreringsmodellenändrar den färg till röd (färgerna framgår inte av figur 73). Processändringenbaserar sig på information från samtliga parametrar, vi kan kalla det för ett multivariatlarm.Den information som operatören vill åt är vilka processparametrar som är orsaken tillden stora avvikelsen och hur de olika parametrarna har förändrats. Genom att klickamed musen på masken vid en tidpunkten då masken är grön (normalt processläge) ochvid en tidpunkt då masken är röd (avvikande processläge) i den övre högra delen i figurenfår man en GAP-projektion, figur 74.Figur 74.GAP-projektion som visar hur de olika processparametrarna förändrats från en tidpunkt tillen annan. I detta exempel visas orsaken till den stora avvikelsen från processens normallägesom visas i figur 73.Figur 74 talar om hur de olika parametrarna förändrats när processen förflyttats från entidpunkt till en annan. Bildens dåliga kvalitét gör att det inte går att tyda namnen på de

89enskilda parametrarna. Syftet med figurerna är dock att visa på principen för hurprocessenvariationerna kan analyseras med multivariat modellering i realtid. GAP-projektionenrangordnar de olika parametrarna, där de som har varierat mest står överst ifiguren och sedan i fallande ordning. Röd färg indikerar att parametrarna har ökat ochblå färg att de har minskat.De översta parametrarna i GAP-projektionen visar att det är belastningen och koncentrationenav TOC i inkommande vatten som har ökat. Parametern för det inkommandeflödet däremot ligger långt ned i listan, och är alltså inte orsaken till den snabba belastningsökningen.6.3.4 Dynamisk databasSyftet med den dynamiska databasen är att anpassa tidsförskjutningarna till det inkommandeflödet över biosteget. Problemställningen är som nämnts tidigare att kvalitén pådet utgående vattnet är en funktion av det inkommande vattnet och processbetingelsernai biosteget för en viss tid sedan, där tiden beror av det inkommande flödet. Variationernai inkommande flöde över dygnet är ofta mycket stor, på Borlänge reningsverk är normalflödetnattetid omkring 100 m 3 /h och dagtid ca 600 m 3 /h.IN 1:a Luft 2:a Luft Sed UTpHTKondTOCSuspFlödeSusp_RetV=1300DOLuftflödeVolBSlamBHydSlamålderDONADHLuftflödeHydSuspHydTOCSuspV=1300 V=1300 V=6100 V=1300MPIN--------IN---------1:a Luft---IN---------1:a Luft---2:a Luft---IN---------1:a Luft---2:a Luft---Sed--------IN---------1:a Luft---2:a Luft---Sed--------UT---------Figur 75.Principen för den dynamiska databasen och olika vätskepaket.Med den dynamiska databasen så kan vi istället tänka oss en given volym vatten sompasserar igenom reningsverket, figur 75. Vattenvolymen samlar på sig mätdata då denpasserar genom reningsverket från inkommande vatten, genom biosteget och till utgåendevatten. Genom att betrakta volymen av vatten som samlat på sig mätdata då denpasserat igenom reningsverket så har man fått den riktiga tidsförskjutningen av data.Istället för att logga data vid en given tidsenhet så loggas data för varje producerad

90volymsenhet avloppsvatten. På så vis blir loggningen av data flödesrelaterad. Det innebäratt vid låga flöden är det glesare mellan loggningsintervallen, och vid ett ökandeflöde ökar loggningsfrekvensen. Även det är en stor fördel eftersom lagringen av dataanpassas till hur snabba förändringarna är i reningsverket.6.3.5 PLS modell tillämpad på dynamisk databasSom nämts tidigare är det svårt att ta fram en modell som beskriver de utgående kvalitétsparametrarnasom funktion av de inkommande avloppsvattnet och hur reningsverketdrivs, på grund av tidsförskjutningarna. Den dynamiska databasen löser problemen medde varierande tidsförskjutningarna. Tillämpningen av en PLS- modell på data som genererasvia dendynamiska databasen blir ett kraftfullt verktyg för att förstå hur de utgåendekvalitétsparametrarna påverkas av det inkommande vattnet och driften i reningsverket.6.4 Diskussion kring multivariat övervakningHela systemet från en givarsignal till att data exekveras i en multivariat modell fungerar.Som beskrivits tidigare så tillämpas det vi kallar en tillståndsmodell för processövervakningen.Modellen används av personalen på Borlänge kommunala avloppsreningsverkför att följa processen i realtid. Den senast framtagna modellen har fungerat väl förprocessövervakningen under 2 månaders tid. Mitt under perioden tömdes biosteget förrengöring av luftarmembranen och modellen fungerade alltså väl även efter den operationen.En av de viktigaste utvärderingsparametrarna är att utvärdera hur länge enmodell som beskriver de aktuella processvariationerna kan användas innan den måsteuppdateras.Som nämndes i resultaten var informationen om hur aktivitetsmätaren samvarierademed de övriga processparametrarna i biosteget den mest intressanta. Eftersom aktivitetsmätarenpåverkades av syrehalterna i biosteget så är det möjligt att använda deninformationen för att styra börvärdet av halten löst syre i biosteget. Det har också gjortsvid flera verk i Danmark (12).Vad som även är intressant i detta sammanhang är sammanställningen av de veckovisaprovtagningarna som visade på möjligheterna att beräkna fosforhalten utifrån ett fåtalparametrar i inkommande avloppsvatten. Som väntat blev modellerna också bättre närde baserades på stickprovsdata från intensivprovtagningarna. En ytterligare förbättringkan väntas vid on-line data.En stor vinst med att använda multivariata modeller för sammanställning av processdatai realtid är att det underlättar för processoperatören att följa hur processen varierar itiden m.a.p. alla parametrar i en och samma trendkurva (masken). Dessutom får processoperatörenen kartbild över hur de olika processparametrarna samvarierar (variabel-

91projektion) och kan snabbt analysera vilka av de olika parametrarna som är orsaken tillprocessförändingarna (GAP-projektion).Multivariata tillämpningar har blivit allt vanligare i takt med att datorkraften och tillgängligaprogramvaror utvecklats snabbt under senare år. Tillämpningarna är många påolika områden, där syftet är att ta fram samband och information ur stora mängder data.Att tillämpa multivariata metoder för analys av processdata och för processövervakningav avloppsreningsverk i realtid är därför ett naturligt steg i utvecklingen som ett komplementtill den traditionella realtidsövervakningen eftersom mängden data inom kvalificeradprocessövervakning tenderar att öka. Dessutom verkar det logiskt att lägga nerganska mycket energi på att utvärdera och sammanställa data för att få fram relevantinformation som behövs för driften, när man ändå lägger ner mycket energi och kraft påatt mäta och ta fram mätdata.7. Slutsatser och rekommendationer för jämnare driftHär görs ett försök att lista olika möjliga åtgärder för att få en jämnare och mindre störningskänsligdrift i den biologiska delen av avloppsreningsverk. Förslagen baseras påresultat från detta projekt, men också på allmän erfarenhet.Här bör särskilt påpekas att både anläggningar och avloppsvatten är individuella, och attdet här är generella förslag. Särskilt åtgärder som ändrar den organiska belastningen ochslamåldern kan leda till nya problem med filamentbildande organismer i en anläggning,men inte i en annan. Sådana ändringar bör om möjligt göras stegvis, och med täta kontrollerav slamegenskaperna.Vilka ändringar som kan leda till olika problem med filamentbildare kan inte sammanfattasenkelt. Läsaren hänvisas till den mikroskoperingsmanual som tagits fram inomprojektet (11). Där finns en del typiska fall beskrivna, och många referenser till mer ingåendeartiklar och böcker.7.1 Lagom och jämn belastning7.1.1 Organisk belastningDet biologiska systemet fungerar bäst med en viss organisk belastning, ca 1 kg COD/kgSS*d. Vid alltför låg belastning får man visserligen bra nedbrytning av löst COD ochstabila flockar som sedimenterar väl, men också en hel del små partiklar som inte fångasin av de större flockarna (13). Dessa små partiklar är svåra att avskilja, och medförökade utsläpp av särskilt fosfor och suspenderat material.

92Alltför hög slambelastning innebär sämre nedbrytning av COD, i synnerhet av föreningarsom bryts ner relativt långsamt (t.ex. fettsyror?). Bioflockarna blir glesa och oregelbundnaoch sedimenterar dåligt.Variationer i organisk belastning, och fosforbelastning, gör att förfällningen (liksomsimultanfällning och efterfällning) blir svårstyrd. Det innebär ibland onödig förbrukningav fällningskemikalier, och ibland dålig fällning av både fosfor och organiskt material.7.1.2 Utjämning av den organiska belastningenEtt tekniskt enkelt, men dyrt, sätt att jämna ut belastningen är att ha ett stort omblandatmagasin med varierande nivå, varifrån man pumpar in vattnet till behandlingen medkonstant hastighet. För att klara dygnsvariationerna skulle volymen behöva vara mellanen och två gånger normalt dygnsflöde. För att klara inverkan av kraftiga regn och snösmältningskulle volymen behöva vara ännu större.Belastningsvariationerna kan också minskas genom en kraftigare fällning (för- ellersimultanfällning) vid hög belastning. Man behöver då helst en on-line mätning av inkommandeorganiskt material, men man kan komma en bit med fällningsdosering somär anpassad efter normalbelastning under olika tider på dygnet.Ett tredje tänkbart sätt att minska belastningsvariationerna är att variera slamhalten efterbelastningen. Det förutsätter varierande slamavdrag och en bufferttank med friskt slamför att kunna höja slamhalten snabbt vid behov. Slammet i bufferttanken kommer dockatt förändras så mycket under lagringen med låg belastning, att man antagligen inteskulle vinna något.I stället för att försöka höja och sänka slamhalten efter belastningen, föreslås att manligger på en relativt hög slamhalt hela tiden, och alltså en slambelastning på ca1 kg COD/kg SS*d vid dygnets högsta belastningar. Det innebär att man klarar nedbrytningenav organiskt material hela dygnet, och ändå bör få ett bra slam. Slammethinner normalt inte försämras på grund av låg belastning under några perioder varjedygn. En något högre slamålder bör också vara positiv för nedbrytning av föreningarsom kräver mer långsamväxande bakterier (t.ex. ammonium till nitrat).7.1.3 Hydraulisk belastningDet är främst sedimenteringen, och i viss mån tillsatser av fällningskemikalier, som påverkasdirekt av varierande vattenflöden i verket. En alltför hög ytbelastning efter förfällningoch biologi medför dålig avskiljning av suspenderat material. För bioslammetsdel kan det innebära utspolning ur systemet.

93En lägre ytbelastning i sedimenteringsbassängerna än den normala är i sig inte negativ.Det viktiga är att bioslammets uppehållstid i sedimenteringen inte blir för lång, så attanoxiska eller t.o.m. anaeroba betingelser uppstår. Särskilt vid kväverening kan detställa till problem med flytslam i sedimenteringen beroende på bildning av kvävgas.7.1.4 Utjämning av den hydrauliska belastningenUtjämning av den hydrauliska belastningen kräver en stor buffertbassäng, antingen vidverket eller i samband med pumpstationer. System med stor buffertkapacitet i avloppssystemetfinns i Stockholm och Malmö. Behovet finns dock knappast vid normalavariationer, utan bara vid extrema regn och möjligen snösmältning och stora avrinningsytorför dagvatten. Att bygga buffertbassänger för de tillfällena är för de flesta verkresursmässigt tveksamt. Med en ytbelastning i mellansedimenteringen på ca 0,5 m/hvid normalflöde klarar man de flesta variationer. Om ytbelastningen måste sänkas i enbefintlig anläggning kan insatser för lamellsedimentering ibland fungera bra.Om man normalt har stora variationer i flödet är det säkrare att ha ett konstant slamreturflöde,än ett som är proportionellt till inkommande flöde, detta för att undvika förlång uppehållstid för slammet i sedimenteringen vid låga flöden.7.2 Mindre problem med syreöverföring7.2.1 Avskiljning av störande ämnenDet har konstaterats i rapporten att fettsyror, och kanske andra nedbrytningsprodukterfrån tensider, påverkar syreöverföringen negativt. Det kostar energi, och med begränsadluftningskapacitet kan syrehalten bli så låg att reningseffekt och slamegenskaper försämras.Det naturliga sättet att komma ifrån de här störningarna är förstås att fetter, fettsyroroch tensider inte kommer in till luftningen.Ett första steg är att så långt möjligt undvika att de här föreningarna kommer in i avloppsnätet.Det är naturligt att man försöker avskilja fetter vid källan, gärna för direkttillsats i rötkammaren i stället. Det är betydligt svårare att undvika fettsyror i tvålformeller tensider.Man kan propagera för en måttlig användning av tensider i t.ex. tvättmedel, till förmånför lågfosfatmedel som de flesta verk är byggda för att klara. En konsekvens skulledå vara att man ökar ansträngningarna att återvinna den fosfor som man avskiljer i fällningeller biologi. Man kan också arbeta för mer slutna processer vid industriell rengöring,och därmed minska mängden lättnerbrutna tensider till reningsverken. Det här ärdock långsamma förändringar, och effekten skulle sannolikt inte bli så stor, åtminstone

94inte på kort sikt.Inne i verket kan man göra en del för att minska mängderna av störande ämnen in tillluftningen. Den normala partikelavskiljningen och förfällningen minskade mängdenfettsyror med 20-70% och tensiderna med 20-30% i Gävle och Karlstad. Det är naturligtatt fettsyrorna, som är så lite vattenlösliga, kommer att fästa på partiklar och avskiljas isedimenteringen. Samtidigt minskade förfällningen COD med 30-60%. Även om det tillen del säkert är en fraktion av COD som inte hade brutits ner biologiskt, minskar detbelastningen på biologin väsentligt.I Örebro återför man det uttagna överskottsslammet från luftningen till försedimenteringen.Det innebär fler partiklar som fettsyrorna och andra lipofila ämnen kan fästa på.Vid mätning i Örebro var också avskiljningen av fettsyror 70% och av nonjonaktiva tensider50%, dvs. högre än för de flesta mätningarna i Gävle och Karlstad.Ökningen i α-värde över försedimenteringen var ingen eller måttlig i Gävle och Karlstad(högst 0,13 enheter i medelvärdet för mätperioden). Det dåliga sambandet mellan fettsyrahaltoch α-värde vid jämförelse mellan vatten före och efter försedimenteringentyder på att en stor del av de avskiljda fettsyrorna från början inte var i vattenlösning,och alltså inte direkt kunde påverka α-värdet. Däremot skulle de säkert ha påverkatsyreöverföringen genom att de efter hand hade gått i lösning i luftningen.I Örebro ökade α-värdet över försedimenteringen betydligt mer vid mätningen, 0,26 enheter.Det tyder på att även en del av den lösta fraktionen av fettsyrorna (och tensidresterna)adsorberades till det återförda bioslammet.Det förefaller alltså vara positivt dels att ha en bra förfällning och partikelavskiljning,dels att återföra bioslam som en adsorbent för fettsyror.7.2.2 Nedbrytning av störande ämnenFettsyror och tensidrester är biologiskt helt nedbrytbara, och borde alltså försvinna helt ien bra biologisk behandling. Analyserna visade också att fettsyrahalten i det behandladevattnet var under 0,5 mg/l, utom i Gävle 28-29 oktober 1997 och i Haparanda. Där varhalterna över 2 resp. 3 mg/l. Tensidhalten var samtidigt 0,5 resp. 0,7 mg/l, jämfört medannars högst 0,05 mg/l. α-värdet både mitt i luftningen och i utgående vatten var dåockså lågt (0,73 och 0,80 resp. 0,57 och 0,58).Den sammanlagda belastningen av fettsyror och tensider i luftningen var vid de här tvåmätperioderna 54 resp. 52 g/kg SS*d, jämfört med högst 34 g/kg SS*d vid alla andramätningar. Det är alltså tydligt, och också naturligt, att vid för hög belastning av fettsyroroch tensider kommer inte allt att brytas ner i luftningen. Därmed påverkar de syreöverföringeni hela luftningsvolymen.

95Genom att minska belastningen får man alltså både en bättre nedbrytning och mindreproblem med syreöverföringen. Belastningen minskas enklast genom att man höjerslamhalten. Inom projektet finns flera exempel på positiva effekter av höjd slamhalt(och slamålder). Efter höjningen av slamhalten i Gävle minskade den sammanlagdabelastningen av fettsyror och tensider i luftningen till 20 g/kg SS*d, och resthalterna avfettsyror till 0,5 mg/l och av tensider till 0,05 mg/l. α-värdet i mitten och slutet av luftningensteg till 0,90 resp. 0,93. Förbättringen märktes också direkt i driften, det var ingaproblem att hålla syrehalten längre.I Karlstad och Örebro har man liknande erfarenheter. I Karlstad minskade luftningsproblemenkraftigt i samband med att man höjde slamhalten i början av projektperioden.I Örebro ser man att syreförbrukningen är lägre i den del av anläggningen som drivsmed kväverening, trots att man oxiderar ammonium också. Kvävereningen drivs medhögre slamhalt och slamålder än resten av verket. Här finns dock andra skillnader också,såsom det anoxiska försteget.En högre slamhalt ger givetvis en minskad slambelastning och därmed ökad möjlighettill nedbrytning, men det kan också finnas andra mekanismer. Den större mängden slamkan adsorbera mer fettsyror, vilka försvinner från vattenfasen och därmed inte påverkarα-värdet på samma sätt ens i början av bassängen. I slutet av bassängen är fettsyrornahelt nedbrutna vid låg slambelastning.Den minskade slambelastningen och höjda slamåldern ger också, inom rimliga gränser,ett bättre slam. I Gävle hade man under 1997 ofta slamvolymindex (SVI) kring och över400 ml/g, medan man under 1998, med högre slamålder (4-7 dygn), bara vid några tillfällenvar över 200 ml/g, och aldrig över 300 ml/g. Medelvärdet för suspenderat materiali behandlat utgående vatten var vid projektets analyser 1997 16 mg/l, medan det var 12mg/l 1998. Skillnaden är inte så stor, men det var en påtaglig skillnad i stabiliteten.Under 1997 var halten minst 30 mg/l i 18% av veckoprovtagningarna. 1998 förekomminst 20 mg/l bara i 6% av mätningarna.7.3 Mindre variationer i driftenTotalt sett kan störningar komma från väldigt många källor. Det kan vara variationer iflöden och koncentrationer, som har behandlats ovan. Dessa kan i sin tur påverka slammetsaktivitet och sedimenteringsegenskaper. Dessutom har man störningar av mer mekaniskart, t.ex. felaktiga givarsignaler eller pumphaverier. Här kommer dock inte frågorsom underhåll och daglig skötsel att tas upp.Man kommer aldrig att kunna skaffa givare som on-line talar om t.ex. avloppsvattnetstotala sammansättning. Däremot kan man troligen med ett bra val av pålitliga sensorerfå en tillräckligt bra bild av processen för att kunna styra den på ett säkert sätt. Genom

96att mäta sammansättningen på inkommande och utgående avloppsvatten och viktigaprocessparametrar som beskriver variationerna i själva processen finns det möjligheteratt anpassa reningen till variationerna. Multivariata sammanställningar av mätdata harvisat att många parametrar samvarierar. Detta gör det möjligt att beräkna vissa parametrarutifrån mätdata från andra parametrar. Det går t ex att beräkna fosforhalten i inkommandeavloppsvatten baserat på information från andra inkommande parametrar. Därförkan multivariata modeller i realtid användas för att minska instrumenteringen påavloppsreningsverket.Till de här mätarna, som åtminstone finns i varianter som ger svar inom 15 minuter,kommer önskemålet att också följa bioflockarnas utseende och egenskaper. Här fårman ännu förlita sig till mikroskopering med lämpliga intervall, utförd av en tränad person.Multivariata metoder har visat sig effektiva för att bearbeta och förenkla informationenfrån alla mätningar och manuella analyser. En multivariat modell som är kalibreradmed processdata kan användas för att identifiera processtörningar. Modellerna kan ävenanvändas i realtid för att tala om vilka variabler som är avvikande, och därigenom ävenge förslag till åtgärder. Dessa kan sedan utföras av driftspersonalen, eller i många fallskötas direkt av övervaknings- och styrsystemet.8. Referenser1. Frostell, B. Hultman, B. Röttorp J. och Solyom P.: ”Nya kemikalier en utmaningför kommunala reningsverk”, VA-Forsk nr. 1995:13. (1995)2. Wagner, M and Pöpel, H. J.: ”Surface active agents and their influence on oxygentransfer”, Wat. Sci. Tech. 34:3-4 (1996) 249-256.3. Wanner, J.: ”Activated sludge bulking and foaming control”, Prague Institute ofChemical Technology 1994.4. Matthijs, E.: ”Fate of surfactants in activated sludge waste water treatment plants:outcome of field studies”, Proceedings of the A.I.S.E./CESIO Limlette IIIWorkshop 28-29 November 1995.5. Fendinger, N.J., Begley, W.M., McAvoy, D.C. and Eckhoff, W.S.: ”Measurementof Alkyl Ethoxylate Surfactants in Natural Waters”, Environ. Sci. Technol. 29:4(1995) 856-863.

976. Chatfield, C. and Collins, A.L.: ”Introduction to multivariate analysis”, Chapmanand Hall 1992.7. Geladi, P. and Kowalski, B.R.: ”Partial least-squares regression: A tutorial”, Anal.Chim. Acta 185 (1986) 1-17.8. Lindberg, C-F, and Carlsson, B.: ”Estimation of the respiration rate and oxygentransfer function utilizing a slow DO sensor”, Water Science and Technology 33:1(1996) 325-333.9. Matthijs, E., Holt, M.S., Kiewiet, A. and Rijs, G.B.J.: ”Fate of surfactants inactivated sludge waste water treatment plants”, Chemistry today, May 1996, 9-10.10. Baskerville, R. and Gale, R.: ”A simple instrument for determining the filterabilityof sewage sludge”, J. Inst. Wat. Poll. Cont., No 2 (1968) 3-11.11. Röttorp, J. och Allard, A-S.:”Handbok för studier av slamstruktur i aktivslamanläggningar– mikroskopering och driftstrategier”, IVL rapport B 1330 (1999).12 N¢rgaard, P., Helmo, K. og S¢rensen, E. W.: ”Renseproces til kvælstoffjernelsestyret af NADH”, Vand og Jord nr. 3 (1996) 125-129.13. Eriksson, L., Steen, I. and Tendaj, M.: ”Evaluation of sludge properties at anactivated sludge plant”, Wat. Sci. Tech. 25:6 (1992) 251-265.9. Förteckning över bilagorBilaga 1.Bilaga 2.Bilaga 3.Bilaga 4.Bilaga 5.Metodbeskrivning för α-värdesbestämningProtokoll för veckoprovtagningMikroskoperingsprotokollBelastningar och reningsresultatSamband mellan separationsegenskaper och slammens ytegenskaper10. Förteckning över bilagor i separat rapport,IVL B 1328 BBilaga 6.Bilaga 7.Bilaga 8.Sammanställning av data från veckoprovtagningarSammanställning av intensivprovtagningarKontaktvinklar och flockstyrka, primärdata

1 Bilaga 1Bestämning av syrets löslighetsförmåga i avloppsvattenBakgrundAnalysen syftar till att bestämma den kemiska sammansättningens betydelse för syretslöslighetsförmåga i avloppsvatten. Löslighetsförmågan bestäms dels som den maximalamängd syre som kan lösas i avloppsvattnet (mättnadsvärdet C s , mg/l), och dels somhastighetskonstanten (K L a) som visar hur fort det går att lösa syret i avloppsvattnet. Oftavill man relatera syrets löslighetsförmåga till löslighetsförmågan i renvatten och dåanges ß-värdet för mättnadsgraden och α-värdet för syrets löslighetshastighet.UtrustningE-kolv, vidhalsad 1-literVarvtalsstyrd magnetomrörareTemperaturregleringsutrustning (kan undvaras vid bestämning vid rumstemperatur)SyreelektrodTemperaturmätning (vanlig termometer för kontroll kan räcka)Luftpump av akvarietypRotameter att mäta och reglera luftflödet medKvävgastub med reducerventilGasfördelningsrör av sintrat glas(Skrivare för syrehalten, kan också följas manuellt)Metoder och primära resultatDe vatten som är aktuella att analysera är inkommande vatten till aktivslamsteget,sedimenterat vatten från aktivslamsteget och utgående vatten där det är möjligt (om manhar en kemikalietillsats i eftersedimenteringen är den mätningen inte relevant).1. Fyll 800 ml avloppsvatten i E-kolven. Värm eller kyl till rätt temperatur (22°C elleraktuell temperatur i luftningen). Notera temperaturen i protokollet.2. Driv av löst syre med kvävgasbubbling tills syrehalten är nära noll (0.0-0.3mg/l).3. Justera varvtalet på magnetomröraren (beroende på typ av omrörare, men tillräckligomblandning och konstant vid alla försök).4. Justera luftflödet med rotametern (ca 0,6 l/min, viktigt att det är lika varje gång) ochstarta luftningen och tidtagningen. Notera sedan syreökningen som funktion av tiden. Setabell!

2 Bilaga 1Tid min. C t mg/l (C s -C t ) log(C s -C t )0 01 1,1 6,0 0,782 1.9 5.2 0.723 2,6 4,5 0,654 3.2 3.9 0.595 3,8 3,3 0,526 4.2 2.9 0.467 4,6 2,5 0,408 4.9 2.2 0.349 5,3 1,8 0,2610 5.5 1.6 0.2012 5,9 1,2 0,0815 6,520 7.125 7,130 7.15. På samma sätt genomförs försök med renvatten (punkterna 1-4).Beräkningar och avläsningarMättnadsvärdet C s fås då samma syrehalt avläses under 15 min. I exemplet ovan äralltså C s =7.1K L a beskriver med vilken hastighet syret löser sig i vätskefasen. Tiden som funktion avlog(C s -C t ) ger en rät linje, där lutningen med omvänt tecken är K L a. Se figur!

3 Bilaga 10,80,70,6log (Cs-Ct)0,50,40,30,20,100 2 4 6 8 10 12tid, minPå samma sätt fås C s och K L a för renvatten.α- och ß-värden kan nu beräknas för att relatera syrets löslighetsförmåga i avloppsvattentill renvatten.ß= C s (avloppsvatten) / C s (renvatten)α= K L a (avloppsvatten) / K L a (renvatten)RapporteringFörsöksbetingelserI rapporten anges temperatur vid försökets start och slut, luftflödet som avläses pårotametern samt varvtalet på magnetomröraren.ResultatI resultaten anges C s och K L a för både avloppsvatten och renvatten. Den ungefärligaförsökstiden för att uppnå mättnadsvärdet för resp. vatten rapporteras.Renvattenrelaterade parametrarna α- och ß-värdena beräknas. Bifoga även gärna graferfrån skrivare och diagram för dokumentation. För in α- och ß-värden i huvudprotokollet.

1 Bilaga 2Huvudprotokoll för slamanalys vid reningsverket i ........................................................Datum och klockslagTemperatur °CpHSyrehaltmg/lKonduktivitet mS/cmLuftning m 3 /hVattenflöde m 3 /dCOD inmg/lCOD utmg/lBOD 7 inmg/lBOD 7 utmg/lKj-N inmg/lNH 4 -N inmg/lNO 3 -N inmg/lTot-P inmg/lPO 4 -P inmg/lKj-N utmg/lNH 4 -N utmg/lNO 3 -N utmg/lTot-P utmg/lPO 4 -P utmg/lSÄ luftn. (MLTSS) g/lGlödförlust %SÄ ut (mellansed) mg/lSkumning / tjocklek % av ytan / cmfärgmikroorgSV 30SVISSV 30ml/lml/gskaldelar

2 Bilaga 2ml/lSSVISÄ klarfas SSVa-värde ina-värde mitta-värde utß-värde inß-värde mittß-värde utSlamålderml/gmg/ldygn

1 Bilaga 3MIKROSKOPERINGSPROTOKOLLProvProvdatum Analysdatum SignaturKommentarSkumtäcke (%)SQI (ml/mg)Susphalt (mg/l)Slamvolym (ml/l)Flockstorlek (m)Utstick. filamenthaltTotal filamenthaltFlockkompakthetZoogloela flockarBakterier - kockerBakterier - stavarSpiralformade bakt.Protozoer - FlaggelaterProtozoer - CiliaterProtozoer - AmöborProtozoer - KlockdjurRotatorierNematoderKommentarer500 Diffusa BryggorNätverk Oregelbunden Regelbunden0 1 2 3 4 5 6 KommentarerProtokollet är taget från ”Mikroskopering av aktivt slam – manual” av Åsa DillnerWestlund, Eva Hagland och Maria Rothman på SYVAB resp. Stockholm Vatten, 1996års upplaga.

Bilaga 4. Belastningar och reningsresultatJämförelse mellan de olika verken vid intensivprovtagningBorlänge 1 Örebro 2 Gävle 2 Karlstad 2 Gävle 3 Örebro 3 Haparanda 114 tim 24 tim 24 tim 24 tim 12 tim 3 tim 24 timFöre förfällning Före biobäddα-värde 0,41 - 0,77 0,42 - 0,66 0,39 - 0,58 0,48 - 0,67 0,44 - 0,59COD, mg/l 340 - 760 190 - 810 280 - 650 750 - 880 580 - 1240Fettsyror, mg/l 6,1 - 33 7,8 - 26 3,2 - 27 21-26 4,7 - 19Tensider, mg/l 0,64 - 3,6 1,02 - 4,9 0,49 - 4,0 2,2-3,1 2,1 - 3,7Till luftningenα-värde 0,34 - 0,67 0,57 - 1,00 0,40 - 0,75 0,47 - 0,82 0,40 - 0,60 0,81 - 0,95 0,52 - 0,93COD, mg/l 190 - 330 240 - 360 200 - 440 120 - 310 160 - 340 390 - 400 250 - 930Fettsyror, mg/l 1,6 - 3,6 0,4 - 3,8 5,1 - 20 2,5 - 12 3,4 - 12 6,5 - 7,6 5,7 - 9,5Tensider, mg/l 0,12 - 1,5 0,01 - 0,67 0,57 - 2,7 0,81 - 3,9 0,68 - 2,8 1,1 - 1,6 1,6 - 2,6Mitt i luftningenα-värde 0,83 - 1,10 0,80 - 1,14 0,64 - 0,87 0,94 - 1,39 0,86 - 0,97 0,47 - 0,90COD, mg/l 51 - 105 76 - 120 92 - 180 39 - 77 60 - 120 260 - 460Fettsyror, mg/l 0,09 - 0,13 0,13 - 0,51 1,7 - 4,2 0,24 - 0,69 0,56 - 0,99 4,6 - 6,3Tensider, mg/l 0,01 0,001 - 0,009 0,43 - 0,89 0,011 - 0,036 0,08 - 0,14 1,4 - 2,2Slutet av luftningenα-värde 0,92 - 1,10 1,00 - 1,24 0,67 - 0,87 0,94 - 1,19 0,82 - 0,99 0,52 - 0,61COD, mg/l 57 - 107 68 - 85 76 - 140 39 - 66 31 - 73 230 - 490Fettsyror, mg/l 0,12 - 0,37 2,1 - 2,8 0,6 0,26 - 0,79 3,2 - 3,3Tensider, mg/l 0,27 - 0,72 0,018 0,045 - 0,061 0,65 - 0,83

2Belastningssiffror i de olika verkenMedelvärde inom parentesÖrebro 2 Örebro 3 Gävle 2 Karlstad 2 Borlänge 1 Haparanda 1 Gävle 324 tim 3 tim 24 tim 24 tim 14 tim 24 tim 12 timSlamhalt, g/l 1,4 - 1,7 1,0 - 1,4 1,7 - 4,0 1,2 - 1,5 1,2 - 1,8 1,7 - 2,2(1,5) (1,2) (1,2) (2,6) (1,3) (1,5) (1,9)COD-belastning totalt 2,9 - 3,4 0,77 - 3,68 0,37 - 2,59 3,1 - 6,5 0,65 - 1,7kg COD/kg SS*d (3,1) (2,12) (1,62) (4,4) (1,14)efter försed (biobädd) 0,51 - 1,21 1,5 - 1,6 0,49 - 1,70 0,27 - 1,26 0,44 - 1,66 1,9 - 4,9 0,42 - 0,86(0,92) (1,5) (1,18) (0,67) (1,17) (3,3) (0,64)Fettsyrabelastning totalt 82 - 102 13 - 127 9 - 104 23 - 101 8 - 69g/kg SS*d (94) (81) (54) (59) (34)efter försed (biobädd) 0,77 - 14 25 - 30 17 - 77 8 - 42 6,4 - 17 23 - 51 7 - 23(6,2) (28) (48) (26) (11) (41) (15)Tensidbelastning totalt 8,5 - 12 2,2 - 13 1,2 - 20 10 - 20 1,2 - 10g/kg SS*d (9,8) (8,2) (11) (16) (6,5)efter försed (biobädd) 0,03 - 2,2 4,3 - 6,3 2,2 - 10,5 2,5 - 13 0,57 - 6,8 8,0 - 13 2,1 - 6,9(0,92) (4,9) (5,6) (7,9) (3,0) (10,6) (4,6)

3Total reningseffekt i de olika verken, medelvärdenBorlänge 1 Örebro 2 Gävle 2 Gävle 3 Karlstad 2 Haparanda 1jan-juni 97 jan-juni 97 juli-dec 97 juli-dec 98 jan-juni 98 juli 98COD intensiv% av förfällt 67 75 66 75 78 50% av inlopp 81 86 91 61mg/l ut 87 77 111 57 47 308COD perioden% av förfällt 78 75 66 65mg/l ut 44 72 57 74Fettsyror% av förfällt >96 87 82 94 93 58% av inlopp 89 96 97 70µg/l ut 99 >98 69 92 99 63% av inlopp 76 98 99 75µg/l ut

4Reningseffekt i olika steg i de olika verken, % över steget och (mg/l)Borlänge 1 Örebro 2+3 Gävle 2 Gävle 3 Karlstad 2 Haparanda 1Inlopp-luftningCOD 52 (325) 43 (251) 43 (172) 58 (295) 23 (184)Fettsyror 70 (4,6) 40 (8,8) 41 (5,2) 54 (8,2) 29 (3,2)Tensider 49 (0,27) 23 (0,50) 73 (1,8) 12 (0,35) 32 (0,93)luftning in-mittCOD 69 (180) 71 (217) 56 (183) 59 (138) 75 (158) 42 (266)Fettsyror 96 (2,54) 86 (1,68) 76 (10,1) 89 (6,66) 94 (6,55) 32 (2,45)Tensider 99 (0,70) 98 (0,27) 60 (1,01) 84 (0,56) 99 (2,61) 6 (0,13)luftning mitt-utCOD -6 (-5) 13 (11) 23 (34) 39 (37) 10 (5) 12 (44)Fettsyror 4 (0,01) 24 (0,78) 39 (0,31) -41 (-0,18) 38 (2,0)Tensider 23 (0,15) 52 (0,06) 5 (0,001) 61 (1,1)COD-belastningluftn.kg/kg SS*d 1,17 0,92 1,18 0,64 0,67 3,3α-värde (inlopp- ?-0.50- 0,50-0,76- 0,52-0,48- 0,49-0,55- 0,49-0,62- 0,54-0,67-luftn in-mitt-ut) 0.94-0,98 1,06-1,11 0,73-0,80 0,90-0,93 1,11-1,05 0,57-0,58

5900800700600COD i olika delar av verken, medelvärden frånintensivprovtagningarinlopptill luftningmittenutCOD, mg/l5004003002001000Borlänge 1 Örebro 2 Gävle 2 Gävle 3 Karlstad 2 Haparanda110000010000Halt av fettsyror i olika delar av verken, medelvärden frånintensivprovtagningarinlopptill luftningmittenutFettsyror, µg/l1000100101Borlänge 1 Örebro 2 Gävle 2 Gävle 3 Karlstad 2 Haparanda1

100001000Halt av tensider i olika delar av verken, medelvärden frånintensivprovtagningarinlopptill luftningmittenutµg/l100101Borlänge 1 Örebro 2 Gävle 2 Gävle 3 Karlstad 2 Haparanda11,210,8Alfavärde i olika delar av verken, medelvärden frånintensivprovtagningarinlopptill luftningmittenutAlfavärde0,60,40,20Borlänge 1 Örebro 2 Gävle 2 Gävle 3 Karlstad 2 Haparanda1

1Bilaga 5. Samband mellan separationsegenskaper och slammensytegenskaperBorlängeUnder intensivprovet 20 mars 1997 varierade separationsegenskaperna som visas ifigurerna nedan (1-3).160150Borlänge 20/3-97140Slamindex130120110100SVI, mittSSVI, mittSVI, utSSVI, ut9068101214 16Klockslag18202224Figur 1Vanligt och omrört slamindex på slam tagna i mitten och i slutet av luftningsbassängvid olika tidpunkter.3432Borlänge 20/3-97SS klarfas30282624MittUt2268101214 16Klockslag18202224Figur 2Suspenderade ämnen i klarfas efter sedimentation av slam tagna i mitten och slutet avluftningsbassäng vid olika tidpunkter.

2350Borlänge 20/3-97CST/SÄ (0)300250200MittUt15068101214 16Klockslag18202224Figur 3CST dividerat med halt suspenderade ämnen på förtjockade prover av slam tagna imitten och i slutet av luftningsbassäng vid olika tidpunkter. Värden erhållna efterextrapolation till tiden noll av värden tagna efter olika tider av omrörning vid 1000varv/minSlamindexvärdena var relativt höga utom möjligen SSVI i slutet av bassängen på morgonen.SSVI-värdena var genomgående också något lägre i slutet på bassängen.Filtrermotståndet och restgrumligheten visade ett visst samband däri att de högsta värdena i bådafallen erhölls under eftermiddagen och kvällen. Detta kan ha att göra med att belastningen ökadeunder dagen (figur 11) och att syrehalterna minskade (figur 10). CST-resultaten var speciella däriatt CST förutom att ligga på en hög nivå i de flesta fall minskade med ökande omrörningstid.Detta visar att slammet var dåligt flockulerat bl.a. för att det tillförts för lite mekanisk energi iförhållande till tillgänglig tvärbindningskapacitet hos biopolymer-metalljonsystemet.Resultaten av kontaktvinkelmätningarna visas nedan i figur 4-7. 1a avancerande vinkeln visar attslammet var minst hydrofobt omkring kl 18 och att det i övervägande grad var mera hydrofobt islutet av bassängen (tagit upp mera fettsyror eller omsatt hydrofilt material?). De mera hydrofilaslammen ger alltså högre filtrermotstånd och högre restgrumlighet efter sedimentation vilket ärväntat. Ökande hydrofilicitet kan väsentligen bero på två olika saker. Dels kan produktionen avhydrofila, slembildande polysackarider ha ökat och dels kan en andel av de negativt laddadeytgrupperna vara fria, ej bundna till flervärda metalljoner. Båda orsakerna leder till sämreflockulering.Kontaktvinklarna på vattenmättat slam visar genomgående två minima, ett kl 12 och ett kl 16-18.För dessa vinklar syns inte några större skillnader för de två positionerna. Den 1a tillbakagåendevar dock något lägre i slutet av bassängen vilket bidrager till att hysteresen (utom kl 20) var högre

3där. En större heterogenitet i slammet i slutet av bassängen kan ha bidragit till att skillnadenmellan SVI och SSVI i övervägande fall var större där. Minimat i kontaktvinklar omkring kl 12som förmodligen också finns i första avancerande vinkel (värde saknas för mitt) sammanfallerinte med några tydliga effekter på separationsegenskaperna utom möjligen ett svagt maximum iSVI och SSVI i slutet på bassängen.6462Borlänge 20/3-971a avanc60585654MittUt5268101214 16Klockslag18202224Figur 4 Första avancerande kontaktvinkel på torrsuget slam taget i mitten och i slutet avluftningsbassäng vid olika tidpunkterKontaktvinkel3634323028261a tillbak, mittAvanc, mittTillbak, mitt1a tillbak, utAvanc, utTillbak, ut24226Borlänge 20/3-978 10 12 14 16Klockslag18202224Figur 5Första tillbakagående kontaktvinkel på delvis vattenmättat slam samt avancerande ochtillbakagående vinklar på vattenmättat slam taget i mitten och i slutet avluftningsbassäng vid olika tidpunkter.

4Hysteresvärdena är genomgående höga (heterogena flockar) vilket stämmer överens med attslamindex är relativt höga. Några klara samband mellan variationerna under mätperioden synsdock inte.Med undantag för kl 8 och kl 20 (i slutet) visar hysteres 2 en tendens att öka under dagen (ökandeflexibilitet hos biopolymersystemet ledande till sämre flockulering) vilket överensstämmer medatt restgrumligheten och CST har liknande förlopp.3634Borlänge 20/3-97Hysteres32302826MittUt2468101214 16Klockslag18202224Figur 6Skillnad mellan första avancerande och första tillbakagående kontaktvinklar, hysteres,för slam tagna i mitten och slutet av luftningsbassäng.

54Borlänge 20/3-97Hysteres 232MittUt168101214 16Klockslag18202224Figur 7Skillnad mellan avancerande och tillbakagående kontaktvinklar på vattenmättat slam,hysteres 2, för slam tagna i mitten och slutet av luftningsbassäng.Förloppen för totala mängderna fettsyror och nonjontensider i försedimenterat vatten visas i figur8 och 9.Minimat i fettsyror kl 16 förklarar minimat i kontaktvinklar kl 16-18. Möjligen kan minimat ikontaktvinklar kl 12 hänga samman med minimat i tensider kl 10. Mängden fettsyror är ju högvid den tiden.Fettsyror, mg/l4321681012mg/lg/kg SS*dygn18161412108Borlänge 20/3-97614 16 18 20 22 24KlockslagFettsyror, g/kg SS*dygnFigur 8Totala mängden fettsyror i försedimenterat vatten vid olika tidpunkter.

6C12-15EO9, mg/l2.01.51.00.5mg/lg/kg SS*dygnBorlänge 20/3-978642C12-15EO9, g/kg SS*dygn0.068101214 16Klockslag182022024Figur 9Totala mängden nonjonaktiva tensider (fettalkoholetoxylat) i försedimenterat vatten vidolika tidpunkter.Nedan (figur 10) visas att syrehalterna har ett minimum kl 18 och att de har ettöverensstämmande förlopp med flera av kontaktvinklarna och alfavärdet i försedimenterat vatten(figur 11). Däremot finns inget direkt samband mellan syrehalterna och alfavärdena förvattenfaserna i de två positionerna. Detta visar att sammansättningen (-> belastning) hosinkommande vatten till betydande del bestämmer både syresättnings- och flockegenskaper.Av resultaten från Borlänge ser vi alltså en hel del samband mellan fettsyror-tensider-belastningsyrehalter,slamegenskaper och separationsegenskaper.

74Borlänge 20/3-97MittUtSyrehalt32168101214 16Klockslag18202224Figur 10Syrehalter i slam tagna i mitten och i slutet av luftningsbassäng.Belastning, kg COD/kg SS*d2.01.51.00.50.0681012 14 16 18Klockslag mittBorlänge 20/3-97BelastningAlfavärde in20220.70.60.50.40.30.20.10.024Alfavärde inFigur 11COD belastning och alfavärde i försedimenterat vattenGävleUnder intensivperioden 18 mars 1997 varierade separationsegenskaperna på nedan visade sätt(figur 12-15).SVI-värdena är klart högre i Gävle än i Borlänge men SSVI-värdena är utom i ett fall lägre. Dettavisar att flockarna i Gävle har en mera oregelbunden struktur vilket bör medföra att

8filtrermotståndet är högre och flockstyrkan lägre vilket också generellt är fallet. I mitten avluftningsbassängen där luftinblåsningen fortfarande är hög bör de svagare flockarna i Gävlelättare slås sönder och ge högre restsusp. Med lägre luftinblåsning i slutet av bassängen håller desvaga flockarna bättre och oregelbundenheten kan vara en fördel däri att små partiklar lättarefångas in. SS-värdena för klarfasen i slutet av bassängen är därför lägre i Gävle än i Borlänge. Detsenare behöver inte vara fallet i en sedimenteringsbassäng där strömningar kan göra att svagareflockar lättare rörs upp.200150Slamindex10050SVI, mittSSVI, mittSVI, utSSVI, ut Gävle 18/3-970681012 14 16 18Klockslag mitt202224Figur 12 Vanligt och omrört slamindex på slam tagna i mitten och i slutet av luftningsbassängvid olika tidpunkter.50Gävle 18/3-9740SS klarfas3020MittUt1068101214 16Klockslag18202224Figur 13 Suspenderade ämnen i klarfas efter sedimentation av slam tagna i mitten och slutet avluftningsbassäng vid olika tidpunkter.

9Mätningarna av CST (och kontaktvinklar) på proven från kl 22 gjordes dagen efter vilketmedförde försämringar i slamegenskaperna, bl a kraftigt ökade CST-värden. De har därför intetagits med här.Även i Gävle fanns fall när ökad omrörningstid ledde till minskat CST men inte likagenomgående som i Borlänge. I många fall erhölls därför låga regressionskoefficienter för enlinjär anpassning av CST som funktion av omrörningstid. Proven med regressions-koefficienterlägre än 0.5 är utmärkta med pilar i figuren för lutningen hos den anpassade regressionslinjen ochmåste betraktas som mycket osäkra..900800Gävle 18/3-97CST/SÄ700600500400MittUt30068101214 16Klockslag18202224Figur 14 CST dividerat med halt suspenderade ämnen på förtjockade prover av slam tagna imitten och i slutet av luftningsbassäng vid olika tidpunkter. Värden erhållna efterextrapolation till tiden noll av värden tagna efter olika tider av omrörning vid 1000varv/min

102.01.5UtMittLutning1.00.50.0Gävle 18/3-97-0.568101214 16Klockslag18202224Figur 15 Lutningen hos den linjära regressionslinjen för CST som funktion avomrörningstid vid 1000 varv/min. för förtjockade slam tagna i mitten och slutet avluftningsbassäng vid olika tidpunkter. Pilar anger mycket osäkra (icke-linjära)regressioner.SS i klarfas, CST (utom maximum kl 10) och slamindex i slutet av bassängen avtar alla någotunder dagen vilket eventuellt grovt sett kan vara fallet också för ”lutningen” i mitten avbassängen. Detta kan till viss del förklaras av belastningens förlopp (figur 16). Den högrebelastningen under kvällen kan vara orsaken till att restsuspen börjar öka och att flockstyrkan ärlåg i slutet av bassängen.Belastning, kg COD/kg SS*d1.21.11.00.9Gävle 18/3-97BelastningAlfavärde in0.70.60.5Alfavärde in0.868101214 16Klockslag182022240.4Figur 16COD belastning samt alfavärde i försedimenterat vatten.

11Kontaktvinklarna visas i figurerna nedan (17-20). 4 av de 1a avancerande vinklarna var ej möjligaatt avläsa med någon säkerhet vilket medför att även 4 hysteresvärden saknas.80Gävle 18/3-97701a avanc6050MittUt4068101214 16Klockslag18202224Figur 17 Första avancerande kontaktvinkel på torrsuget slam taget i mitten och i slutet avluftningsbassäng vid olika tidpunktera)40Gävle 18/3-9735Kontaktvinkel30251a tillbakAvancTillbak20681012 14 16 18Klockslag mitt202224

12b)4035Gävle 18/3-97Kontaktvinkel30251a tillbakAvancTillbak206 8 10 12 14 16 18 20 22 24Klockslag utFigur 18 Första tillbakagående kontaktvinkel på delvis vattenmättat slam samt avancerande ochtillbakagående vinklar på vattenmättat slam taget a) i mitten och b) i slutet avluftningsbassäng vid olika tidpunkter.De olika kontaktvinklarna visar inga detaljerade samband med separations-parametrarna. Bortsettfrån 1a avancerande vinkel i mitten av bassängen och maxima kl 10 för vattenmättade slam islutet av bassängen ökar dock kontaktvinklarna grovt sett under dagen vilket bör leda tillförbättrade slamegenskaper. Under kvällen minskar vinklarna i övervägande fall och indikationerpå försämrade slamegenskaper fanns ju också. I överensstämmelse härmed sjunker hysteres 2 istora drag under dagen, speciellt i mitten av bassängen.

1350Gävle 18/3-9740Hysteres3020MittUt1068101214 16Klockslag18202224Figur 19 Skillnad mellan första avancerande och första tillbakagående kontaktvinklar, hysteres,för slam tagna i mitten och slutet av luftningsbassäng.65Gävle 18/3-97Hysteres 2432MittUt168101214 16Klockslag18202224Figur 20Skillnad mellan avancerande och tillbakagående kontaktvinklar på vattenmättat slam,hysteres 2, för slam tagna i mitten och slutet av luftningsbassäng.Totala mängderna fettsyror och fettalkoholetoxylater i försedimenterat vatten visas i figur 21respektive 22. På förmiddagen har de motsatt förlopp vilket kanske kan vara en av orsakerna tillatt vinklarna i mitten och i slutet av bassängen har motsatt förlopp omkring kl 10 (se figur 18).Under eftermiddagen och kvällen följer de liksom övervägande delen av kontaktvinklarna samma

14förlopp. Liksom i Borlänge ser vi alltså att de amfifila substanserna i det försedimenterade vattnethar en direkt inverkan på slammets ytegenskaper.8Gävle 18/3-9740Fettsyror, mg/l642mg/lg/kg SÄ302010Fettsyror, g/kg SÄ068101214 16Klockslag182022024Figur 21Totala mängden fettsyror i försedimenterat vatten vid olika tidpunkter.0.8Gävle 18/3-97KlockslagNonjontensider, mg/l0.70.60.50.40.30.2681012141618202224Figur 22 Totala mängden nonjonaktiva tensider (fettalkoholetoxylat) i försedimenterat vatten vidolika tidpunkter.Syrehalter fanns angivna endast för prov i slutet av bassängen (figur 23) och på samma sätt som iBorlänge ser vi en viss överensstämmelse mellan deras och kontaktvinklarnas förlopp. Däremot

15finns ej som i Borlänge (figur 10 och 11) någon klar överensstämmelse mellan alfavärdet iförsedimenterat vatten (figur 16) och syrehalten i luftningsbassängen. Detta gäller dock bara försyrehalterna kl 14-18. Förmodligen beror detta på att luftinblåsningen under dessa timmar var högtrots att belastningen (som ej påverkade alfavärdet i detta fall som i Borlänge) hade ett minimumunder den tidpunkten (figur 16). Sambandet med kontaktvinklarna (och amfifilerna) kan därförbara vara en ren tillfällighet.2.0Gävle 18/3-971.5Syrehalt1.00.50.068101214 16 18Klockslag ut202224Figur 23Syrehalter i slam tagna i slutet av luftningsbassäng.Under de två följande intensivperioderna (28-29 oktober -97 och 15 september -98) mättes CSToch kontaktvinklar bara på ett prov. Följande resultat erhölls:Datum: 29/10-97 15/9-98Position: slutet mittenKlockslag: 10.00 16.001a avanc. vinkel 41 461a tillbak. vinkel 29.4 30.3Avanc. (vattenmättat) 31.6 35.9Tillbak. (vattenmättat) 29.0 31.5Hysteres 12 16Hysteres 2 2.6 4.4CST/SS 10 sek 27 143CST/SS 20 sek 28 147CST/SS 50 sek 31 151CST/SS 110 sek 32 164Intercept 0 sek 27 142Lutning 0.053 0.20r 0.958 0,994

16Slamhalterna i luftningsbasängerna hade höjts innan 15/9-98 vilket normalt bör leda till bättreslamegenskaper. CST och flocksönderslagningen (lutningen) är också klart lägre än 18/3-97.Slammet synes också vara mera homogent (klart lägre hysteres). Nivån på hysteres 2 verkar hög isammanhanget men någon grads felläsning betyder ju mycket för de små skillnader det är fråganom. Bortsett från 1a avanc. som var klart lägre 15/9-98 ligger vinklarna inom de intervall somerhölls vi de olika klockslagen 18/3-97.Den 29/10-97 var slamprovet något mera hydrofilt än 15/9-98 vilket utan att ta hänsyn tillkoncentrationer av amfifiler (och C/N/P förhållanden) bör förväntas för ett mera högbelastatslam. De låga värdena för CST och lutning är förvånande, speciellt med tanke på attsedimentationsegenskaperna var dåliga (höga SVI och SSVI). Resultaten är förmodligen enartefakt på grund av det dåligt förtjockade slammet som förmodligen aldrig bildade någon riktigfilterkaka i CST-cylindern.HaparandaUnder intensivprovtagningen 1-2 juli -98 gjorde vi mätningar bara på ett prov med nedanståenderesultat:Datum: 2/7-98Position: mittenKlockslag: 10.001a avanc. vinkel 451a tillbak. vinkel 32.0Avanc. (vattenmättat) 36.8Tillbak. (vattenmättat) 34.0Hysteres 13Hysteres 2 2.8CST/SS 10 sek 217CST/SS 20 sek 253CST/SS 50 sek 386CST/SS 110 sek 491Intercept 0 sek 207Lutning 2.7r 0.974Kontaktvinklarna indikerar en liknande ytkaraktär som den 15/9-98 i Gävle men med en någotmera hydrofob karaktär i vattenmättat tillstånd. Trots att detta ”normalt” skulle ha lett till någotbättre slamegenskaper finner vi att filtreringsegenskaperna och framför allt flockstyrkan ärmycket sämre i Haparanda. Slammet var också extremt illaluktande vilket brukar vara ett gott

17tecken på att något inte står rätt till. Förmodligen finns det någon eller några parametrar somligger väsentligt ”fel”(i förhållande till ett ”medelreningsverk”) och orsakar att slammet hardåliga filtreringsegenskaper utan att vara speciellt hydrofilt. Detta har säkert att göra medbelastningen från bryggeriet som borde ge ifrån sig bl.a. stora mängder proteiner och därmed gespeciella förhållanden.KarlstadVåra mätningar vid olika klockslag gjordes under intensivperioden 18 februari -97 dåseparationsegenskaperna som visas i figur 24-27 erhölls.Det är påfallande att SVI-värdena med ett par undantag är högre i Karlstad än både i Gävle ochBorlänge under det att SSVI-värdena generellt är lägre. Detta visar att slammet i Karlstad hadestörre tendens att bygga upp oregelbundna eller öppna strukturer som bryts av den svagaomrörningen i SSVI-cylindern än till och med vad som var fallet i Gävle. Om orsaken voreoregelbundna och långsträckta flockar av lägre ordning borde man även förvänta högre CST ochlägre flockstyrka (högre ”lutning”) i Karlstad. Så är emellertid inte fallet utan CST ochflocksönderslagningen var mycket lägre i Karlstad (figur 26-27). Skillnaden mellan SVI och SSVIberor därför på att de tämligen regelbundna och kompakta primärflockarna binds ihop så att deinte lätt kan ”rulla” i förhållande till varandra och därmed bygger upp ett öppet nätverk. Detta kanbero dels på stark inbindning mellan primärflockarna och dels på ett starkt och öppetfilamentnätverk eller på att båda orsakerna samverkar.Slamindex300200100Karlstad 18/2SVI, mittSSVI, mittSVI, utSSVI, ut068101214 16Klockslag18202224Figur 24 Vanligt och omrört slamindex på slam tagna i mitten och i slutet av luftningsbassängvid olika tidpunkter.

18SS klarfas, mg/l40302010Karlstad 18/2MittUt068101214 16Klockslag18202224Figur 25 Suspenderade ämnen i klarfas efter sedimentation av slam tagna i mitten och slutet avluftningsbassäng vid olika tidpunkter.Som i fallet Gävle och av samma orsak finner vi att SS-värdena var lägre i slutet avluftningsbassängen. I båda positionerna var SS genomgående lägre i Karlstad än i Gävle ochBorlänge. Resultaten tyder också på att restsuspen i Karlstad huvudsakligen borde ha bestått avsmåflockar under det att i de andra fallen, och kanske framförallt i Gävle, fria bakterier bör habidragit i väsentlig grad.4644Karlstad 18/2CST/SÄ424038MittUt3668101214 16Klockslag18202224Figur 26 CST dividerat med halt suspenderade ämnen på förtjockade prover av slam tagna imitten och i slutet av luftningsbassäng vid olika tidpunkter. Värden erhållna efterextrapolation till tiden noll av värden tagna efter olika tider av omrörning vid 1000varv/min

190.100.08Karlstad 18/2MittUtLutning0.060.040.020.0068101214 16Klockslag18202224Figur 27 Lutningen hos den linjära regressionslinjen för CST som funktion av omrörningstid vid1000 varv/min. för förtjockade slam tagna i mitten och slutet av luftningsbassäng vidolika tidpunkterI figur 25 och 26 ser vi att SS i båda positionerna och CST i mitten av bassängen följs åt tämligenväl. Även i detta fall mättes CST (och kontaktvinklar) på provet kl 22 dagen efter med starktavvikande resultat, varför resultaten ej tagits med här.Värdena för ”lutningen” är genomgående mycket låga (figur 27), vilket visar att primärflockarna iKarlstad var starka. Minima kl 10, 14-16 och eventuellt 20 sammanfaller med maxima i SS ochCST vilket indikerar att inbindningen mellan primärflockarna varierat på något sätt. Dettaframgår eventuellt också av lufningsintensitetens inverkan på SVI ex.vis kl 10. Orsaken till dessaeffekter kan ofta ses i mikroskop men upptäcks säkerligen inte av personer som inte är tränade attse speciellt på primärflockarnas morfologi.Både SS och CST är lägst på morgonen vilket sammanfaller med låg belastning som sedan ökarkraftigt under förmiddagen (figur 28).

20Belastning, kg COD/kg SS*d1.00.80.60.4Karlstad 18/20.268101214 16Klockslag18202224Figur 28COD belastning i försedimenterat vatten.5452Karlstad 18/21a avanc5048464468101214 16Klockslag18MittUt202224Figur 29 Första avancerande kontaktvinkel på torrsuget slam taget i mitten och i slutet avluftningsbassäng vid olika tidpunkter

21a)Kontaktvinklar34333231301a tillbakAvancTillbak29286810Karlstad 18/212 14 16 18 20 22 24Klockslag mittb)3433Karlstad 18/2Kontaktvinklar323130291a tillbakAvancTillbak28681012 14 16Klockslag ut18202224Figur 30 Första tillbakagående kontaktvinkel på delvis vattenmättat slam samtavancerande och tillbakagående vinklar på vattenmättat slam taget a) i mitten och b) islutet av luftningsbassäng vid olika tidpunkter.Kontaktvinkelresultaten visas i figur 29-30. Samtliga vinklar minskar under förmiddagen vilketkan ha att göra med att belastningen ökar kraftigt. En kraftig ändring i betingelser över kort tidleder till någon form av stressreaktion som ex.vis kan bestå i tillfälligt ökad polymerproduktion.De första framåtgående vinklarna tycks huvudsakligen ha påverkats av belastningsändringenunder förmiddagen eftersom de återgår till ursprungligt värde under eftermiddagen trots attbelastningen ligger kvar på hög nivå.

22Kontaktvinklarna på vattenmättade slam (figur 30) visar med något undantag minima kl 10, 14och 18-20. Detta sammanfaller grovt sett med maxima i restsusp. och CST och minima i”lutning”. Man kan då tänka sig att ett skikt med hydrofila polymerer på primärflockytornaförsvårar bindningen mellan dessa vilket leder till högre restsusp. och CST samt att omrörningen iluftningen (åtminstone i mitten) är tillräckligt stark för att bryta upp inbindningar som annarsskulle ha brutits upp av omrörningen vid 1000 varv/min. före CST-mätningarna. Omrörningen fårsåledes ingen ytterligare effekt i dessa fall och lutningen blir låg. Att den storabelastningsändringen inte ledde till större försämring av flockegenskaperna indikerar attprimärflockarna har en bra struktur med goda diffusionsegenskaper.2422Hysteres2018Karlstad 18/216MittUt1468101214 16Klockslag18202224Figur 31 Skillnad mellan första avancerande och första tillbakagående kontaktvinklar, hysteres,för slam tagna i mitten och slutet av luftningsbassäng.

234Karlstad 18/23Hysteres 221068101214 16Klockslag1820MittUt2224Figur 32 Skillnad mellan avancerande och tillbakagående kontaktvinklar på vattenmättat slam,hysteres 2, för slam tagna i mitten och slutet av luftningsbassäng.Hysteresvärdena (figur 31) som inte visar några samband med slamegenskaperna vargenomgående lägre än dem i Borlänge och Gävle. Detta visar att slammet i Karlstad var merahomogent vilket också styrks av överläggningen ovan (mindre visköst flockmaterial).Hysteres 2 (figur 32) visar heller inga samband med slamegenskapernas förlopp. Att relativt högavärden erhölls under morgon, eftermiddag (ut) och kväll trots att CST och ”lutningarna” var lågavisar att sambandet mellan låg hysteres 2 och låg CST respektive ”lutning” inte är entydigt vilketpåpekades i 5.1.4. En förklaring till ”avvikelsen” i detta fall kan eventuellt finnas i variationerna ifettsyrornas och tensidernas koncentrationer vilka visas i figur 33.4Karlstad 18/23Fettsyror, mg/l321FettsyrorEO9C12-1521EO9C12-15, mg/l068101214 16Klockslag182022024Figur 33 Totala mängden fettsyror och fettalkoholetoxylater i försedimenterat vatten vid olikatidpunkter.

24Eftersom tolkningen av hysteres 2 är att den visar förmågan hos amfifila polymerer att omlagrasig när ett vattensvällt ytskikt därav förs från luft till vatten respektive från vatten till luft borderimligtvis även mera lågmolekylära amfifiler ge samma effekt. Vid jämförelse av figur 32 och 33finner vi således ett relativt tydligt samband mellan koncentrationer av fettsyror/tensider ochhysteres 2, åtminstone i slutet av bassängen. I resultaten från Borlänge visas motsvarandesamband mellan hysteres 2 (figur 7) och koncentrationerna av tensider (figur 9) men ej medkoncentrationerna av fettsyror (figur 8). I data från Gävle syns inga sådana samband alls (figur 20,21 och 22). Det senare kan bero på att koncentrationerna av fettsyror var betydligt högre i Gävleunder det att tensidkoncentrationerna var lägre än i de andra två verken. Resultaten tyder också påatt slammen i Gävle (med de lägre slamhalterna) hade en högre halt svagare bundnabiopolymerer. Effekterna av dessa kan ha varit större än dem från fettsyrorna och tensiderna.För att få ett bättre grepp om vad som händer i dessa avseenden behövs data för alkalinitet, pH,kalciumjonkoncentration och jonstyrka generellt eftersom dessa parametrar bestämmer i vilkagrader fettsyrorna föreligger som syror, fria tvålanjoner eller kalciumtvålar. Det senare bestämmerju starkt hur ytaktiva fettsyrorna är. Eventuellt kan data för pH och ledningsförmåga som finns getillräcklig information för bättre tolkningar men tid för detta finns ej eftersom utvärderingen idenna del av projektet redan i stort sett sker utanför den ekonomiska ramen (som inte varit stor).Förloppen hos kontaktvinklarna i sig, speciellt de framåtgående, är till betydande delar relativtlika dem för fettsyrorna och tensiderna. Här finns dock inga tecken på samband mellankontaktvinklar och syrehalter (figur 34) som indicerades i Borlänge och Gävle. Om nu sådanaskulle finnas, vilket inte är omöjligt, kan de ovanliga förhållandena vad avser flöden(snösmältning) under den aktuella tidpunkten i Karlstad ha stört. Tensider som ej är nedbrutnabör förbättra syreöverföringen eftersom små luftbubblor stabiliseras, vilket leder till störrefasgränsyta mellan luft och vatten. Å andra sidan finns ju risk för bildning av vitt skum av sammaorsak. Tvålanjoner har samma effektDäremot kommer odissocierade fettsyror och kalciumtvålar troligen att ha motsatt effekt, d.v.s.mindre fasgränsyta och därmed mindre syreöverföring, eftersom de stabiliserar bubblor sämre. Dekan även ha en direkt destabiliserande effekt. Att skiktet av amfifila molekyler i fasgränsenluft/vatten i sig skulle minska syreöverföringen i någon väsentlig grad är nog ganska osannolikt.Detta skulle dock kunna mätas i väldefinierade modellsystem för att ha en grundläggandeförutsättning för vidare tolkningar klar. Odissocierade fettsyror och kalciumtvålar minskar alltsåsyreöverföringen högst sannolikt beroende på att luftbubblorna destabiliseras och blir större(mindre total yta). De har också effekten att slampartiklarna lättare fäster vid de stigandebubblorna och således floterar till ytan.

252.62.4Karlstad 18/2MittUtSyrehalt, mg/l2.22.01.81.61.4681012 14 16 18Klockslag mitt202224Figur 34Syrehalter i slam tagna i mitten och slutet av luftningsbassäng.Relativt nyligen har studier vid YKI visat att mätningar av dynamiska ytspännigar ochspridningsegenskaper ger en mycket god förståelse av olika ytaktiva ämnens effekter iflotationsprocesser. Detta har bl.a. utnyttjats i utvecklingsarbetet för en nyligen startad anläggningför framställning av grafit men även när det gäller avsvärtning av papper. Med detta perspektivframstår det tämligen klart att motsvarande högre grad av förståelse skulle ha kunnat erhållits idetta projekt (där problematiken är analog) med ett mera grundläggande angreppssätt. Ensammanfattning av de förmodligen grundläggande faktorerna och hur de skulle kunna följas i enanläggning kommer att ges nedan.Under intensivprovtagningen 24-25 mars -98 gjorde vi mätningar bara på två prov och resultatenav dessa visas nedan:Datum: 25 mars 25 marsPosition: mitten mittenKlockslag: 6:00 10:001a avanc. vinkel 77 731a tillbak. vinkel 36 33.5Avanc. (vattenmättat) 39.5 38.5Tillbak. (vattenmättat) 37 33.5Hysteres 41 39.5Hysteres 2 2.5 5.0CST/SS 10 sek 111 118CST/SS 20 sek 114 124CST/SS 50 sek 118 129CST/SS 110 sek 135 135Intercept 0 sek 108 119Lutning 0.24 0.15r 0.991 0.947

26Resultaten skiljer sig avsevärt från dem under den första intensivprovtagningen. Relativt höga 1aavancerande kontaktvinklar och därmed hög hysteres visar att slammen har en mera inhomogenstruktur under den senare perioden. Detta resulterar i högre SVI, SSVI och CST samt sämreflockstyrka. Vidare är kontaktvinklarna för de vattenmättade slammen betydligt högre änmotsvarande under den första perioden speciellt kl 6:00 vilket tyder på större mängd fettsyrorvilket också är fallet, åtminstone 6:00. Med tanke på de sämre flockegenskaperna bordekontaktvinklarna ”normalt” vara lägre i denna period. Att så inte är fallet visar tydligt attmängden fettsyror har en direkt inverkan på slammets ytegenskaper. En hel del slutsatser skullesäkert kunna dras om slamegenskapernas (och syresättningens) variationer under dygnet frånbefintliga data (SVI, SSVI, restsusp. etc.).ÖrebroVåra mätningar varannan timme gjordes 25 februari -97 och separations-egenskapernas variationdenna dag visas i figur 35-38.SVI-värdena är höga, dock generellt något lägre än i Karlstad. SSVI-värdena är genomgåendehögre än i de andra verken under de här redovisade intensivperioderna vilket visar att slammen iÖrebro hade strukturer som i mindre grad lät sig kompakteras av den svaga omrörningen. SSVIminskade dock markant under eftermiddagen. SVI minskade på samma sätt i slutet av bassängenmen ej i mitten vilket indikerar att en mera öppen och något mera omrörningskänslig strukturutvecklades där.På samma sätt som i Gävle och Karlstad var SS i klarfasen lägre i slutet av bassängen där denockså minskade markant under eftermiddagen (figur 36). Bortsett från en smärre uppgång kl12:00 var SS konstant i mitten av bassängen.

27250Örebro 25/2Slamindex200150100SVI, mittSSVI, mittSVI, utSSVI, ut50681012141618202224KlockslagFigur 35 Vanligt och omrört slamindex på slam tagna i mitten och i slutet av luftningsbassängvid olika tidpunkter.40Örebro 25/235SS klarfas3025MittUt20681012141618202224KlockslagFigur 36 Suspenderade ämnen i klarfas efter sedimentation av slam tagna i mitten och slutet avluftningsbassäng vid olika tidpunkter.CST (figur 37) som ökade under förmiddagen och minskade under eftermiddagen och kvällen vari de flesta fall högre i slutet av bassängen vilket också noterades i Borlänge. Filtreringsmotståndetvar något högre än i Karlstad men klart lägre än i Borlänge och Gävle. Förloppet följer till viss

28del det för COD-belastningen (figur 39) även om ökningen inte var så stor med tanke på denkraftiga ökningen av belastning. CST minskar också när belastningen är som högst. Den senarebestod dock till betydande del av suspenderat material från försedimenteringen p.g.a. det högaflödet vilket normalt borde förbättra filtrerbarheten. Inblandning av primärslam kan också vara enförklaring till att sedimenteringsegenskaperna blev bättre under eftermiddagen.6560Örebro 25/2MittUtCST/SÄ55504568101214 16Klockslag18202224Figur 37 CST dividerat med halt suspenderade ämnen på förtjockade prover av slam tagna imitten och i slutet av luftningsbassäng vid olika tidpunkter. Värden erhållna efterextrapolation till tiden noll av värden tagna efter olika tider av omrörning vid 1000varv/min0.160.14MittUtÖrebro 25/2Lutning0.120.100.080.060.0468101214 16Klockslag18202224Figur 38 Lutningen hos den linjära regressionslinjen för CST som funktion av omrörningstid vid1000 varv/min. för förtjockade slam tagna i mitten och slutet av luftningsbassäng vidolika tidpunkter

29Figur 38 visar att flockstyrkan var något lägre än i Karlstad (figur 27) men klart bättre än i Gävle(figur 15). Bortsett från en sjunkande tendens under förmiddagen följer ”lutningen” sammaförlopp som belastningen i slutet av bassängen. I mitten finns istället ett minimum kl 18:00 närbelastningen är som högst. Förklaringen skulle kunna vara densamma som föreslogs i liknandefall för Karlstad, nämligen att vid belastningstoppen var inbindningarna mellan primärflockarnaså svaga att den uppbrytning som skulle ha skett i omröraren före CST-mätningarna redan hadeskett i luftningen. Luftningsintensiteten är ju normalt svagare i slutet av bassängen så där fannsbindningar kvar att bryta.Belastning, kg COD/kg SS*d54321Örebro 25/2BelastningAlfavärde1.00.90.80.70.60.5Alfavärde068101214 16Klockslag1820220.424Figur 39COD belastning samt alfavärde i försedimenterat vatten.

306058Örebro 25/21a avanc565452MittUt5068101214 16Klockslag18202224Figur 40 Första avancerande kontaktvinkel på torrsuget slam taget i mitten och i slutet avluftningsbassäng vid olika tidpunkterDe första avancerande kontaktvinklarna ökar i stort sett under dagen med undantag för en svackakl 14:00. Den ökande hydrofobiciteten som kan ha berott på ökande inblandning av primärslamoch därmed associerade fetter och fettsyror (figur 44) samt minskande belastning under kvällensammanfaller med och kan vara orsak till förbättrade separationsegenskaper under eftermiddagenoch kvällen. De analyserade mängderna fettsyror var ju exceptionell höga och härrörde ihuvudsak säkerligen ej från spjälkade tensider.a)3635Örebro 25/2Kontaktvinklar343332311a tillbakAvancTillbak30681012 14 16 18Klockslag mitt202224

31b)3635Örebro 25/2Kontaktvinklar3433323130291a tillbakAvancTillbak28681012 14 16Klockslag ut18202224Figur 41 Första tillbakagående kontaktvinkel på delvis vattenmättat slam samt avancerande ochtillbakagående vinklar på vattenmättat slam taget a) i mitten och b) i slutet avluftningsbassäng vid olika tidpunkter.Kontaktvinklarna på vattenmättade slam (figur 41) minskar med ett undantag mellan 8:00 och10:00 vilket kan vara en effekt av den ökande belastningen som bör leda till ökad produktion avhydrofila polymerer. I slutet av bassängen fortsätter trenden omvänt mot belastningens förlopp förden tillbakagående vinkeln som huvudsakligen bestäms av de hydrofila komponenterna med enavvikelse kl 14:00. I mitten av bassängen generellt och eventuellt också för den avancerandevinkeln (som är känslig för de hydrofoba grupperna) i slutet av bassängen slår fettsyrornasförlopp igenom. Förmodligen hinner inte de hydrofila polymererna bildas i tillräcklig mängd föratt konkurrera med fettsyrornas inflytande förrän i slutet av bassängen.

323028Örebro 25/2Hysteres262422MittUt2068101214 16Klockslag18202224Figur 42 Skillnad mellan första avancerande och första tillbakagående kontaktvinklar, hysteres,för slam tagna i mitten och slutet av luftningsbassäng.54MittUtÖrebro 25/2Hysteres 232168101214 16Klockslag18202224Figur 43 Skillnad mellan avancerande och tillbakagående kontaktvinklar på vattenmättat slam,hysteres 2, för slam tagna i mitten och slutet av luftningsbassäng.Värdena för hysteresen (figur 42) är något högre än i Karlstad men lägre än i Borlänge och Gävlei överensstämmelse med CST-resultaten. Sambandet som ofta observeras att en ökad hysteres,beroende på ökad heterogenitet, leder till högre slamindex gäller inte här. Som nämnts kan dettabero på överbäringen av primärslam.

33I slutet av bassängen följer hysteres 2 (figur 43) på samma sätt som CST och ”lutningen” grovtsett belastningens förlopp med undantag för kl 14:00. I mitten av bassängen där fettsyrornaseffekt fortfarande dominerar är den relativt konstant. Avvikelsen kl 14:00 som beror på maximat itillbakagående vinkel (figur 41) kan eventuellt ha att göra med maximat i tensidkoncentration(figur 44). Visserligen är tensidkoncentrationerna mycket lägre än i de andra verken men de kandock bidraga till odissocierade fettsyrors spridning över ytorna genom solubilisering. En liknandeeffekt syns kl 20:00. Vi kan också notera att 1a avancerande vinklar har minima kl 14:00 och20:00 (ut).25Örebro 25/20.25Fettsyror, mg/l2015105FettsyrorEO9C12-150.200.150.100.05EO9C12-15, mg/l068 10 1214 16Klockslag1820220.0024Figur 44 Totala mängden fettsyror och fettalkoholetoxylater i försedimenterat vatten vid olikatidpunkter.Det förefaller således som att vi även i detta fall tämligen väl kan förklara variationerna iseparations- och ytegenskaperna för slammen utgående från sammansättningen hosförsedimenterat vatten vad avser COD, fettsyror och tensider. Ytterligare skärpa skulle säkert hakunnat nås om vi även tagit hänsyn till övriga tillgängliga parametrar som pH, konduktivitet ochtemperatur.Som i Karlstad ser vi inte heller här något samband mellan kontaktvinklar och syrehalter (figur45) men störningar i form av snöfall och höga flöden var ju om möjligt ännu större i Örebro.Däremot var det en perfekt relation till alfavärdet (figur 39). På grund av att vi vet för litet omtensidernas nedbrytning till fettalkoholer och oxidation till fettsyror i olika positioner i processen(och ledningsnätet) samt hur de senare fördelar sig på syra, anjon och kalciumtvål samt mellanvattenfas och slamytor är det svårt att reda ut förhållandena mellan syreöverföring ochslamytornas egenskaper. Man skulle kanske komma en bit på väg om tid funnes att analyserabefintliga data som inte har kunnat tas upp här.

345Örebro 25/2Syrehalt, mg/l4321681012 14 16 18Klockslag mitt202224Figur 45Syrehalter i slam tagna i mitten av luftningsbassäng.Under intensivprovtagningen 3-4 juni -97 gjorde vi mätningar bara på två prov och resultaten avdessa visas nedan:Datum: 4 juni -97 4 juni -97Position: mitten utKlockslag: 10:00 10:001a avanc. vinkel 50.5 471a tillbak. vinkel 32 31.5Avanc. (vattenmättat) 34 34Tillbak. (vattenmättat) 31.5 31Hysteres 18.5 15.5Hysteres 2 2.5 3CST/SS 10 sek 52 50CST/SS 20 sek 56 54CST/SS 50 sek 55 52CST/SS 110 sek 55 54Intercept 0 sek 54 52Lutning 0.015 0.025r 0.395 0.6291a avancerande kontaktvinkel är lägre än under den tidigare intensivperioden vilket troligen berorpå mycket lägre koncentrationer av fettsyror. Även de övriga vinklarna är något lägre än

35genomsnitten under den tidigare perioden. De är dock klart högre än genomsnitten för Borlängeoch Gävle vilket är väntat med tanke på klart bättre avvattningsegenskaper och flockstyrka.Hysteresvärdena är bland de lägsta i denna studie vilket tyder på homogen struktur. Ändå är bådeSVI (240 resp. 230) och SSVI (160 resp. 150) höga vilket visar att de tämligen kompakta ochhomogena primärflockarna bygger upp öppna strukturer som avsevärt kompakteras vid svagomrörning. Detta kan bero på en stark och oflexibel inbindning mellan primärflockarna och på attdet finns ett filamentnätverk. Hysteres 2 ligger på samma nivåer som under den tidigare perioden.CST-värdena ligger på samma nivå som tidigare men flockstyrkan ser ut att vara bättre vilket ärväntat med tanke på lägre belastning. En linjär anpassning av CST mot omrörningstid är dålig ibåda proven p.g.a. ett hopp under de första 10 sek omrörning och därefter konstant eller minskatCST.SlutsatserTrots att några viktiga parametrar som pH och ledningsförmåga ej beaktats visar delstudien att vitämligen väl kan förklara separationsegenskaperna hos slammen i de fyra verken och hur devarierar under en dag utgående från det försedimenterade vattnets innehåll av COD, fettsyror ochtensider samt mätningar av kontaktvinklar. Därvid har vi också sett indikationer på hur deextracellulära polymererna på slamytorna och de via vattnet tillförda amfifilerna samverkar viduppbyggandet av flockarna. Detta tycks vara speciellt viktigt i fallen när man har kompakta ochmorfologiskt väl avgränsade primärflockar i medel- och lågbelastade anläggningar (högreslamåldrar). Vid lägre slamåldrar och högre belastningar med högre andel av amorfa ochgelartade primäraggregat och/eller ytskickt kan polymerernas bidrag till effekterna ta överhand.Mätningar av kontaktvinklar är alltså en metod som väsentligen bidrar till att öka vår förståelseför vad som händer i aktivslamprocessen. Tyvärr har mätningarna som de utförts nu varit mycket,och ur ekonomiskt perspektiv orealistiskt, arbetskrävande och vidare arbete på detta sätt är intetilltalande. Vi har dock nyligen funnit att ett instrument vi har för ytspänningsmätningar ocksåtycks kunna göra kontaktvinkel-mätningar automatiskt, så fortsatta studier skulle kunna varamöjliga efter vissa anpassningar av instrumentet.

IVL Svenska Miljöinstitutet AB,9/lUHWWREHURHQGHRFKIULVWnHQGHIRUVNQLQJVLQVWLWXWVRPlJVDYVWDWHQRFKQlULQJVOLYHW9LHUEMXGHUHQKHOKHWVV\QREMHNWLYLWHWRFKWYlUYHWHQVNDSI|UVDPPDQVDWWDPLOM|IUnJRURFKlUHQWURYlUGLJSDUWQHULPLOM|DUEHWHW,9/VPnOlUDWWWDIUDPYHWHQVNDSOLJWEDVHUDGHEHVOXWVXQGHUODJnWQlULQJVOLYRFKP\QGLJKHWHULGHUDVDUEHWHI|UHWWElUNUDIWLJWVDPKlOOH,9/VDIIlUVLGplUDWWJHQRPIRUVNQLQJRFKXSSGUDJVQDEEWI|UVHVDPKlOOHWPHGQ\NXQVNDSLDUEHWHWI|UHQElWWUHPLOM|Forsknings- och utvecklingsprojekt publiceras i,9/5DSSRUW,9/VSXEOLNDWLRQVVHULH%VHULH,9/1\KHWHU1\KHWHURPSnJnHQGHSURMHNWSnGHQQDWLRQHOODRFKLQWHUQDWLRQHOODPDUNQDGHQ,9/)DNWD5HIHUDWDYIRUVNQLQJVUDSSRUWHURFKSURMHNW,9/VKHPVLGDZZZLYOVH)RUVNQLQJRFKXWYHFNOLQJVRPSXEOLFHUDVXWDQI|U,9/VSXEOLNDWLRQVVHULHUHJLVWUHUDVL,9/V$VHULH5HVXOWDWUHGRYLVDVlYHQYLGVHPLQDULHUI|UHOlVQLQJDURFKNRQIHUHQVHUIVL Svenska Miljöinstitutet ABIVL Swedish Environmental Research Institute LtdBox 210 60, SE-100 31 StockholmHälsingegatan 43, StockholmTel: +46 8 598 563 00Fax: +46 8 598 563 90www.ivl.seBox 470 86, SE-402 58 GöteborgDagjämningsgatan 1, GöteborgTel: +46 31 725 62 00Fax: +46 31 725 62 90Aneboda, SE-360 30 LammhultAneboda, LammhultTel: +46 472 26 20 75Fax: +46 472 26 20 04