Problematik vid höga flöden - Gästrike Vatten AB

Biologisk fosforavskiljning och 

primärslamshydrolys under perioder 

med höga flöden 

Resultat av tre års fullskaleerfarenheter vid 

Duvbackens reningsverk 

Jannice Örnmark 

Degree Project in Engineering Chemistry, 30 hp 

Report passed: February 2010 

Supervisors: Lars-Olof Öhman, Umeå University 

Carin Eklund, Gästrike Vatten AB 

Hans Simonsson, Gästrike Vatten AB

SAMMANFATTNING 

Biologisk fosforavskiljning (bio-P) är en väletablerad teknik för avskiljning av fosfat ur 

spillvatten utan tillsats av fällningskemikalie. Metoden tillämpas på Duvbackens reningsverk 

sedan 2004 där den under normala förhållanden ger en reduktion av fosfor på omkring 95 %. 

Problem uppstår dock under och efter perioder med höga flöden, då processen hämmas eller i 

värsta fall slås ut. 

Denna rapport sammanfattar resultaten av tre års drift- och optimeringserfarenheter med bio-P 

på Duvbackens reningsverk. Resultatet inkluderar identifiering av de kritiska parametrar som 

bidrar till processens fallerande under och efter perioder med höga flöden och låg organisk 

belastning. Åtgärder har tagits fram och implementerats i full skala, inklusive en strategi för 

styrning av processen under och efter perioder med höga flöden. Resultaten av dessa åtgärder 

har visat sig vara framgångsrika och lett till en stabilare process, minskade utgående 

fosfortoppar samt minskat användande av fällningskemikalie och energi. 

Nyckelord: Biologisk fosforavskiljning (bio-P), flyktiga fettsyror (VFA), slamhydrolys, 

fosforackumulerande organismer (PAO), överluftning, luftningsstrategi, låg belastning, höga 

flöden, fosforupptag, fosforsläpp

FÖRORD 

Denna rapport avslutar min civilingenjörsutbildning i teknisk kemi. Rapporten är baserad på 

optimeringsarbete som är genomfört under tre år under min anställning som processingenjör 

på Gästrike Vatten på Duvbackens reningsverk i Gävle. Handledare på plats har varit Carin 

Eklund och Hans Simonsson. Universitetshandledare har varit Lars-Olof Öhman. 

Mitt varmaste tack går till Carin och Hasse som deltagit i projektet med idéer, kunskap och 

kroppsstyrka. Utan Carin hade jag aldrig börjat jobba med VA och därför vill jag rikta ett 

extra tack till henne för allt hon lärt mig. Förutom att handskas med truliga gubbar vet jag nu 

hur ett labb kan funka på bästa sätt. Hasse har klurat ut de flesta praktiska och reglertekniska 

lösningarna och utan honom hade förmodligen vattnet runnit baklänges i reningsverket. Jag 

vill också tacka Lars-Olof som bistått med mycket kloka ord och tankar som jag kommer ha 

med mig i framtiden. En tågresa från Umeå till Gävle under snöoväder är heller ej att förakta. 

Jag vill också tacka övriga personer som på något sätt varit inblandade i mitt examensarbete 

och all övrig personal för tiden jag fick med er. Tack Johanna Weglin Nilsson för att du läst 

min rapport så många gånger och för att du peppat mig när det behövdes. 

Rapporten vill jag tillägna Karl-Ove Petterson, retsticka, kontorsgranne och förmodligen äldst 

på hela Gästrike Vatten. 

Gävle, februari 2010 

Jannice Örnmark

INNEHÅLLSFÖRTECKNING 

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

1.1. Syfte ............................................................................................................................. 1 

2. Biologisk fosforavskiljning ................................................................................................ 2 

2.1. Biokemisk modell ........................................................................................................ 2 

2.2. Miljö- och processfaktorer ........................................................................................... 3 

2.3. Biologisk fosforavskiljning vid höga flöden ............................................................... 3 

2.3.1. Minskad tillgång på kolkälla, VFA ...................................................................... 5 

2.3.2. Endogen energibrist och mikrobiell konkurrens .................................................. 5 

2.3.3. Syre/nitrat i den anaeroba zonen .......................................................................... 6 

2.3.4. Aerob överluftning ............................................................................................... 6 

2.3.5. Fällningskemikalier .............................................................................................. 7 

2.3.6. Problematik efter höga flöden .............................................................................. 7 

3. Biologisk fosforavskiljning på Duvbackens reningsverk ................................................... 8 

3.1. Hydrolyssteget ........................................................................................................... 10 

3.2. Biosteget .................................................................................................................... 12 

3.2.1. Anaerob zon ....................................................................................................... 12 

3.2.2. Aeroba zoner ...................................................................................................... 13 

4. Metoder ............................................................................................................................ 15 

5. Resultat och diskussion .................................................................................................... 15 

5.1. Identifiering av kritiska faktorer ................................................................................ 16 

5.1.1. Påverkan på hydrolyssteget vid höga flöden ...................................................... 16 

5.1.2. Påverkan på biosteget vid höga flöden ............................................................... 17 

5.2. Processmässiga åtgärder och förbättringar ................................................................ 25 

5.2.1. Optimering av hydrolyssteget ............................................................................ 26 

5.2.2. Åtgärder för minskad turbulens .......................................................................... 29 

5.2.3. Behovsanpassad styrning vid höga flöden ......................................................... 30 

5.2.4. Behovsanpassad styrning efter en långvarig period med höga flöden ............... 42 

5.3. Rekommendation för framtida optimering ................................................................ 43 

5.3.1. pH-mätning för styrning av VFA-produktionen i hydrolyssteget ...................... 43 

5.3.2. Användning av bio- och primärslam för utökad hydrolys ................................. 43 

5.3.3. Bioslamshydrolys ............................................................................................... 43 

5.3.4. Behovsanpassad luftning .................................................................................... 44 

5.3.5. Behovsanpassad styrning efter långvarig period med höga flöden .................... 44 

5.3.6. Kontrollprogram för processuppföljning ........................................................... 44 

6. Slutsatser .......................................................................................................................... 45 

BILAGA 1 ................................................................................................................................ 49

BILAGA 2 ................................................................................................................................ 50 

BILAGA 3 ................................................................................................................................ 51 

EXTENDED ABSTRACT ..................................................................................................... 53

FÖRKORTNINGAR 

Bio-P Biologisk fosforavskiljning 

BOD Biological Oxygen Demand, biologisk syreförbrukning 

COD Chemical Oxygen Demand, kemisk syreförbrukning 

GAO Glycogen Accumulating Organisms, glykogenassimilerande mikroorganismer 

PAO Phosphorus Accumulating Organisms, fosforavskiljande mikroorganismer 

pe Personekvivalenter 

PHA Poly-β-Hydroxyl Alkonates, polymeriserade syror 

Poly-P Polyfosfater 

SS Suspended Solids, suspenderbart material 

TOC Total Organic Carbon, totalt organiskt kol 

TS Torrsubstans 

VFA Volatile Fatty Acids, flyktiga fettsyror 

VSS Volatile Suspended Solids, glödförlust

1. INLEDNING 

Under senare år har nederbördsmängderna i Sverige ökat och, enligt de klimatmodeller som 

finns, kommer de att fortsätta öka i framtiden. Även antalet tillfällen med intensiv nederbörd 

väntas öka. 

Processerna för rening av spillvatten påverkas av nederbörd eftersom ledningsnäten i stor 

utsträckning påverkas av inläckage av tillskottsvatten. Fram till början av 1950-talet var det 

också vanligt att kombinerade avloppssystem byggdes. I dessa avleds både dag-, dränerings- 

och spillvatten i samma ledningssystem och detta leder till stora flödesökningar i 

avloppssystemet vid nederbörd och snösmältning. Dessa system finns fortfarande kvar, 

speciellt i städernas centrala och äldre bebyggelseområden (Svenskt Vatten, 2007). 

Ledningsnäten och reningsverken, som kan vara byggda för mer än 100 respektive 50 år 

sedan, är alltså inte dimensionerade för de flödesökningar som ökad nederbörd för med sig. 

Ett utspätt spillvatten är svårare att rena samtidigt som biologiska reningsprocesser på 

reningsverken kan störas eller helt slås ut vid långvariga flödesökningar. 

Duvbackens reningsverk är beläget i Gävle och är dimensionerat för att ta emot spillvatten 

från 100 000 personekvivalenter (pe). Reningsverket byggdes om 2004 från konventionell 

spillvattenrening med förfällning och aktivslam till en ny teknik med biologisk 

fosforavskiljning. Syftet var att införa en ekologiskt hållbar reningsteknik med målet att 

minska kemikalieanvändningen och skapa förutsättningar för slammet att ingå i ett kretslopp. 

Den biologiska fosforavskiljningen fungerar väl i normalfallet och ger en reduktion av fosfor 

på omkring 95 % utan efterpolering och tillsats av fällningskemikalie. Halterna i utgående 

vatten ligger vid normala driftförhållanden oftast under 0,3 mg/l. Problem har dock uppstått 

under och efter perioder med höga flöden då processen störts. Detta gäller särskilt vid 

långvarigt höga flöden, såsom ihållande regn och/eller snösmältning, då processen i vissa fall 

helt slagits ut. Dosering av fällningskemikalie har då blivit nödvändig och det har ibland tagit 

flera månader för den biologiska fosforavskiljningen att återhämta sig igen. Reningsverket 

kommer dessutom år 2012 att få skärpta krav på utsläpp av fosfor. Dessa krav klaras inte med 

den fällningskemikaliemängd som användes 2006. Ska utsläppen av fosfor kunna minskas 

utan att höja tillsatsen av fällningskemikalie är det framförallt viktigt att lösa de problem som 

uppstår vid långvarigt höga flöden. 

1.1. SYFTE 

Syftet med detta examensarbete har varit att: 

1. Genomföra en teoretisk studie av bio-P kopplat till höga flöden som kan ligga till 

grund för en hypotes av situationen på reningsverket vid dessa förhållanden. 

2. Identifiera faktorer som i full skala har en negativ inverkan på den biologiska 

fosforavskiljningen vid höga flöden. 

3. Föreslå rimliga åtgärder för att motverka de kritiska faktorer som identifieras. 

4. Genomföra åtgärder och utvärdera effekten av dessa. 

5. Ta fram ett kontrollprogram för driften med bio-P och primärslamshydrolys på 

reningsverket. 

1

2. BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING 

Biologisk fosforavskiljning (bio-P) är en väletablerad teknik för avskiljning av fosfat (PO4-P) 

ur spillvatten utan tillsats av fällningskemikalie. Tekniken baseras på en naturlig selektion av 

fosforavskiljande mikroorganismer (PAO) ur spillvattnet genom att skapa alternerande 

anaeroba och aeroba processbetingelser. PAO släpper först fosfor från cellstrukturen under 

anaeroba processbetingelser samtidigt som de förser sig med kolkälla, för att därefter ta upp 

ett överskott av fosfor under aeroba processbetingelser. Sett över hela biosteget sker ett 

nettoupptag av fosfor ur vattenströmmen som sedan kan avskiljas med bioslammet vilket 

utgörs av mikroorganismerna. Den slammängd som motsvarar mikroorganismernas tillväxt 

tas ut från systemet medan resterande mängd recirkuleras för att bibehålla en stabil 

fosforavskiljande biokultur. 

Den specifika egenskap som kännetecknar PAO är att de kan ta upp organiskt bundet kol 

under anaeroba förhållanden. Detta ger dem konkurrensfördelar i förhållande till vanliga 

heterotrofa mikroorganismer som kräver syre för sitt upptag. Den andra egenskapen som gör 

bio-P möjlig är att PAO kan ta upp och lagra ett överskott av fosfor i cellstrukturen för senare 

behov, medan heterotrofa mikroorganismer endast tar upp så mycket fosfor som de behöver 

för momentan tillväxt. 

Den processuppställning som är nödvändig för att få till stånd en biologisk fosforavskiljning 

är relativt enkel. Olika processuppställningar finns presenterade (Janssen et al., 2002) där det 

gemensamma är ett krav på både en anaerob och en aerob uppehållstid. 

2.1. BIOKEMISK MODELL 

En schematisk beskrivning av det biokemiska förloppet vid bio-P enligt Mino-modellen 

(Mino et al., 1987 & 1998, Comeau et al., 1986) åskådliggörs i figur 1. VFA som är ett 

samlingsnamn för flyktiga fettsyror utgör kolkälla för PAO och är den del av det organiska 

materialet i spillvattnet som är biotillgängligt. Under anaeroba förhållanden ackumulerar PAO 

VFA och lagrar detta intracellulärt i form av poly-β-hydroxylalkonater (PHA). Det finns 

många olika typer av PHA och den kemiska sammansättningen beror av vilken typ av substrat 

som assimileras. Energin för upptaget av VFA till cellen erhåller PAO genom att med 

glykogen som reduktionsmedel bryta ner tidigare upplagrad polyfosfat (poly-P) till ortofosfat 

(PO4-P) som simultant med upptaget transporteras ut ur cellen. Detta ger upphov till en ökad 

fosfatkoncentration i den anaeroba zonens vätskefas. 

Under efterföljande aeroba förhållanden tar PAO återigen upp fosfat i cellstrukturen och 

syntetiserar poly-P och glykogen som lagras intracellulärt, samtidigt som tidigare upplagrad 

PHA oxideras. I detta skede nyttjar cellen syre som oxidationsmedel vid omsättningen av 

PHA till den energi som behövs. Energin används, förutom till lagring av poly-P och 

glykogen, också till tillväxt och förökning av cellmassan. Sett över hela biosteget sker ett 

nettoupptag av fosfor från vattenfasen. 

2

H + 

TCA 

cykeln 

Konc. fosfat 

Glykogen 

Poly-P 

energi och reduktionsmedel 

energi 

H2PO4 - /HPO4 2- 

PHA 

kolkälla 

VFA 

O2 

CO2 + H2O 

Fosforsläpp Fosforupptag 

Anaerobt Aerobt 

Figur 1. Förenklad metabolisk modell över bio-P-processen genom Mino-modellen. Modifierad från Seviour et 

al. (2003). 

2.2. MILJÖ- OCH PROCESSFAKTORER 

Bio-P-processen är till sin natur komplex och relativt störningskänslig då den till stor del 

utgörs av en cellulär metabolism som beror av exogena substrat (VFA) och endogena 

lagringsprodukter (PHA, poly-P) (Seviour et al., 2003, Oehmen et al., 2007). Både miljö- och 

processmässiga faktorer har en inverkan på processen, vilket finns omfattande beskrivet i 

litteraturen (Brdjanovic et al., 1998a & 1998b, Carlsson et al., 1996, Janssen et al., 2002, 

López-Vázquez et al., 2008, Saito et. al., 2004, Schuler et al., 2002, Stephens et al., 1998). 

Här inkluderas omvärldsfaktorer, exempelvis pH och temperatur, spillvattnets 

sammansättning, exempelvis halt och typ av VFA, löst fosfor, nitrat och andra joner som 

Mg 2+ , K + och Ca 2+ , men även processmässiga aspekter som flöde, slambelastning, slamålder, 

syrehalter och uppehållstider. Faktorerna kan ha en direkt inverkan på den fosforavskiljande 

kapaciteten hos PAO men också en indirekt inverkan genom att konkurrensen mellan olika 

mikroorganismer och bioslammets sammansättning påverkas. 

2.3. BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING VID HÖGA FLÖDEN 

Bio-P-processen är generellt mycket känslig för höga och skiftande flöden. Vid ett konstant 

flöde, en jämn tillförsel av biotillgänglig kolkälla och optimala processbetingelser, ställer 

processen in sig och ger ett slam med en god fosforavskiljande bakteriekultur. Processen bör 

därför styras så att betingelserna för PAO blir så konstanta och gynnsamma som möjligt. 

3 

PHA 

kolkälla 

energi 

Poly-P 

Glykogen 

celltillväxt 

H2PO4 - /HPO4 2- 

Netto- 

upptag

Detta kan vara svårt att åstadkomma vid ett kommunalt reningsverk där flöden och belastning 

varierar över året men också över veckor, dygn och timmar. Systemet klarar av små och 

kortvariga förändringar medan det vid stora förändringar, som t.ex. vid långvariga regn och 

snösmältning, lätt kollapsar. Vid dessa tillfällen slås den biologiska fosforavskiljningen ut och 

det kan ta flera månader innan en väl fungerande biologisk fosforavskiljning återfås. 

Eftersom bio-P-processen och dess funktion består av ett komplext system där flera olika 

typer av mikroorganismer är involverade, är de faktorer som kan påverka processen vid höga 

flöden många. I figur 2 visas schematiskt hur några av de olika faktorerna samverkar och 

påverkar bio-P-processen vid höga flöden. 

Avstängd/hämmad 

hydrolysprocess 

Minskad anaerob 

uppehållstid 

Hämmad hydrolys i 

ledningsnätet 

Syre/nitrat i anaeroba 

zonen 

Endogen energibrist 

(brist på PHA) 

Brist på VFA 

Minskat anaerobt 

fosforsläpp 

Minskat aerobt 

fosforupptag 

Ökade fosforutsläpp 

Figur 2. Faktorer som ger en negativ påverkan på bio-P-processen vid höga flöden. 

4 

Aerob överluftning 

Endogen energibrist 

(brist på PHA) 

Mikrobiell konkurrens 

Dosering av 

fällningskemikalie

2.3.1. Minskad tillgång på kolkälla, VFA 

Den fosforavskiljande kapaciteten är direkt relaterad till hur mycket biotillgängligt kol som 

finns närvarande under anaeroba förhållanden (Lie et al., 1997), samtidigt som också 

tillräckligt med biotillgänglig fosfor (Liu et al., 1997) måste finnas närvarande under aeroba 

förhållanden. Uppfylls inte dessa kriterier finns bl.a. risk för att PAO konkurreras ut av andra 

mikroorganismer. Behovet av tillräcklig mängd VFA är en följd av att det aeroba 

fosforupptaget är direkt proportionellt mot det anaeroba fosforsläppet, vilket i sin tur står i 

direkt relation till tillförd mängd kolkälla (Carlsson et al., 1996, Lie et al., 1997). Enligt 

litteraturen krävs att kvoten VFA/PO4-P i spillvattnet överstiger 10 för att en tillfredställande 

biologisk fosforavskiljning ska uppnås. 

Det biotillgängliga kolet börjar bildas redan i ledningsnätet där mer komplexa organiska 

föreningar bryts ner i frånvaro av syre. Den mängd som bildas där är ofta allt för låg. Det blir 

därför viktigt att ha en tillräckligt lång anaerob uppehållstid i biosteget där fortsatt 

nedbrytning och bildning av biotillgänglig kolkälla kan ske. Är kvoten mellan VFA och fosfor 

fortfarande inte tillfredställande, kan ytterligare biotillgängligt kol genereras internt genom 

exempelvis hydrolys av slam (Banister et al., 1998, Tykesson et al., 2005, Vollertsen et al., 

2006) eller genom tillsats av extern kolkälla. 

Vid höga flöden tillförs reningsverket under de första timmarna en ökad mängd organiskt 

material på grund av att ledningsnätet då sköljs rent från material som byggts upp där. Denna 

”plugg” är dock tillfällig och koncentrationen organiskt material minskar därefter snabbt, som 

följd av att den ökade vattenmängden leder till en utspädning. 

Syretillskott från regnvattnen samt bildandet av nitratkväve (NO3-N) gör att den biokemiska 

miljön i ledningsnätet förändras från anaerob till delvis aerob och anoxisk. I aerob miljö 

hämmas de hydrolysprocesser som normalt fortgår anaerobt och detta leder till att en mindre 

mängd biotillgängligt kol bildas och tillförs reningsverket. Ökade flöden leder alltså inte 

endast till en utspädning, utan dessutom till att kvoten mellan VFA och kemiskt 

syreförbrukande material (COD) minskar. Fosformängderna är relativt konstanta vilket gör att 

kvoten VFA/PO4-P också minskar under dessa förhållanden (Carlsson et al., 1996). 

Nyttjas hydrolys av primärslam i huvudströmmen påverkas VFA/PO4-P-kvoten ytterligare i 

negativ riktning, eftersom recirkulationen av slam i vissa fall måste stängas av för att undvika 

ursköljning av slam ur systemet (Janssen et al., 2002). Därmed går också den VFA som 

normalt bildas i hydrolyssteget förlorad vilket medför att kvoten VFA/ PO4-P minskar 

ytterligare. I de fall flödet är förhöjt under en längre tidsperiod tillförs därutöver 

hydrolyssteget en mindre mängd substrat i form av organiskt material på grund av att 

ledningsnätet under flödesökningens initiala skede sköljts rent. Det slam som recirkuleras blir 

därför så småningom utarmat och, som en konsekvens, produceras en allt mindre mängd 

VFA. 

2.3.2. Endogen energibrist och mikrobiell konkurrens 

På kort sikt leder en förkortad uppehållstid och en minskad tillgänglighet av VFA till att det 

anaeroba fosforsläppet snabbt minskar. Detta sker som följd av att PAO nyttjar energin från 

endogent lagrad poly-P vid upptag av VFA och därför simultant med upptaget släpper fosfat 

från cellen. Eftersom det aeroba fosforupptaget är proportionellt mot fosforsläppet, kan på 

grund av detta bioslammets fosforavskiljande kapacitet minska mycket snabbt även om 

mängden PAO i systemet inte hunnit förändras. 

5

Vid brist på VFA uppstår en endogen energibrist och mikroorganismerna ägnar sig då främst 

åt livsuppehållande processer. Initialt sker detta utan att koncentrationen av aktiv biomassa 

reduceras. Till dessa processer inkluderas omsättningen av cellmaterial, exempelvis proteiner 

och RNA, uppehållande av jongradienter (H + , Na + , K + ) över cellmembran och mobilitet. 

Energin till livsuppehållande processer kan cellen erhålla från nyttjandet av extracellulärt 

substrat, exempelvis VFA och PO4-P, eller endogent substrat, exempelvis PHA, poly-P och 

glykogen (Lopez et al., 2006). 

Lysering, sönderfall av cellmembran, kan uppstå som följd av virusangrepp och predation av 

eukaryota organismer medan celldöd kan ha flera orsaker, däribland långvarig energibrist 

(Lopez et al., 2006). Vid långvarig brist på VFA leder nedbrytningsprocesser, som innefattar 

lysering och celldöd, till en minskad koncentration av aktiv biomassa. Detta leder på sikt till 

en minskad andel PAO i bioslammet. Den biologiska fosforavskiljningen kan på så sätt bli 

kraftigt nedsatt under långa tidsperioder även efter det att flödena återgått till normalnivå. 

På lång sikt leder en minskad tillförsel av VFA även till att PAO missgynnas 

konkurrensmässigt till fördel för glykogenassimilerande mikroorganismer (GAO). GAO kan 

också ta upp VFA anaerobt men nyttjar inte fosfat utan endast glykogen som energikälla för 

detta. GAO assimilerar således ingen fosfor och tar inte upp mer fosfor än en vanlig heterotrof 

bakterie (Seviour et al., 2003). Detta leder på sikt till att PAO kan konkurreras ut med en 

minskad fosforavskiljande kapacitet i bioslammet som följd. 

2.3.3. Syre/nitrat i den anaeroba zonen 

Höga flöden kan leda till turbulens och syreinblandning i ledningsnät och i reningssteg på 

reningsverket. Om luftade sandfång och skruvpumpar ingår i processuppställningen kan 

syresättningen bli än mer markant. Under dessa förhållanden kan dessutom nitrat bildas. 

Löst syre och syreinnehållande kväveföreningar har en direkt hämmande inverkan på den 

biologiska fosforavskiljningens anaeroba endogena metabolism. Nitrifikation är en aerob 

process som kan nyttjas vid biologisk kvävereduktion och nitrat kan då, förutom via 

inkommande vatten, tillföras den anaeroba zonen via returslammet (Janssen et al., 2002). 

Reningsverk med enbart biologisk fosforreduktion arbetar generellt vid lägre slamålder, vilket 

minskar risken för bildning och recirkulation av nitrat från den aeroba zonen. 

En hög nitrathalt i den anaeroba zonen kan ge negativ påverkan på fosforavskiljningen på två 

sätt. Dels kan denitrifierande bakterier konkurrera med PAO om kolkälla och dels kan en hög 

nitrathalt bidra till ett anoxiskt fosforupptag istället för ett anaerobt fosforsläpp. Det finns 

nämligen vissa typer av PAO som kan nyttja syret i nitratmolekylen istället för löst syre som 

elektronacceptor vid respiration (Tykesson, 2005, Seviour et al., 2003). Löst syre påverkar 

processen på ett liknande sätt. PAO får i detta fall konkurrens av vanliga heterotrofa 

mikroorganismer som kan bryta ner och tillgodogöra sig organiskt material i närvaro av syre. 

Det lättillgängliga kolet förbrukas då snabbt av andra mikroorganismer och PAO missgynnas. 

2.3.4. Aerob överluftning 

När biosteget tillförs ett syreinnehållande vatten med en lägre koncentration av 

syreförbrukande material, kan en överluftning ske i den aeroba zonen. Bioslammet blir lättare 

att syresätta som en följd av att en mindre mängd organiskt material finns närvarande, som 

6

normalt förbrukar syre vid nedbrytning. Optimala syrehalter för systemet kan då lätt 

överskridas. 

En överluftning kan också ske som följd av en icke optimal styrning av syrehalterna vid höga 

flöden. Är styrningen inte behovsanpassad är risken stor att systemet luftas mer än vad som 

krävs. Försök i laboratorieskala med satsreaktor har visat att nettoupptaget av fosfor försämras 

då den aeroba perioden förlängs om tillsatsen av VFA (acetat) samtidigt är låg (Stephens et 

al., 1998). Ett överskott av syre vid låg tillförsel av VFA har visat sig leda till en gradvis 

nedbrytning av lagrad PHA i cellen (Brdjanovic et al., 1998c) eftersom kolkällan då används 

för att skapa energi till livsuppehållande processer. Bristen på endogent PHA kan då leda till 

att PAO börjar konsumera glykogen. Brist på glykogen i cellen leder till att förmågan att ta 

upp VFA i den anaeroba zonen försämras vilket i sin tur innebär att 

fosforavskiljningskapaciteten hämmas ytterligare. Fosforavskiljningskapaciteten är således 

inte enbart beroende av koncentrationen aktiv biomassa, utan också av koncentrationen 

endogena lagringsprodukter. Blir förhållandet långvarigt leder energibristen i cellen till att 

den dör och andelen PAO i bioslammet sjunker. Både nedbrytningen av aktiv biomassa, och 

nedbrytningen av endogena lagringsprodukter, leder till en obalans mellan fosforsläpp och 

fosforupptag som slutligen resulterar i ökade utsläppsmängder av fosfor till recipienten. 

Nedbrytningshastigheten av bioslam vid endogen energibrist har visat sig vara betydligt 

snabbare i ett aerobt system än under anaeroba eller anoxiska förhållanden (Siegrist et al., 

1999) vilket gör kontroll och optimering av luftningssystemet extra viktig. Försök har också 

gjorts där biotillgängligt kol (propionat) tillsatts ett system med bio-P-avskiljning under 

konstanta aeroba förhållanden (Vargas et al., 2009) med resultatet att fosforupptaget då kunde 

bibehållas. 

2.3.5. Fällningskemikalier 

Om utsläppsvärdet av fosfor stiger över gällande riktvärde blir ofta kemisk fällning nödvändig 

för att klara av perioder med en hämmad eller icke fungerande biologisk fosforavskiljning. På 

många reningsverk sker även kemisk fosforavskiljning som ett komplement till bio-P. I de fall 

processen är utformad så att bildat kemslam återförs till biosteget utgör detta ett 

störningsmoment för bio-P-processen. Metalljonerna (Al 3+ eller Fe 3+ ) är sannolikt effektivare 

på att binda upp fosfor jämfört med PAO och i den anaeroba zonen binds då den lösta fosforn 

upp kemiskt och blir därmed icke biotillgänglig. En endogen brist på poly-P kan således bli 

följden vilket på sikt missgynnar PAO och den biologiska fosforavskiljningen. Försök i 

satsreaktor i laboratorieskala har visat att en bristande mängd fosfor i systemet gynnar GAO 

framför PAO (Liu et al., 1997). Liknande försök har även gjorts där järnklorid tillsatts i en 

satsreaktor med bio-P (Tykesson et al., 2003). Konsekvensen av detta blev att det anaeroba 

upptaget av VFA hos PAO minskade avsevärt till förmån för GAO. 

2.3.6. Problematik efter höga flöden 

PAO är beroende av en viss tillförsel av VFA men är samtidigt också mycket känsliga för 

fluktuationer i tillförd mängd VFA (Carlsson et al., 1996, Carucci et al., 1999, Krühne et al., 

2003). När flödet återgår till normal nivå ökar åter mängden VFA in till biosteget. Den 

anaeroba delen av processen svarar då snabbt genom att PAO åter tar upp VFA samtidigt som 

fosfat släpps. De aeroba upptaget blir dock fördröjt på grund av att PAO främst använder 

energin till att återuppbygga endogena förråd av PHA, istället för till upptag av fosfor, som 

inte är direkt nödvändigt för cellens överlevnad (Brdjanovic et al., 1998c, Temmink et al., 

7

1996). De största problemen med förhöjda utsläppsvärden kan därför ibland uppstå först då 

förhållandena återgått till de normala. 

3. BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING PÅ DUVBACKENS RENINGSVERK 

Duvbackens reningsverk är dimensionerat för 100 000 pe och ett flöde (Qdim) på 1900 m 3 /h. 

Reningsverket belastades under 2008 av 88 045 pe, inkluderat en industribelastning 

motsvarande ca 6000 pe. Processuppställningen för reningsverket visas i tabell 1. 

Tabell 1. Processuppställning vid Duvbackens reningsverk. Vid beräkning av uppehållstiderna i biosteget har ett 

returslamflöde på 60 % antagits. 

Anläggningsdel Antal 

(n) 

Fingaller (spaltvidd 3 mm) 2 

Aktiv 

yta 

(m 2 ) 

8 

Ytbelastning 

vid Qdim 

(m/h) 

Aktiv 

volym (m 3 ) 

Sandfång 2 100 19 740 0,39 

Försedimentering/hydrolys 6 1760 1,1 4300 2,3 

Anaerob zon 3 900 4425 1,5 

Aerob zon 1 3 900 4425 1,5 

Utjämningsbassänger 6 3850 7940 

Aerob zon 2 2 650 2460 0,8 

Aerob zon 3 5+9 600 2400 

Slutsedimentering 10 3300 0,6 13200 6,9 

Primärslamsförtjockare 1 170 700 

Bioslamsförtjockare 1 170 700 

Rötkammare 2 600 3600 2-3 v 

Slamlager (före centrifug) 1 315 1260 

Torrslamssilo 2 200 

Uppehållstid 

vid Qdim 

(h) 

Reningsverket måste följa av regering och länsstyrelse uppställda utsläppskrav. Från och med 

2006-10-05 gäller riktvärden, som kvartalsvisa medelvärden, enligt följande: 

BOD7 < 8 mg/l 

Ptot < 0,4 mg/l 

De totala mängderna BOD7 och fosfor får, som gränsvärde och på årsbasis, inte överstiga 120 

respektive 7 ton. 2012 kommer dessa krav att skärpas ytterligare. Ett nytt riktvärde blir då 0,3 

mg Ptot/l och årsmängden får då inte överskrida 5,25 ton (Länsstyrelsen Gävleborg, 2006). För 

närvarande finns inget krav på kväveavskiljning men mätningar har visat att ca 35 % av 

kvävet reduceras i reningsverkets befintliga process.

Reningsverket byggdes om under 2003, och i juni 2004 togs en process med biologisk 

fosforreduktion i drift. Syftet var att minimera användandet av fällningskemikalier samtidigt 

som tidsandan efterfrågade mer miljövänliga och kretsloppsinriktade reningsmetoder. 

Ombyggnationen innebar att den kemiska fällningen av fosfor före biosteget togs bort. 

Efterfällningen, före slutsedimenteringssteget, behölls som ett polersteg i de fall den nya 

processen inte skulle klara uppställda krav. Målet var dock att uppnå dessa utsläppskrav utan 

att använda fällningskemikalie. I figur 3 åskådliggörs utgående fosformängder samt använd 

mängd fällningskemikalier från år 2003 till år 2006. Sedan den biologiska fosforavskiljningen 

togs i drift har användandet av fällningskemikalier minskat från ca 800 ton/år till ca 200 ton/år 

2006. Det skärpta kravet på 5,25 ton år 2012 uppnås dock inte med 2006 års 

fällningskemikaliemängd. 

Fosfor ut (ton) 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

2003 2004 2005 2006 

År 

Fosfor UT (ton) Fällningskemikalie (ton) 

Figur 3. Utgående mängd fosfor och använd mängd fällningskemikalie 2003 till 2006. 2004 infördes bio-P. 

Det rötade slammet har av ännu icke utredd anledning blivit svårare att avvattna och en ökad 

tillsats av polymer från ca 10 ton/år till ca 17 ton/år har därför blivit nödvändig. 

Elanvändningen har också ökat från ca 3000 MWh/år till ca 4000 MWh/år vilket till största 

delen beror på utökningen av aeroba zoner och pumpar för recirkulation av slam i 

hydrolyssteget. Den aeroba delen av biosteget står för ca 44 % av reningsverkets 

elförbrukning. 

Sedan processen med bio-P togs i drift har massbalansen av fosfor i reningsverket förändrats. 

En dygnsprofil över fosforflödet i verket vid drift med bio-P åskådliggörs i figur 4. Den 

fosformängd som återförs till processen via rejektvatten från slambehandlingen har 

fyrdubblats på grund av att bioslammet inte längre innehåller några fällningskemikalier som 

binder upp fosforn. Analyser har visat att huvuddelen fosfor släpper från cellmassan redan i 

förtjockaren och följer med till rötkammaren i löst form. Dekantatet från bioslamsförtjockaren 

innehåller därför en låg halt fosfor förutom då förtjockaren är full med slam. Den fosfor som 

återförs till processen från bioslammet härrör således mestadels från centrifugrejeket. Ca 70 

stickprov tagna vid flöden understigande 2000 m 3 /h visar att kvoten mellan VFA och löst 

fosfor sänks från 15,4 till 8,4 in till biosteget då rejektet tillförs. Centrifugen är i drift ca 4,7 

dygn under en normalvecka och står för ca en tredjedel av den totala belastningen av fosfor 

till biosteget. Mikroorganismerna i bio-P-processen kräver en viss mängd biotillgänglig fosfor 

i systemet för att få konkurrensfördelar i förhållande till andra mikroorganismer. Försök 

gjorda i satsreaktor i laboratorieskala har visat att PAO missgynnades och GAO tog över som 

9 

1000 

800 

600 

400 

200 

0 

Fällningskemikalie (ton)

dominerande bakteriekultur i de fall halten biotillgänglig fosfor minskades allt för mycket 

(Liu et al., 1997). Troligtvis är därför tillförseln av fosfor via centrifugrejektet direkt 

nödvändigt för att gynna PAO och få en god bio-P-avskiljning. 

134 kg 14 kg 

HYDROLYS ANAEROBT AEROBT 

SLUTSED 

Centrifugrejekt 58 kg 

Förtjockardekantat 30 kg 

Figur 4. Dygnsprofil över fosforflöden. Data är baserade på analyser från 2008. 

Analyser i laboratorieskala har visat att bioslammet börjar släppa fosfor under anaeroba 

betingelser redan efter ca 15 minuter. För att undvika släpp av fosfat till vattenfasen är det 

därför viktigt att bioslammet inte blir liggande för länge i slutsedimenteringssteget. Under 

lågbelastade perioder har två bassänger i slutsedimenteringssteget ställts av för att motverka 

alltför långa uppehållstider av slammet. 

3.1. HYDROLYSSTEGET 

Efter grovavskiljning, bestående av rensgaller och sandfång, passerar vattnet sex parallella 

försedimenteringsbassänger där en hydrolys av primärslam i huvudströmmen sker. 

Processuppställningen för hydrolysprocessen presenteras i figur 5. Principen går ut på att låta 

sedimenterat primärslam recirkulera till inloppet av bassängerna för att på så sätt ”tvätta ur” 

VFA ur slammet då det passerar bassängvolymen och åter sedimenterar. 

~50 m 3 /h 

Returslam 

Primärslam 9 kg 

Figur 5. Principskiss över uppställningen för hydrolys av primärslam. 

Syftet med hydrolysprocessen är att generera en tillräcklig mängd VFA för att försörja den 

anaeroba processen i biosteget. Hydrolysen av primärslam på reningsverket står för mellan en 

och två tredjedelar av den VFA som tillförs biosteget. Driften fungerar väl och har efter 

införandet lett till att kvoten mellan VFA och löst fosfor ökat från 8,4 till 11,7. Detta ligger 

således numera över den minimikvot på 10 som anges i litteraturen. Totalt sett tillförs 

biosteget ca 75 kg VFA/h varav en till två tredjedelar härrör från hydrolyssteget. 

10 

Utgående slam 

SLAMBEHANDLING 

Överskottslam 

202 kg 

120 kg 

Utgående 

vatten

Det finns en rad olika parametrar att beakta vid hydrolys av primärslam. Uppehållstiden är en 

av de viktigaste och den bör vara mellan 3-5 dygn. Blir slamåldern alltför låg produceras 

bristfällig mängd VFA och blir den alltför hög, går VFA förlorad till metangasbildning. 

Produktionen av VFA kan också påverkas av exempelvis pH, spillvattnets sammansättning, 

temperatur, reaktorkonfiguration, förekomst av vissa metaller samt redoxpotential. 

Hydrolysprocessen kan leda till negativa effekter för verksamheten, såsom luktproblem och 

en minskad biogasproduktion (Janssen et al., 2002) vilket inte berörs mer i denna rapport. 

För att inte pumpa slam med alltför låg andel torrsubstans (TS) till förtjockaren måste 

recirkulationen med vissa mellanrum stängas av och slammet tillåtas att sedimentera. Detta 

görs enligt ett schema i det överordnade styrsystemet. Schemat finns åskådliggjort i bilaga 1. 

För närvarande stängs recirkulationen av i två bassänger åt gången under ett dygn. 

Urpumpningen till förtjockaren sker under en viss tid som beror av TS-halten i det slam som 

pumpas enligt figur 6. Pumparna som recirkulerar slammet i bassängerna kan också stängas 

av i det fall inkommande flöde blir för högt och det finns risk för slamflykt till biosteget. 

Figur 6. Min- och maxtid på pumpning av primärslam till förtjockning kan väljas. Dessutom kan pumpningen 

stängas av vid en valbar TS. Pumparna för recirkulation av primärslam i bassängerna kan stoppas och därefter 

startas vid olika inkommande flöden. Bilden är hämtad från övervakningssystemet UniView. 

Av ekonomiska och miljömässiga skäl är en tillsats av extern kolkälla för att förse processen 

med VFA orealistisk. Detta är både kostsamt då stora mängder krävs och leder till 

användandet av ytterligare kemikalier i processen. Hydrolys av primärslam har visat sig 

kunna ge ett likvärdigt förhållande mellan fosforsläpp och substratupptag i jämförelse med 

tillsats av syntetiska medier (Chanona et al., 2006). Utförs hydrolysen i en sidoström, skulle 

fördelen vara att den inte påverkas av ökade flöden. Anledningen till att en 

huvudströmshydrolys av primärslam valdes på Duvbackens reningsverk var att det var den 

mest kostnadseffektiva lösningen eftersom befintliga bassängvolymer kunde nyttjas. En 

hydrolys av bioslam har, jämfört med primärslam, fördelen att ge mindre luktproblem, lägre 

pH-sänkning samt en ökad stabilitet genom att den genererar en ökad volym bioslam i 

systemet. En hydrolys av bioslam i en sidoström skulle kräva en ombyggnation samt en 

bassängvolym motsvarande 5-10 % av returslamflödet med en uppehållstid på omkring 20 

timmar. 

11

3.2. BIOSTEGET 

På Duvbackens reningsverk består driften med bio-P av en enkel konfiguration kallad A/Oprocessen 

(Anaerobic/Oxic) som visas i figur 7. Efter grovavskiljning och försedimentering 

med primärslamshydrolys följer en anaerob zon, en aerob zon, sedimentering och 

returslampumpning. 

Förbehandlat 

spillvatten 

Figur 7. A/O-processkonfiguration för biologisk fosforavskiljning. 

Ett flödesdiagram över biosteget på Duvbackens reningsverk åskådliggörs i figur 8. 

Maxflödet in till biosteget är reglerbart och var 2007 satt till 3000 m 3 /h. Överskjutande 

vattenmängd leds från slutet av hydrolyssteget direkt till sex utjämningsbassänger. Detta 

vatten kan pumpas tillbaka till processen, med ett maximalt flöde av 100 m 3 per timme. Vid 

långvarigt höga flöden räcker volymerna på sammanlagt 7940 m 3 inte till utan vatten måste 

efter kemfällning bräddas till recipienten. 

Förbehandlat 

spillvatten 

Extraluftare 

AN A1 A2 

Returslam 

Flödesbegränsning 

ANAEROBT AEROBT 

Returslam Överskottslam 

Figur 8. Flödesdiagram över biosteget 2007. Heldragna linjer visar vattenflödet, streckade linjer slamflödet. 

AN= anaerob zon, A1= aerob zon 1, A2= aerob zon 2, A3= aerob zon 3, S-sed= slutsedimentering. 

3.2.1. Anaerob zon 

Den anaeroba zonen, som tar emot förbehandlat spillvatten och returslam, består av tre 

parallella linjer som var och en är uppdelad i två separata bassängvolymer i serie. Totalt 

består alltså zonen av sex separata volymer som alla är utrustade med omrörare för att 

homogenisera och förhindra sedimentation av bioslammet. 

12 

A3 

Slam- 

kammare 

S-sed 

Överskottsslam till 

slambehandling 

Utgående 

vatten

3.2.2. Aeroba zoner 

Reaktorkonfigurationen i aerob zon 1 är utformad på samma sätt som den anaeroba zonen och 

består även den av tre linjer med sex separata volymer. Syresättningen sker kontinuerligt via 

tre frekvensstyrda blåsmaskiner, varav två är på 132 kW och en på 75 kW, distribuerat på 

totalt 726 diskar med luftningsmembran i botten av bassängerna. I den sista fjärdedelen av 

den anaeroba volymen finns dessutom totalt 165 extra diskar för luftning. Dessa används vid 

låga flöden, då den anaeroba uppehållstiden annars riskerar att bli för lång. De används också 

då syrehalten och luftflödet i aerob zon 1 understiger förvalda värden på grund av hög 

belastning av syreförbrukande material. Kriterierna måste uppfyllas under en viss valbar tid 

för att extraluftarna ska starta och detsamma gäller då de ska stängas av. Styrningen illustreras 

i figur 9. 

Figur 9. Styrning av utökad luftning i slutet av den anaeroba zonen. De olika parametrar som styr på- och avslag 

av luftningen är syrehalt och luftflöde i aerob zon 1 samt inkommande flöde till reningsverket. SV434-436 

motsvarar luftventilerna till respektive linje. Bilden är hämtad från övervakningssystemet UniView. 

Luftningen styrs med PI-reglering via kaskadreglering vilket illustreras i figur 10. Trycket 

hålls konstant medan luftflödet regleras med hjälp av öppningsgraden på luftflödesventilerna 

till respektive linje. Insignalen är syrehalten som mäts via syrehaltsgivare i respektive linje. 

Utsignalen är ventilläget och minsta möjliga öppningsgrad på ventilerna är 25 %. Trycket i 

ledningarna hålls konstant vid 540 mbar. Säkerhetsventiler löser ut i de fall trycket överstiger 

600 mbar. En av blåsmaskinerna går kontinuerligt medan en av de två andra blåsmaskinerna 

tas i bruk i de fall syrenivån inte kan upprätthållas i bassängerna. Börvärdet är manuellt satt 

till 2 mg/l i vardera linje. 

Luftflödesgivare 

BV 

Syrehaltsregulator 

BV 

Luftflödesregulator 

Syrehaltsgivare 

Figur 10. Reglering via kaskadreglering av syrehalterna i aerob zon 1. BV=börvärde. 

13 

O2 

Reglerventil

Aerob zon 2 består av två rektangulära parallella bassänger som luftas med hjälp av fyra 

luftare per bassäng. Luftarna består av en ejektorpump och en omrörarpump på 7,5 kW 

vardera. Ejektorpumpen pumpar syresatt slam till botten av bassängerna och omröraren 

säkerställer luftinblandning och motverkar sedimentation av slammet. Syrehaltsmätare är 

placerade mellan ejektorpump 2 och 3 samt mellan ejektorpump 3 och 4 i vardera linje. 

Luftningen styrs med on/off-reglering där syrehalten regleras mellan ett högre och ett lägre 

börvärde på 1,5 respektive 0,5 mg/l. Förloppet illustreras i figur 11. Överskrider utsignalen 

det högre börvärdet stängs luftarna av under fortsatt omrörning, underskrids det lägre 

börvärdet sätts luftarna på igen. Utsignalen mäts som medelvärdet av två syrehaltsgivare i 

respektive linje. 

Syrehalt (mg/l) 

2.0 

1.6 

1.2 

0.8 

0.4 

0.0 

2009-01-22 Kl 03:00-09:00 

Syrehaltsgivare 1 Syrehaltsgivare 2 

Figur 11. Syrehalten i aerob zon 2 under 6 timmar. 

Efter aerob zon 2 förenas flödet och leds vidare till aerob zon 3 där det fördelas mellan 15 

separata luftningsbara bassänger. Luftningen sker via en blåsmaskin och distribueras på totalt 

240 diskar med luftningsmembran i botten på bassängerna. Här sker luftningen med vissa 

tidsintervall för att motverka sedimentering av bioslammet. Luftningen i aerob zon 3 styrs 

alltså inte med avseende på syrebehov för processen utan med tanke på omrörning. Syftet är 

att förhindra slammet från att sedimentera och bli anaerobt. Aerob zon 3 fungerar också som 

inblandnings- och flockuleringskammare då kemisk efterfällning tillämpas. Här kan 

fällningskemikalien järnkloridsulfat tillsättas i de fall den utgående fosforhalten överskrider 

ett i styrsystemet förvalt gränsvärde. 

Från biosteget leds slammet vidare till slutsedimenteringssteget som består av tio separata, 

parallella bassänger. Bioslammet och det eventuella kemslammet tas ut i botten av bassängen 

och leds till en slamkammare. Härifrån pumpas dels slam i retur till den anaeroba zonen, och 

dels pumpas överskottslam till förtjockare för vidare slambehandling. 

14

4. METODER 

De resultat som redovisas är baserade på drifterfarenheter av bio-P på Duvbackens 

reningsverk mellan 2006 och 2009. Analyser, mätningar och försök har utförts i såväl 

laboratorieskala som i full skala. Stickprov och dygnsprov har tagits fortlöpande och 

analyserats på driftlaboratoriet. Data från det överordnade styrsystemet har också använts. De 

analysmetoder som används i studien redovisas i bilaga 2. 

Den arbetsgång som följts under detta examensarbete finns presenterat i bilaga 3. En 

kartläggning genomfördes först med syftet att identifiera kritiska nyckelfaktorer som kunde ha 

en bidragande orsak till att bio-P-processen fallerade i samband med höga flöden. Kritiska 

faktorer är definierade som parametrar som har en direkt negativ inverkan på bio-P-processen 

och som kan justeras med en processmässig åtgärd. Den hypotes som användes vid 

identifieringen av kritiska nyckelfaktorer vid höga flöden på Duvbackens reningsverk 

illustreras i det schematiska flödesschema som togs fram vid den teoretiska studien, se figur 2. 

Då de kritiska faktorerna identifierats togs möjliga åtgärder fram och implementerades i full 

skala. Där möjlighet fanns genomfördes också en utvärdering av de vidtagna åtgärderna. 

5. RESULTAT OCH DISKUSSION 

Presentationen av resultaten är uppdelade efter den arbetsgång som presenterats i rapportens 

syfte. Först redovisas de kritiska faktorer som har identifierats och därefter ges en mer 

ingående beskrivning av hur hydrolysprocessen och bio-P-processen påverkas vid långvarigt 

höga flöden. Därefter beskrivs de åtgärder som tagits fram och slutligen presenteras 

genomförandet och utvärderingen av dessa åtgärder. 

I tabell 2 visas en sammanställning över benämningar som används för olika flöden till 

reningsverket. Detta för att tydliggöra vad som avses vid presentationen av resultaten. 

Gränsen för vad som anses som höga flöden grundar sig på de analyser som är gjorda under 

tiden för studien. Höga flöden under långvariga perioder avser en period om veckor och inte 

dagar. 

Tabell 2. Benämningar för olika flödesmängder till reningsverket. 

Benämning Flöde (m 3 /h) 

Medelflöde (Qmedel) 1500 

Normalflöde (Qnormal) 1000-2500 

Högt flöde (Qhög) >2500 

Lågt flöde (Qlåg)

5.1. IDENTIFIERING AV KRITISKA FAKTORER 

Fyra kritiska faktorer med trolig negativ inverkan på den biologiska fosforavskiljningen vid 

höga flöden identifierades: 

Brist på VFA i den anaeroba zonen. 

Syre och/eller nitrat i den anaeroba zonen. 

Syrehaltstoppar och icke optimala börvärden i de aeroba zonerna. 

Förekomst av fällningskemikalie i biosteget. 

Till detta adderas dessutom de problem med förhöjda utsläppsvärden av fosfor som uppstår då 

flödet återgår till normalnivå. Två faktorer identifierades som troliga orsaker till förhöjda 

utsläppsvärden då den fosforavskiljande kapaciteten på bioslammet är försämrat samtidigt 

som flödena stabiliserats på normalnivå: 

Hastig höjning av tillförd VFA. 

Hastigt förlängd anaerob uppehållstid. 

Den mest kritiska faktorn vid höga flöden är troligtvis den näringsbrist som uppstår i 

systemet. På lång sikt leder en sådan brist på biotillgängligt kol till att PAO missgynnas och 

slammets fosforavskiljande kapacitet minskar. Bristen på VFA påverkar också den biologiska 

fosforavskiljningen direkt genom att fosforsläppet omedelbart minskar i relation till tillförseln 

av VFA. 

Efter en period med höga flöden uppstår ofta problem med förhöjda utsläppsvärden då flödet 

återgått till normalnivå. Bioslammet är då utarmat och de endogena processerna är hämmade 

samtidigt som andelen PAO i slammet har minskat. Orsaken till att fosforhalten då stiger är 

att den anaeroba processen svarar snabbare än den aeroba, vilket påverkar nettoupptaget av 

fosfor negativt. De faktorer som har betydelse i sammanhanget är den snabba ökningen av 

tillförd mängd kolkälla, samtidigt som den anaeroba uppehållstiden snabbt förlängs på grund 

av minskade flöden. 

5.1.1. Påverkan på hydrolyssteget vid höga flöden 

Hydrolysen av primärslam på reningsverket står för mellan en och två tredjedelar av den VFA 

som tillförs biosteget. Produktionen av VFA är dock relativt ojämn, vilket leder till att kvoten 

mellan VFA och fosfor stundtals underskrider värdet 10. Den största anledningen till en 

ojämn produktion torde vara en varierande substratmängd. En kontinuerlig lodning av 

slamdjupet i bassängerna har visat att slammängderna skiljer sig mellan de olika linjerna, 

också men att det finns en daglig variation i en och samma linje. Detta kan bero på att 

tillförseln av organiskt material skiljer sig över tid, men också mellan de olika linjerna, som 

följd av skiftande hydraulisk belastning. 

Problem som uppstår vid driften av primärslamshydrolysen på reningsverket vid höga flöden 

är: 

Hydrolyssteget tillförs en mindre mängd substrat. 

16

Uppehållstiden förkortas och risk för slamflykt till biosteget föreligger. 

Hydrolysprocessen har dels visat sig producera betydligt mindre mängd VFA under 

långvariga perioder av höga flöden, och dels har andra problem i form av slamflykt och 

påföljande kritiskt låga syrenivåer i de aeroba zonerna uppstått. Lösningen till det senare 

problemet har varit att stänga av recirkulationen vid höga flöden för att på så sätt bibehålla 

den hydrolyserande slamkulturen och undvika tillförsel av förhöjda halter syreförbrukande 

material till biosteget. Vid långvarigt höga flöden leder dock detta till att den anaeroba zonen 

förses med en alltför liten mängd VFA. 

Vid höga flöden sjönk kvoten mellan VFA och löst fosfor på (40 stickprov) till 7,6 även då 

recirkulationen var i drift. En anledning kan vara att en mindre mängd VFA bildas i 

ledningsnätet då uppehållstiden blir kortare och det biokemiska systemet ändras från anaerobt 

till delvis aerobt. Ledningsnätet sköljs vid höga flöden även rent från biologiskt material som 

annars bidrar med substrat till hydrolyssteget. 

5.1.2. Påverkan på biosteget vid höga flöden 

Tre olika scenarier som har uppstått vid driften av bio-P på reningsverket i samband med 

skiftande flöden illustreras i figur 12. 

Normalt flöde och god fosforavskiljande kapacitet 

Högt fosforsläpp och upptag ger högt nettoupptag 

av fosfor och låga utgående halter. 

Högt flöde och låg fosforavskiljande kapacitet 

Höga flöden ger hämmande processbetingelser 

och därmed ett lågt fosforsläpp och upptag. 

Nettoupptaget är lågt eller nära noll och utgående 

fosforhalt låg på grund av utspädning. Blir 

perioden långvarig hämmas den fosforavskiljande 

kapaciteten i bioslammet. 

Normalt flöde och låg fosforavskiljande kapacitet 

Efter en långvarig period med höga flöden 

hämmas bio-P-processen. När flödet minskar, 

uppehållstiderna ökar och tillförseln av kolkälla 

återgår till normalnivå svarar de anaeroba 

processerna snabbare än de aeroba. Detta får till 

följd att nettoupptaget blir lågt eller negativt och 

utgående fosforhalter höga. 

Figur 12. Tre olika scenarier som kan uppstå vid drift med bio-P vid skiftande flöden. Figurerna illustrerar 

koncentrationen av fosfatfosfor i den anaeroba och den aeroba zonen. 

17 

PO4-P (mg/l) 

PO4-P (mg/l) 

PO4-P (mg/l) 

Anaerobt 

Anaerobt 

Anaerobt 

Aerobt 

Aerobt 

Aerobt

Flödesbegränsningen om 3000 m 3 /h till biosteget har vid långvarigt höga flöden visat sig vara 

alltför högt satt, eftersom den biologiska fosforavskiljningen då hämmats eller slagits ut. 

Orsaken till detta är troligtvis en kombination av flera faktorer, där uppehållstider i biosteget, 

påverkan av syre i den anaeroba zonen, förhöjda syrehalter i de aeroba zonerna och brist på 

VFA är de mest kritiska. 

Vid flöden under 2500 m 3 /h och en fungerande bio-P, är reduktionen av fosfor över biosteget 

98 %, medan den är betydligt lägre, 81 %, vid flöden över 2500 m 3 /h. Även om halterna av 

löst fosfor i slutet av biosteget ofta är väldigt låga vid höga flöden, är det totala nettoupptaget 

sämre än vid normalflöden (ca 1500 m 3 /h). De största problemen med förhöjda 

utsläppsvärden uppkommer ofta först då flödena har gått ner till normalnivå igen. 

Anaerob zon 

Vid höga flöden tillförs den anaeroba zonen ett utspätt vatten och en mindre mängd 

biotillgängligt kol. Samtidigt får turbulens och inblandning av regnvatten till följd att syre och 

nitrat kan hämma de anaeroba processerna. Den anaeroba uppehållstiden förkortas också och 

det har visat sig att fosforsläppet blir i stort sett obefintligt vid långvarigt höga flöden. 

Då fällningskemikalier doseras, och återförs till den anaeroba zonen via returslammet, tar det 

längre tid innan processen återhämtar sig eftersom biotillgänglig fosfor binds upp kemiskt. I 

december 2007 ökade det inkommande flödet på grund av kraftig nederbörd och för årstiden 

ovanligt hög temperatur. Bio-P-processen slogs ut och kvartalsmedelvärdet på utgående fosfor 

överskreds och hamnade på 0,51 mg/l. Under första kvartalet 2007 fick därför 55 ton 

fällningskemikalie doseras då den biologiska fosforavskiljningen fungerade fortsatt bristfälligt 

och var extremt känslig för störningar. Detta kan jämföras med en dosering på totalt 70 ton 

under år 2008. 

Det tog omkring tre månader efter det att flödet hade återgått till en normal nivå innan en 

stabil process och en tillfredställande fosforavskiljning med bio-P kunde återfås. I tabell 3 

åskådliggörs resultat från fosforsläpps- och upptagsförsök utförda efter en period med höga 

flöden, dels i december 2007 då fällningskemikalier fick doseras och dels senare under 2008 

då processen hade återhämtat sig. Det maximala fosforsläppet halverades efter perioden med 

höga flöden i december 2007 då fällningskemikalier fanns i systemet. Vid dessa tillfällen var 

också den anaeroba fosforhalten i biosteget extremt låg. 

Tabell 3. Fosforsläpps- och upptagsförsök med och utan inverkan från kemslam. Data är baserat på fyra 

stickprov vardera tagna med och utan inverkan av fällningskemikalier . 

Inverkan av 

fällningskemikalie 

(Ja/Nej) 

Maximalt Psläpp 

(mg/g VSS) 

Maximal Psläppshastighet 

(mg/g VSS·h) 

Ja 11.3 10,1 8.6 

Nej 19.7 12.8 11.0 

18 

Maximal Pupptagshastighet 

(mg/g VSS·h) 

Vid höga flöden på omkring 3000 m 3 /h sänks den anaeroba uppehållstiden från ca två timmar, 

vid normalflöde, till ca en och en halv timme, se figur 13. Detta kan få till följd att 

fosforsläppet minskar vid höga flöden vilket i sin tur kan verka hämmande på bio-Pprocessen.

Uppehållstid (timmar) 

3 

2.5 

2 

1.5 

1 

0.5 

0 

1000 

Figur 13. Anaerob uppehållstid vid olika flöden. Returslamflödet är beräknat som 60 % av inkommande flöde 

med ett maxflöde på 1500 m 3 /h. Extraluftarna tas i drift vid ett inkommande flöde understigande 1200 m 3 /h 

vilket förkortar den anaeroba uppehållstiden med 25 %. 

För att utreda hur stor inverkan den anaeroba uppehållstiden har på fosforsläppet och därmed 

fosforavskiljningen har analyser gjorts med syftet att se var och när anaerobt upptag av 

organiskt kol och släpp av fosfor sker. I figur 14 åskådliggörs var i den anaeroba zonen 

avskiljningen av COD och TOC äger rum vid normalflöden. Dessa data är baserade på 15 

stickprov tagna under 2009. Medelflödet under perioden var 2000 m 3 /h. 

Av totalt avskiljd COD avskiljs 53 % direkt i början av zonen medan motsvarande siffra för 

TOC är 85 %. Detta kan bero på att TOC är mer biotillgänglig medan resterande COD kräver 

ytterligare nedbrytning för att kunna tas upp av mikroorganismerna. I det sista blocket återstår 

endast 8 % av all COD och 2 % av all TOC att tas upp. De sista bassängblocken och därmed 

halva den anaeroba uppehållstiden vid normalflöden kan därför antas ha en underordnad 

betydelse för upptaget av kolkälla. 91 % av all COD och 98 % av all TOC togs upp inom 1,4 

timmar. 

39% 

1200 

COD 

8% 

1400 

1600 

1800 

Figur 14. Avskiljd COD och TOC som procent av total avskiljd mängd över den anaeroba zonen. 

19 

2000 

Inkommande flöde (m 3 /h) 

Extaluftare av Extraluftare på 

53% 

Början 

Mitten 

Slutet 

2200 

2400 

TOC 

2% 

13% 

2600 

85% 

2800 

3000

Fosforsläppet över den anaeroba zonen har jämförts under tillfällen med höga respektive låga 

flöden, det vill säga över respektive under 2500 m 3 /h. De olika scenariorna åskådliggörs i 

figur 15. Dessa data är baserade på omkring 70 stickprov tagna under 2008 och 2009. 

Medelflödet vid låga flöden var 1678 m 3 /h och medelflödet vid höga flöden var 3181 m 3 /h. 

Vid såväl höga som låga flöden släpps 100 % av fosfor i det första av de två anaeroba 

blocken. Detta motsvarar vid höga flöden en uppehållstid på ca 50 minuter och vid låga 

flöden en uppehållstid på ca 1,5 timmar. 

Vid låga flöden sker 74 % av fosforsläppet omedelbart i början medan resterande 26 % har 

släpps då vattnet passerat halva den anaeroba volymen. Vid höga flöden är förhållandet i stort 

sett det omvända. 25 % av fosforn släpps i början medan resterande 75 % av det totala 

fosforsläppet har ägt rum efter halva bassängvolymen. En trolig orsak till det fördröjda 

fosforsläppet vid höga flöden är att biosteget då tillförs en mindre mängd VFA och att 

hydrolysen i den anaeroba zonen blir viktigare. 

Det anaeroba fosforsläppet beräknat som kilo släppt fosfor per timme är totalt 12,6 kg/h över 

hela den anaeroba zonen vid flöden under 2500 m 3 /h, och endast 2,6 kg/h vid flöden över 

2500 m 3 /h. Detta beror troligtvis på att det vid höga flöden råder brist på kolkälla i den 

anaeroba zonen och att fosforsläppet därför minskar eller uteblir. Den anaeroba 

uppehållstiden tycks ha mindre betydelse i sammanhanget eftersom ingen ytterligare fosfor 

släpps i den sista volymen, vare sig vid höga eller låga flöden. 

Flöde < 2500 m 3 /h 

26% 

0% 

74% 

Början 

Mitten 

Slutet 

Figur 15. Anaerobt fosforsläpp som procent av totalt fosforsläpp vid flöden under och över 2500 m 3 /h. 

För att utreda hur stor inverkan tillförseln av VFA har för det anaeroba fosforsläppet har det 

anaeroba fosforsläppet vid olika flöden och tillförsel av VFA studerats. Kvoten mellan VFA 

och fosfat samt anaerob fosforhalt vid olika flöden redovisas i figur 16. Dessa data är 

baserade på omkring 500 stickprov tagna från 2006 till 2008. Vid höga flöden, över 2500 

m 3 /h, visar data att kvoten mellan VFA och löst fosfor sjunker till under det i litteraturen 

angivna minimivärdet på 10. Samtidigt sjunker fosforhalten drastiskt i den anaeroba zonen. 

20 

Flöde > 2500 m 3 /h 

75% 

0% 

25%

Figur 16. Kvot mellan VFA och fosfat samt anaerob fosforhalt vid olika flöden. 

I figur 17 kan en korrelation ses mellan fosforsläpp, tillförd mängd VFA och flöde. Av grafen 

framgår att biosteget inte bara tillförs ett utspätt vatten utan också en betydligt mindre mängd 

VFA räknat i kg/h vid höga flöden. Det anaeroba fosforsläppet är också lågt under dessa 

förhållanden. 

VFA-tillförsel (kg/h) 

VFA/P 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

14.8 

12.2 

7.6 

2500 

Flöde (m 3 /h) 

Figur 17. Tillförsel av VFA och fosforsläpp i den anaeroba zonen vid olika flöden. 

Figur 18 visar på en korrelation mellan tillförd mängd VFA (kg/h) till biosteget och anaerobt 

fosforsläpp, beräknat som mg/g VSS∙h. Sambandet mellan upptag av VFA och släpp av fosfat 

från cellen antas vara linjärt. Då den tillförda mängden VFA understiger 40 kg/h sker i stort 

sett inget anaerobt fosforsläpp. Den mest kritiska faktorn för det anaeroba fosforsläppet vid 

höga flöden kan med stöd av dessa data antas vara tillförseln av VFA och inte den anaeroba 

uppehållstiden. 

21 

PO 4-P (mg/l) 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

24.6 

8.7 

5.3 

2500 


0 

0.0 

1000 1500 2000 2500 3000 3500 


VFA (kg/h) Fosforsläpp (mg/g VSS∙h) 

16.0 

12.0 

8.0 

4.0 

Fosforsläpp (mg/g VSS·h)

Fosforsläpp (mg/g VSS∙h) 

16 

12 

8 

4 

0 

R² = 0,8213 

0 20 40 60 80 100 120 

Figur 18. Korrelation mellan VFA-tillförsel och fosforsläpp i den anaeroba zonen. 

Mellan hydrolyssteget och biosteget är konstruerat ett självfall i processen där vattnet faller ca 

1 meter ner i en kanal, innan det faller ytterligare från denna kanal till den anaeroba zonens 

inlopp. Både i kanalen och i inloppet till det anaeroba steget uppstår därför turbulens med risk 

för syreinblandning, speciellt vid höga flöden. Syrehalten i kanalen har mätts och varierar 

mellan 1,0 och 3,0 mg/l. Syrehalten vid inloppet till den anaeroba zonen varierar mellan 0,5 

och 2,5 mg/l medan den i resterande delar av zonen skiftar mellan 0,1 och 0,2 mg/l vid 

förhöjda flöden. 

Nitrathalten i den anaeroba zonen skiftar mellan 0,0 och 0,6 mg/l vid låga eller normala 

flöden. Halten ökade till ca 1,5 mg/l vid flöden över 2500 m 3 /h vilket kan bero på en ökad 

tillförsel av nitrat från inkommande spillvatten. 

Vid försök i laboratorieskala med bioslam med bio-P har fosforupptaget visat sig starta redan 

vid så låga syrekoncentrationer som 0,1 mg/l (Schön et al., 1993). Troligtvis sker ett simultant 

fosforsläpp och upptag i den anaeroba zonen vid höga flöden. 

Aeroba zoner 

Vid höga flöden tillförs de aeroba zonerna ett vatten som innehåller låga halter 

syreförbrukande material. Detta gör att vattnet blir lätt att syresätta och att börvärdet på 2 mg/l 

i aerob zon 1 periodvis överskrids trots att blåsmaskinen går på lägsta möjliga varvtal. I figur 

19 åskådliggörs detta fenomen under en period med höga flöden. 

O2 (mg/l) 

5 

4 

3 

2 

1 

VFA (kg/h) 

0 

2009-04-10 06 2009-04-11 12 2009-04-12 18 

Figur 19. Syrehalten i aerob zon 1 under två dygn med högt flöde. Den streckade linjen visar aktuellt börvärde. 

22

Syrehaltstoppar förekommer alltså i aerob zon 1 vid höga flöden trots att luftflödet reglerats 

till det lägsta möjliga. En orsak till detta är att kapaciteten på de stora blåsmaskinerna är 

alltför hög. I nuvarande konstruktion är ventilernas öppningsgrad minimerad till 25 % medan 

trycket hålls konstant vid 540 mbar. Detta är nödvändigt eftersom lufttrycket måste klara av 

det motstånd som vattenpelaren, 6 m djupa bassänger, och membranen ger, och resulterar i ett 

minimiflöde av luft som tillförs bassängerna. Minimiflödet är högre då blåsmaskinen på 132 

kW, istället för den på 75 kW, är i bruk och detta resulterar i högre syrehalter i aerob zon 1 

och även i aerob zon 2. 

I figur 20 illustreras en syrehaltskurva för de två syrehaltsgivarna i en av linjerna i aerob zon 2 

under perioden för snösmältning 2009. Här framgår hur det övre börvärdet på 1,5 mg/l 

överskrids under långa perioder. 

O 2 (mg/l) 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

2009-04-02 00 2009-04-06 04 2009-04-10 08 2009-04-14 12 

Syrehaltsgivare (början) Syrehaltsgivare (slutet) 

Figur 20. Syrehalter i aerob zon 2 under en period med höga flöden. De streckade linjerna visar aktuellt max- 

och minbörvärde beräknat som ett medelvärde från de båda syrehaltsgivarna. 

Fosforavskiljningen kan bli försämrad på grund av dessa perioder med ”överluftning”. PAO 

kommer efter att ha förbrukat allt endogent PHA även att förbruka tillgängligt glykogen. 

Detta leder till en försämrad kapacitet till att ta upp substrat anaerobt varvid fosforsläppet och 

slutligen även det totala fosforupptaget försämras. Blir förhållandet långvarigt minskar 

andelen PAO i bioslammet. I figur 21 illustreras inkommande flöde samt utgående fosforhalt 

under samma period som ovan. 

Som framgår av denna figur är den utgående fosforhalten till en början låg men, efter några 

dygn med höga flöden, stiger halten och en dosering av fällningskemikalie blir nödvändig. 

Det är vanligt att problem med förhöjda fosforvärden uppstår först då flödet återgått till det 

normala och tillförseln av VFA ökar samtidigt som den anaeroba uppehållstiden förlängs. 

Orsaken till detta är att de anaeroba mikrobiella processerna återhämtar sig snabbare än de 

aeroba, och att PAO prioriterar återuppbyggnad av endogena förråd av PHA. Har flödet varit 

högt under en längre tid kan en minskad andel PAO i bioslammet också vara en bidragande 

orsak. Nettoupptaget av fosfor kan till och med bli negativt efter en lång period med höga 

flöden. 

23

P (mg /l) 

1.6 

1.4 

1.2 

1.0 

0.8 

0.6 

0.4 

0.2 

0.0 

2009-04-10 2009-04-12 2009-04-14 

Figur 21. Inkommande flöde och utgående fosforhalt under fyra dygn med höga flöden. Den streckade linjen 

visar gränsen för höga flöden på 2500 m 3 /h. 

Det aeroba fosforupptaget har jämförts vid höga och låga flöden, det vill säga under 

respektive över 2500 m 3 /h, för att utreda hur fosforupptaget påverkas. De två olika 

scenarierna åskådliggörs i figur 22. Dessa data är baserade på omkring 70 stickprov tagna 

under 2008 och 2009. Vid flöden lägre än 2500 m 3 /h sker 84 % av det totala fosforupptaget i 

aerob zon 1 medan 16 % av fosforn tas upp i aerob zon 2. Vid flöden över 2500 m 3 /h tas 60 % 

upp i aerob zon 1 och 40 % i aerob zon 2. Aerob zon 2 spelar således en viktigare roll för 

fosforupptaget vid höga flöden. Nettoupptaget är dock betydligt lägre vid höga flöden och 

reduktionen av fosfor minskar från 98 % till 81 %. Den aeroba uppehållstiden tros inte ha 

någon större inverkan. Troligtvis är en endogen energibrist den största bidragande orsaken till 

det försämrade fosforupptaget. 

Flöde 2500 m 3 /h 

40% 

A1 A2 

60% 

3500 

3000 

2500 

2000 

1500 

1000 

500 

0 

Flöde (m 3 /h)

5.2. PROCESSMÄSSIGA ÅTGÄRDER OCH FÖRBÄTTRINGAR 

Här beskrivs och utvärderas de åtgärder som vidtagits för att hantera de kritiska faktorer som 

identifierats och presenterats ovan. I avsnitt 5.5. presenteras förslag till framtida 

optimeringsstudier och ett kontrollprogram för bio-P. 

De åtgärder som tagits fram är: 

Optimering av det befintliga hydrolyssteget för att maximera produktionen av kolkälla 

under perioder med höga flöden. 

Åtgärd av kritiska områden med turbulens för att minimera risken för syreinblandning 

i den anaeroba zonen. 

Utveckling av en strategi för styrning vid och efter höga flöden. Detta för att bibehålla 

en fosforavskiljande funktion under höga flöden och minimera risken för försämrat 

nettoupptag och förhöjda utsläppsvärden till recipienten efter perioder med höga 


Syftet med åtgärderna har varit att säkerställa och hålla tillförseln av VFA på en jämn nivå 

samtidigt som syrehalterna i de aeroba zonerna hålls på för systemet gynnsamma nivåer. PAO 

får då bättre tillgång till VFA under höga flöden och kan också bättre hushålla med sina 

endogena förråd av PHA. Syftet med åtgärderna är också att förhindra närvaron av oxiderande 

ämnen i den anaeroba zonen och att kontrollera det anaeroba fosforsläppet efter en period 

med höga flöden. Uppnås dessa syften bör bioslammet klara av att bibehålla en 

fosforavskiljande funktion även under och efter perioder med höga flöden. Detta innebär 

också att negativa trender med behov av dosering av fällningskemikalier bryts. 

Åtgärderna gav sammantaget en positiv inverkan på den biologiska fosforavskiljningen. Ett 

nettoupptag av fosfor kunde bibehållas under långvariga perioder med höga flöden och 

processen återhämtade sig också snabbare efter en sådan period. I figur 23 åskådliggörs 

utgående fosformängder och använd mängd fällningskemikalie under de år åtgärderna 

implementerades i full skala på reningsverket. 2009 blev ett rekordår med den lägsta utgående 

mängden fosfor, 3,1 ton, sedan införandet av bio-P. För att uppnå detta användes endast 48 

ton fällningskemikalie vilket även det är den minsta mängden som använts under ett år på 

reningsverket. 2009 klarades också de skärpta kraven på 5,25 ton fosfor per år som införs 

2012 med nästan enbart biologisk fosforreduktion och, således, en minimal tillsats av 

fällningskemikalie. 

25

Fosfor ut (ton) 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

2006 2007 2008 2009 

År 

Fosfor UT (ton) Fällningskemikalie (ton) 

Figur 23. Utgående fosformängd och använd mängd fällningskemikalie under optimeringsperioden 2006 till 

2009. 

5.2.1. Optimering av hydrolyssteget 

Den befintliga primärslamshydrolysen har optimerats med avseende på en maximering av 

VFA-produktion. Eftersom uppehållstiden inte går att beräkna, och fördelningen av slammet 

skiljer sig åt mellan de olika linjerna, har det utretts om det går att finna någon korrelation 

mellan produktionen av VFA och slammängd i hydrolyssteget, pH, ammoniumkvävehalt 

(NH4-N) och/eller redox-potential på hydrolysatet samt TS (torrsubstans) i det slam som 

pumpas till förtjockning. Sådan kunskap skulle underlätta för styrningen av 

hydrolysprocessen och resultaten har legat till grund för en optimering i full skala. En lämplig 

mängd slam i bassängerna för maximal produktion av VFA har tagits fram och 

programändringar i övervakningssystemet har gjorts med syftet att underlätta styrning av 

slammängd. Det finns onlinemätare för TS på primärslammet som pumpas till förtjockaren 

samt givare för ammonium, redox-potential och pH i slutet av hydrolyssteget på det samlade 

hydrolysatet. Slamnivån mäts manuellt med ett lod. 

Resultatet från stickprovsmätningarna tagna i slutet av hydrolyssteget redovisas i figur 24. 

VFA, ammoniumkväve och redox-potential är analyserade i labskala medan TS på 

primärslammet i den aktuella linjen är hämtad från övervakningssystemet. Som framgår 

kunde ingen entydig korrelation mellan VFA och TS, ammoniumkväve eller redox-potential 

fastläggas. Någon indikation rörande produktionen av VFA kan således inte erhållas online 

med hjälp av dessa givare. Empiriskt sett kan dock TS ha betydelse eftersom denna parameter 

borde vara direkt relaterad till slammängden i hydrolyssteget och därmed mängden 

tillgängligt substrat. 

26 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

Fällningskemikalie (ton)

Red/Ox 

NH 4-N (mg/l) 

TS (%) 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

-480 

-520 

-560 

-600 

-640 

R² = 0.0352 

5 10 15 20 

R² = 0.1604 

5 10 15 20 

R² = 0.0123 

5 10 15 20 

VFA (kg/h) 

Figur 24. Halt suspenderad substans i slammet, ammoniumhalt respektive redox-potential i hydrolysatet som 

funktion av producerad mängd VFA. 

Som framgår av figur 25, verkar en viss korrelation finnas mellan producerad mängd VFA 

och slammängden i bassängerna. En ökad mängd slam innebär längre uppehållstid i 

hydrolyssteget och därmed produceras en större mängd VFA. Brytpunkten tycks ligga 

omkring en lodnivå på 5,5 m vilket motsvarar en slammängd på 25 m 3 /bassäng och betyder 

att slamkonan är fylld till ca en tredjedel. 

27

VFA (kg/h) 

Figur 25. Producerad mängd VFA som funktion av slammängd i hydrolyssteget. 

En viss korrelation tycks också finnas mellan pH på hydrolysatet och produktionen av VFA. 

Detta illustreras i figur 26. VFA består av fettsyror som sänker pH. Ett pH-värde under 7,3 

verkar motsvara en produktion av VFA överstigande 8 kg/h. 

VFA (kg/h) 

20 

16 

12 

8 

4 

0 

25 

20 

15 

10 

5 

R² = 0,6336 

0 20 40 60 80 100 120 140 

R² = 0,7099 

Slamvolym (m 3 ) 

0 

6.8 6.9 7 7.1 7.2 7.3 7.4 7.5 7.6 7.7 

Figur 26. Producerad mängd VFA som funktion av pH i hydrolyserat spillvatten. 

I tabell 4 visas att produktionen av VFA fördubblas då konorna i botten på bassängerna hålls 

mellan en tredjedel till helt fulla med slam vilket motsvarar en lodnivå på 4,0 till 5,5 m och en 

slammängd på 25 till 80 m 3 . pH på det hydrolyserade vattnet sjunker då från i medel 7,30 till 

7,14. 

Tabell 4. Produktion av VFA vid olika lodnivåer, slamvolym och pH. 

Lodnivå (m) Mängd slam (m 3 ) pH VFA-produktion (kg/h) 

4,0 – 5,5 80-25 7,14 15 

5,5 – 8,84

Resultatet pekar sammantaget på att konorna i hydrolyssteget bör hållas fyllda till minst en 

tredjedel och helst helt för att en maximal produktion av VFA ska erhållas. Samtidigt bör ett 

högt pH på hydrolysatet kunna användas som en indikation på att produktionen av VFA är 

otillräcklig och att bassängerna då bör lodas. För att styra på lodnivå online krävs automatiska 

lod i varje linje. Detta är en kostsam installation och därför inte är aktuellt i dagsläget. 

Tillförd mängd substrat kan variera över veckor och månader varför det är viktigt att loda 

bassängerna kontinuerligt för att försäkra sig om att slammängden är tillräcklig för en fullgod 

produktion av VFA. pH på hydrolysatet kan endast fungera som en indikation på 

slamproduktionen. 

Eftersom slamnivån måste mätas manuellt har ändringar gjorts i styrsystemet med avseende 

på den mängd slam som pumpas till förtjockning. Syftet var att öka mängden slam i 

hydrolyssteget. Därefter mättes slamnivån och producerad mängd VFA. Efter ändringarna 

ökade slamnivån i konorna med ca 1 m vilket innebär att slammängden fördubblades från ca 

35 m 3 till ca 70 m 3 . Som följd av detta ökade mängden producerad VFA från 12 till 16 kg/h 

vilket gav en ökning av kvoten VFA/PO4-P från 12 till 17. 

5.2.2. Åtgärder för minskad turbulens 

Förhöjda syre- och nitrathalter i den anaeroba zonen kan undvikas genom att inloppet från 

kanalen efter hydrolyssteget in till biosteget byggs om för att dämpa den turbulens som 

uppstår där. Det kan också åtgärdas genom att begränsa flödet in till hydrolys och biosteg. En 

ombyggnation av inloppen gjordes under 2009 enligt figur 27 och effekterna av detta 

utreddes. 

Lucka 

Viktlåda 

Gångjärn 

Hävstång 

Inlopp 

Viktlåda 

Kon i stängt läge 

Kon i helöppet läge 

Figur 27. Principskiss över fördämningen av inloppet till den anaeroba zonen. Bottenutlopp med konventil för 

reglering av nivå i fördämningen, t.v. sett från ovan och t.h. sett från sidan. 

Syremätningar gjordes under ombyggnationen. När en linje var ombyggd jämfördes 

syrehalten i denna med den i de två linjer som inte var ombyggda. Dessa mätningar visade att 

syrehalten vid inloppet till den ombyggda linjen hade sjunkit till ca 0,1 mg/l medan den i de 

två andra linjerna låg på mellan 1,0 och 5,0 mg/l. Efter ombyggnation av samtliga linjer har 

mätningar genomförts vid höga flöden. Dessa har visat på att syrehalten i samtliga fall legat 

mellan 0,0 och 0,1 mg/l i hela den anaeroba zonen. Åtgärderna för minskad turbulens 

säkerställer därmed anaeroba förhållanden vid höga flöden. 

29 

Gångjärn 

Inlopp 

(skibord)

5.2.3. Behovsanpassad styrning vid höga flöden 

En strategi för styrning vid höga flöden har utarbetats. Praktiskt uppnås detta genom en 

behovsanpassad styrning av processen som innefattar både hydrolys- och biosteget. 

Vid höga flöden är målet att: 

Säkerställa tillförseln av VFA till biosteget. 

Hushålla med befintlig kolkälla. 

Detta kan uppnås genom: 

Flödesbegränsning. 

Utökad hydrolys. 

Behovsanpassad luftning. 


Förbiledningspunkten flyttades under mitten av november 2008 från slutet av hydrolyssteget 

till dess början enligt figur 28. Spillvattnet leds nu vid höga flöden direkt efter 

grovavskiljning, rensgaller och sandfång, till utjämningsbassängerna. I de fall flödesökningen 

blir kortvarig kan vattnet ledas tillbaka till hydrolyssteget. Vid långvariga flödesökningar, då 

utjämningsbassängernas volym inte räcker till, kemfälls vattnet och bräddas till recipienten. 

Förbehandlat 

spillvatten 

Hydrolyssteg 


Återflöde 

Figur 28. Flödesdiagram över flödesbegränsningen till hydrolys- och biosteg. AN= anaerob zon, A1= aerob zon 

1, A2= aerob zon 2, A3= aerob zon 3, S-sed= slutsedimentering. 

Fördelen med att leda förbi vattnet före hydrolyssteget är att hydrolysprocessen då kan nyttjas 

även vid höga flöden. Detta säkerställer att en viss mängd VFA når biosteget även under 

dessa förhållanden. Denna åtgärd skulle även leda till att mer syreförbrukande material tillförs 

biosteget och de aeroba zonerna och problemet med överluftning skulle eventuellt minska. 

Detta bör också kunna bidra till att stabilisera den biologiska fosforavskiljningen så att, i 

förlängningen, mindre fällningskemikalier behöver doseras. Även detta skulle ha en positiv 

återkoppling på processen. 

30 

AN A1 A2 

Utjämningsbassänger 

Till A3 och Ssed 

Bräddvatten

Flödesbegränsningen ändrades från 3000 m 3 /h till 2500 m 3 /h. Enligt erfarenheter och data 

baserat på analyser i processen i full skala bör den lägre flödesbegränsningen: 

Ge en kvot VFA/PO4-P högre än 10. 

Minska risken för turbulens och syreinblandning. 

Öka det anaeroba fosforsläppet. 

För att åskådliggöra de processmässiga förbättringarna jämförs två perioder med höga flöden 

före och efter förändringen av flödesbegränsning och förbiledningspunkt. I tabell 5 jämförs 

utgående fosforhalt och mängd, samt doseringsmängd och kostnad för fällningskemikalie, 

under perioderna med höga flöden i december 2007 och 2008. Som framgår av tabellen var 

inkommande medelflödet högre 2008 jämfört med 2007 och ändå var den utgående 

fosforhalten betydligt lägre, 0,39 mg/l 2008 jämfört med 0,85 mg/l 2007. Mängden fosfor som 

nådde recipienten var också drygt halverad 2008 jämfört med 2007 och doseringen av 

fällningskemikalie var betydligt lägre, 3,5 ton 2008 jämfört med 12,1 ton 2007. 

Tabell 5. Medelflöde, utgående fosforhalt och mängd samt mängd doserad fällningskemikalie under en period 

med höga flöden. December 2007 och 2008. 

December Flödesbegränsning 

(m 3 Medelflöde 

/h) 

(m 3 /h) 

2007 3000 2164 * 

2008 2500 2348 * 

*Qmedel för reningsverket är 1500 m 3 /h. 

31 

Utgående Utgående Kemikaliedosering 

P (mg/l) P (ton) (ton) 

0,85 1,4 12,1 

0,39 0,6 3,5 

I tabell 6 samt i figur 29 och 30 jämförs påföljande kvartal för de båda perioderna, detta för att 

jämföra hur bio-P-processen återhämtade sig. I tabellen jämförs utgående fosforhalt, mängd 

och grad av reduktion samt doseringsmängd och kostnad för fällningskemikalie. I figur 30 

och 31 jämförs utgående fosforhalt och doseringen av fällningskemikalie grafiskt för 

december 2007 och 2008 samt påföljande två månader. Som framgår var både halten och 

mängden fosfor som nådde recipienten lägre efter perioden med höga flöden 2009 då 

flödesbegränsningen var satt till 2500 m 3 /h jämfört med 2008, då flödesbegränsningen var satt 

till 3000 m 3 /h trots att doseringen av fällningskemikalie hade sjunkit till mindre än en 

fjärdedel. 

Tabell 6. Utgående fosforhalt och mängd samt mängd doserad fällningskemikalie efter en period med höga 

flöden. Januari till mars 2008 och 2009. 

Januari- Flödesbegränsning 

mars (m 3 Utgående Utgående Reduktion Kemikaliedosering 

/h) 

P (mg/) P (ton) (%) (ton) 

2008 3000 0,32 1,2 92,6 52,5 

2009 2500 0,29 0,9 95,2 12,5

P (mg/l) 

Figur 29. Utgående fosforhalt under och efter två perioder med höga flöden, december 2007 med en 

flödesbegränsning till biosteget på 3000 m 3 /h, och december 2008 med en flödesbegränsning på 2500 m 3 /h. 

Streckad linje visar aktuellt riktvärde på 0,4 mg/l. 

Fällningskemikalie (ton) 

0.9 

0.8 

0.7 

0.6 

0.5 

0.4 

0.3 

0.2 

0.1 

0.0 

december januari februari 

Flödesbegränsning vid 3000 m3/h Flödesbegränsning vid 2500 m3/h 

40 

30 

20 

10 

0 

december januari februari 

Flödesbegränsning vid 3000 m3/h Flödesbegränsning vid 2500 m3/h 

Figur 30. Dosering av fällningskemikalie under och efter två perioder med höga flöden, december 2007 med en 

flödesbegränsning till biosteget på 3000 m 3 /h, och december 2008 med en flödesbegränsning på 2500 m 3 /h. 

Hade flödesbegränsningen satts till 2500 m 3 /h istället för 3000 m 3 /h under december 2007 

skulle en total volym på 95 800 m 3 ha behövt bräddas till recipienten under december månad 

2007. Detta motsvarar volymen av ca tre dagars normalflöde. Om detta vatten hade kemfällts, 

skulle en mängd av ca 192 kg fosfor ha nått recipienten via bräddvattnet. I verkligheten 

släpptes totalt drygt ett ton ”extra” fosfor ut på grund av att den biologiska 

fosforavskiljningen slogs ut och totalt fick över 60 ton fällningskemikalier användas. 

Belastningen av fosfor till recipienten skulle således ha blivit betydligt lägre om bräddning 

hade skett vid 2500 m 3 /h samtidigt som också förbrukningen av fällningskemikalier hade 

blivit mindre. 

Flödesbegränsningen till 2500 m 3 /h före hydrolyssteget tycks därmed ha haft en god inverkan 

på den biologiska fosforavskiljningen som fungerade signifikant bättre under höga flöden, och 

även återhämtade sig snabbare, trots att flödena var högre 2008 jämfört med 2007. Vid en 

jämförelse mellan de båda perioderna, december 2007 och 2008 samt påkommande kvartal så 

doserades totalt 48,3 ton mindre fällningskemikalier vid en flödesbegränsning på 2500 m 3 /h. 

Detta ger en besparing på omkring 51 000 kr. 

32

Utökad hydrolys 

För att utreda om de förtjockade slammen kan ge något bidrag till produktionen av VFA har 

försök gjorts i satsreaktor i laboratorieskala men också i full skala där slam från respektive 

förtjockare har letts tillbaka till hydrolyssteget. Stickprov har även tagits direkt från 

förtjockarna för att få en bild av hur mycket VFA som produceras under förtjockningen. 

Tanken är att förtjockat slam ska kunna användas som en källa för utökad hydrolys och en 

resurs vid höga flöden och energibrist i systemet. 

Ökningen av VFA kan dels ske momentant men även på längre sikt, eftersom förtjockat slam 

kan bidra med en inympning av hydrolyserande mikroorganismer och på så vis förstärka den 

mikrobiella aktiviteten i hydrolyssteget. Bioslammet innehåller en större mängd 

mikroorganismer och torde ge mindre luktproblem och en mindre pH-sänkning jämfört med 

primärslammet. En fördel med primärslammet är att det innehåller en större mängd lätt 

hydrolyserbart material och således har en större VFA-potential. Bioslammet finns dock att 

tillgå i större kvantiteter. 

Resultaten visade på goda förutsättningar att utvinna ytterligare VFA från förtjockarna. Vid 

återföring av primärslam ökade halten av VFA i hydrolyssteget till omkring det dubbla. 

Återföringen av bioslam gav ett mer ojämnt resultat och visade sig bero av slamnivån i 

förtjockaren som var en viktig parameter. 

I tabell 7 visas analysresultat på filtrat från bioslams- och primärslamsförtjockaren. Av 

analyserna framgår att halten av VFA från bioslamsförtjockaren varierade kraftigt. Vid 

uppmätt maxhalt och ett flöde på 8 m 3 /h från förtjockaren, och ett inkommande flöde till 

reningsverket på 2500 m 3 /h, skulle filtratet från bioslamsförtjockaren teoretiskt bidra till en 

höjning av halten VFA med 26 % och primärslamsförtjockaren med 31 %. Detta gäller dock 

endast för den VFA som producerats direkt i förtjockaren. Skulle slam återföras till 

hydrolyssteget skulle även mikroorganismer och slam och inte enbart filtrat återföras. 

Slammet skulle få ytterligare anaerob uppehållstid samtidigt som mikroorganismerna skulle 

påskynda hydrolysprocessen och troligtvis skulle mer VFA produceras. Vid försök i full 

skala med återföring av slam till en linje i försedimenteringen ökade halten av VFA med 46 % 

för bioslammet och 81 % för primärslammet. 

Tabell 7. VFA i filtrat från förtjockat bio- och primärslam. 

Förtjockare VFA (mg/l) VFA (mg/l) Tillfört VFA (%) 

Medelvärde Maxvärde 

Bioslam 559 1276 26 

Primärslam 952 1509 31 

Halten av VFA från bioslamsförtjockaren tycks bero av slammängden i förtjockaren. En hög 

slamnivå ger längre uppehållstid vilket också resulterar i betydligt högre halter av VFA. Detta 

hör ihop med uttaget av överskottsslam. Halten av VFA har analyserats på filtrat från 

respektive förtjockare vilket också gav en bild av den stora variationen på hydrolys i 

bioslamsförtjockaren. I figur 31 åskådliggörs förhållandet mellan slamnivå och mängd VFA i 

filtratet från bioslamsförtjockaren. Bioslammet hade en medelhalt på 559 mg VFA/l och 

primärslammet 952 mg/l. Bioslammet hade dock halter som momentant översteg 700 mg/l 

och understeg 50 mg/l. Slamnivån hänger samman med uppehållstiden för slampartikeln och 

går inte att beräkna eftersom en sedimentation sker. Beräknas uppehållstiden för en 

godtycklig molekyl (vatten eller slampartikel) blir den i genomsnitt 15 timmar. Optimal 

33

uppehållstid för hydrolys av bioslam ligger på omkring 20 timmar. Då räknas dock endast 

uppehållstiden för själva slammet utan att någon förtjockning sker. 

VFA (mg/l) 

1600 

1200 

800 

400 

0 

R² = 0.7673 

1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.5 

Slamnivå (m) 

Figur 31. Producerad mängd VFA som funktion av slamnivå i bioslamsförtjockaren. 

Försöken i laboratorieskala gjordes på förtjockat bio- respektive primärslam. Försöken visade 

att en potential för ytterligare hydrolys fanns i båda slamtyperna. Efter 3 dagars hydrolys 

ökade halten VFA i reaktorn med primärslam med 77 % och i reaktorn med bioslam med 87 

%. En potential för utvinning av VFA torde därför finnas i båda dessa slamtyper. 

Produktionen av VFA från primärslammet uppvisade ett maximum efter ca sex dygn medan 

halten av VFA från bioslammet var maximal efter fyra till fem dygn. Därefter sjönk halterna 

av VFA från bioslammet drastiskt, vilket tyder på att metan började bildas. Resultaten tyder 

på att slam från förtjockarna inte endast momentant bidrar med VFA utan att ytterligare 

produktion dessutom kan ske när slammet ges en uppehållstid i hydrolyssteget. 

Resultaten visar att såväl förtjockat bioslam som primärslam skulle kunna tjäna som extra 

kolkälla under perioder med energibrist i systemet. Det är dock viktigt att slamnivån i 

bioslamsförtjockaren hålls över ca 2 m för att ge en tillräckligt lång uppehållstid för 

produktion av VFA. 

För att permanent kunna föra tillbaka förtjockat slam till hydrolyssteget krävs en 

ombyggnation. Urpumpning av primärslam från hydrolyssteget kan begränsas vid perioder 

med höga flöden för att bibehålla mer substrat. För att möjliggöra detta har en programändrig 

enligt figur 32 gjorts i det överordnade styrsystemet. Här recirkuleras slammet kontinuerligt 

vid höga flöden för att begränsa TS på det slam som pumpas till förtjockaren. Urpumpningen 

kommer att ske en valbar tid och paustiden mellan de olika linjerna är också valbar. Någon 

möjlighet att utvärdera denna funktion har inte givits inom ramen för denna undersökning. 

34

Figur 32. Styrning av urpumpning av primärslam i hydrolyssteget. En min- och en maxtid kan väljas på 

urpumpning till förtjockaren. Urpumpningen kan också stoppas vid valbar TS. Vid höga flöden kan 

recirkulationen gå kontinuerligt och en längre paustid mellan linjerna kan väljas. Bilden är hämtad från 

övervakningssystemet UniView. 

Behovsanpassad luftning 

Det är viktigt att ha en optimal syrestyrningsstrategi. En sådan leder inte endast till att 

processen fungerar mer optimalt utan ger också en energimässig vinst. En sänkt aerob syrehalt 

vid höga flöden och energibrist i systemet leder till att PAO bättre kan hushålla med den 

energi som finns tillgänglig och att endogena upplag av PHA därigenom bibehålls längre. 

Sänkta syrehalter som en strategi vid höga flöden har prövats med framgång både i pilotskala 

(Krüne et al., 2003, Miyake, H., 2005 och Temmink et al., 1996) och i full skala (Tykesson et 

al., 2005). Lägre syrehalter minskar dessutom risken för nitrifikation. 

Syreöverföringshastigheten till vatten beror till viss del på luftens flöde. Korrelationen är dock 

inte linjär utan följer en monodkinetik. Det är också generellt accepterat att 

syrekoncentrationen påverkar biologisk aktivitet i aerob miljö enligt monodkinetik. På grund 

av funktionens icke-linjära natur kan en sänkning av syrekoncentrationen innebära att 

syreöverföringshastigheten blir högre (Olsson, G & Newell, B., 1999). För att få en optimal 

strategi för styrningen bör hänsyn tas till detta då luftningssteget optimeras. 

Detta innebär i praktiken att om börvärdet för syrekoncentrationen sänks i en luftad zon blir 

syreöverföringen mer effektiv, förhållandevis lägre luftflöden krävs och en energivinst kan 

göras. Detta innebär att syrehalten i aerob zon 1 eventuellt skulle kunna sänkas. Luftflödena 

blir då lägre och blåsmaskinerna får jobba mindre. Belastningen i aerob zon 1 förskjuts då 

nedströms mot senare zoner där syrekoncentrationen eventuellt måste höjas. Sett över hela det 

luftade steget blir syreöverföringen mer effektiv och en energivinst kan göras. 

I figur 33 åskådliggörs luftflödet till aerob zon 1 samt inkommande vattenflöde till 

reningsverket. Vid ett högt vattenflöde går blåsmaskinen på minvarv vilket resulterar i ett 

minflöde av luft. När flödesbelastningen minskar, och belastningen av syreförbrukande 

material återigen ökar, ökar också luftflödet i zonen. Luftflöden kan således sägas avspegla 

belastningen av syreförbrukande material till biosteget. 

35

Luftflöde (m 3 /h) 

3000 

2500 

2000 

1500 

1000 

500 

0 

Luftflöde Inkommande vattenflöde 

Figur 33. Inkommande flöde samt luftflöde i aerob zon 1 under juli månad 2009. 

En programändring har gjorts där olika börvärden kan väljas i aerob zon 1 beroende på 

belastningen till zonen. Den nya styrningen illustreras i figur 34. Ett högt och ett lågt börvärde 

kan väljas utifrån det aktuella luftflödet som antas spegla belastningen. 

Figur 34. Olika börvärden kan väljas i aerob zon 1 beroende på aktuellt luftflöde som speglar belastningen av 

syreförbrukande material. Bilden är hämtad från övervakningssystemet UniView. 

För att kunna avgöra var i biosteget det organiska kolet bryts ner, och fosforn tas upp, har 

profiler på organiskt kol och fosfatfosfor över biosteget bestämts. Syftet var att få en bild av 

detta för att kunna jämföra dessa resultat med data efter förändringar i luftningsstrategin. I 

figur 35 åskådliggörs, baserat på 14 stickprov, dels nedbrytningen av COD och TOC och dels 

upptaget av fosfor över de aeroba zonerna. Som framgår tas 84 %, 92 % och 91 % av all 

COD, TOC och fosfor upp redan i aerob zon 1. Aerob zon 2 står alltså endast för omkring en 

tiondel av upptagen . 

36 

7000 

6000 

5000 

4000 

3000 

2000 

1000 

0 

Inkommande flöde (m 3 /h)

Figur 35. Avskiljd COD, TOC och PO4-P över de aeroba zonerna vid ett börvärde i aerob zon 1 på 2,0 mg O2/l. 

A1= aerob zon 1, A2= aerob zon 2. 

Med detta som utgångspunkt borde börvärdet kunna sänkas vid normalflöden. Belastningen 

skjuts då mot aerob zon 2 och en energimässig vinst kan göras. För att utreda lämplig initial 

syrehalt i aerob zon 1 sattes olika börvärden i de tre olika linjerna under ca sju veckor. 

Börvärdena sattes till 1,5, 1,7 och 2,0 mg/l. Under perioden gjordes fosfatanalyser för att 

jämföra upptaget av fosfor i de olika linjerna. Skillnaden mellan fosforupptag i början och i 

slutet av aerob zon 1 vid de olika börvärdena åskådliggörs i figur 36 och 37. Fosforupptaget 

var högt under perioden och över 99 % av inkommande fosfor avskiljdes över aerob zon 1. I 

slutet av zonen syns i stort sett ingen skillnad på fosforupptag vid de olika börvärdena. Försök 

i full skala utförda av April et al., 2006 har också visat att förändringar av syrehalten i den 

luftade zonen mellan 0,5 och 3,5 mg/l inte har någon signifikant påverkan på utgående 

koncentration av löst fosfor. 

Procent 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

16% 

COD 

84% 

TOC 

8% 

92% 

A1 A2 

Figur 36. Avskiljd fosfat i början av aerob zon 1 vid olika syrehalter. Försöket pågick i ca tre veckor med 

provtagning måndag till fredag. 

37 

PO 4-P 

0 2 4 6 8 10 12 14 16 

Prov 

9% 

91% 

Börvärde 1,5 (mg O2/l) Börvärde 1,7 (mg O2/l) Börvärde 2,0 (mg O2/l)

Procent 

100.0 

99.6 

99.2 

98.8 

98.4 

0 2 4 6 8 10 12 14 16 

Figur 37. Avskiljd fosfat i slutet av aerob zon 1 vid olika syrehalter. Försöket pågick i ca tre veckor med 

provtagning måndag till fredag. 

Direkt i början av zonen syns en viss skillnad i det initiala fosforupptaget. Vid ett börvärde på 

1,5 mg/l avskiljs ca 40 % av fosforn i början av zonen medan motsvarande siffror för ett 

börvärde på 1,7 och 2,0 mg/l ligger på mellan 60 och 80 %. Det har visats att fosforsläpp kan 

uppstå i den luftade zonen på många reningsverk eftersom syrehalten ibland hålls alltför låg. 

Vanligtvis mäts syrehalten också endast i slutet av en luftad zon där lätt nedbrytbart organiskt 

material redan har oxiderats (Schön, G et al., 1993). På grund av detta torde det vara viktigt 

att inte sätta den initiala syrehalten alltför låg, eftersom detta kan leda till lokala anaeroba 

zoner och därmed sekundära fosforsläpp i början av den aeroba zonen. Med detta som 

utgångspunkt valdes ett börvärde på 1,7 mg/l för alla tre linjerna. 

En ny profil för upptag av organiskt kol och fosfor gjordes efter sänkningen av börvärde i 

aerob zon 1 till 1,7 mg O2/l. Resultatet är baserat på åtta stickprov och åskådliggörs i figur 38. 

Upptaget av COD är något förskjutet mot aerob zon 2 där 29 % av all upptagen COD tas upp 

jämfört med tidigare 16 %. Upptagen av TOC och fosfor är i stort sett oförändrade jämfört 

med då börvärdet var 2,0 mg O2/l. Sänkningen av börvärdet verkar således inte ha haft någon 

egentlig inverkan på avskiljningen av organiskt material och fosfor. 

38 

Prov 

Börvärde 1,5 (mg O2/l) Börvärde 1,7 (mg O2/l) Börvärde 2,0 (mg O2/l)

29% 

COD 

71% 

9% 

TOC 

Figur 38. Avskiljd COD, TOC och PO4-P över de aeroba zonerna vid ett börvärde i aerob zon 1 på 1,7 mg O2/l. 

A1= aerob zon 1, A2= aerob zon 2. 

Efter ca tre månader med det lägre börvärdet kunde ingen skillnad på den fosforavskiljande 

kapaciteten över biosteget märkas. Det verkar således som om ett lägre initialt börvärde inte 

har någon negativ inverkan på fosforavskiljningen på längre sikt då bioslammets mikrobiella 

sammansättning kunnat förändras. 

En ungefärlig beräkning av energivinsten gjordes genom att jämföra luftflödet till aerob zon 1 

under tre månader då börvärdet varit 2,0 mg O2/l med två månader då börvärdet varit 1,7 mg 

O2/l. Månader med liknande flödesbelastning valdes. Beräkningarna visade att luftflödet 

minskade med ca 225 m 3 /h och linje då börvärdet sänktes. Detta ger en minskning på 486 000 

m 3 /månad för hela aerob zon 1. Tidigare beräkningar har visat att blåsmaskinerna drar ca 21 

Wh/m 3 vid det tryck och luftflöde som blåsmaskinerna normalt arbetar kring. Antas elpriset 

vara 0,88 kr/KWh ger detta en besparing på över 100 000 kr/år. Denna beräkning är dock 

mycket schablonmässig men indikerar ändå att stora besparingar görs genom att optimera 

luftningssteget. 

Det gavs ingen möjlighet att utreda funktionen med olika börvärden vid högt respektive lågt 

flöde inom ramen för denna undersökning. Troligtvis kan ett lägre börvärde med fördel sättas 

under långvarigt höga flöden. 

En programändrig i det överordnade styrsystemet har gjorts enligt figur 39 så att 

blåsmaskinen med lägre kapacitet används som förstahandsalternativ vid höga flöden och låg 

belastning av organiskt material. En utredning gjordes därefter för att visa om problemet med 

förhöjda syrehalter i de aeroba zonerna på så vis har försvunnit. Blåsmaskinen med lägre 

kapacitet har vid minimifrekvensen 30 Hz en effekt på 33 kW jämfört med de andra två som 

då har en effekt på 58 kW. 

39 

91% 

A1 A2 

PO 4-P 

7% 

93%

Figur 39. När blåsmaskinerna med högre kapacitet ger ett alltför högt luftflöde för att hålla aktuellt börvärde, 

sker ett automatiskt byte av blåsmaskin till den med lägre kapacitet. BM001 och BM002 = 132 kW, BM003 = 75 

kW. Bilden är hämtad från övervakningssystemet UniView. 

Syftet med denna programändring är processmässig då syretopparna, som kan ha en 

hämmande inverkan på den biologiska fosforavskiljningen, troligtvis kommer att försvinna 

och lägre börvärden kan sättas vid höga flöden och låg belastning. PAO bör påverkas positivt 

eftersom de vid lägre syrehalter kan hushålla bättre med endogena upplag av PHA och risken 

för nitrifikation minimeras. Effekten av detta torde indirekt även kunna bli kostnadsmässig då 

behovet av dosering av fällningskemikalie bör minska. År 2008 doserades 71,3 ton 

fällningskemikalie till en kostnad av 1049 kr/ton. Vinsten blir därutöver direkt energimässig i 

och med att blåsmaskinen med lägre kapacitet är i drift oftare. 

I figur 40 åskådliggörs en syrehaltskurva från aerob zon 1 där syretoppar under perioden för 

snösmältning 2009 kan ses. Av grafen framgår att börvärdet på 2 mg/l då överskreds under 

långa perioder. Under perioden 2009-04-07 till 2009-04-10 var blåsmaskinen med lägre 

kapacitet satt som förstahandsval och då överskreds heller inte börvärdet trots att flödet 

fortfarande var högt. Detsamma gäller för aerob zon 2 under samma tillfälle. Det kan därför 

antas troligt att problemen med syrehaltstoppar kommer att elimineras när blåsmaskinen med 

lägre kapacitet tas i drift under sådana perioder. Ingen möjlighet gavs att utvärdera denna 

programändring i realiteten inom ramen för denna undersökning. 

40

O2 (mg /l) 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

2009-04-03 00 2009-04-07 04 2009-04-11 08 2009-04-15 12 

Figur 40. Syrehalter i aerob zon1 under en period med höga flöden. Börvärdet var satt till 2,0 mg/l. Under 

perioden 2009-04-07 till 2009-04-10 var blåsmaskinen med lägre kapacitet i drift. 

En programändring i det överordnade styrsystemet har också gjorts för aerob zon 2 och detta 

illustreras i figur 41. Även här kan olika börvärden vid högt och lågt flöde väljas och 

luftflödet i aerob zon 1 används som ett mått på belastningen till zonen. Ytterligare en 

programändring har dessutom gjorts där syrehalten i den första hälften av aerob zon 2 styrs 

unikt via den första syrehaltsgivaren och syrehalten den andra hälften av bassängvolymen 

styrs unikt via den sista syrehaltsgivaren. På så sätt undviks att delar av zonen överluftas. 

Troligtvis sker stundtals, vid låg belastning och höga flöden, en överluftning, speciellt i slutet 

av aerob zon 2, och detta är både energimässigt ofördelaktigt och kan verka direkt hämmande 

på bio-P-processen. 

Figur 41. Olika börvärden för syrehalten i aerob zon 2 kan väljas utifrån luftflödet i aerob zon 1. Olika börvärden 

kan dessutom väljas i början och slutet av zonen. GQ422A och GQ423A= första syrehaltsgivaren i vardera linje, 

GQ422B och GQ423B= sista syrehaltsgivaren i vardera linje. Bilden är hämtad från övervakningssystemet 

UniView. 

Börvärdena i aerob zon 2 behövde inte höjas trots att börvärdet i aerob zon 1 sänkts från 2,0 

till 1,7 mg O2/l. Börvärdena i hela aerob zon 2 var då satta till min 0,5 mg/l och max 1,5 mg/l. 

Därefter sänktes maxbörvärdet i början av zonen till 1,0 mg/l med bibehållet minbörvärde på 

0,5 mg/l medan minbörvärdet i slutet av zonen höjdes till 1,0 mg/l med bibehållet 

maxbörvärde på 1,5 mg/l. Ingen skillnad i nettoupptaget av fosfor kunde ses efter en månads 

drift. 

41

Även här blir vinsten processmässig, då syretopparna troligtvis kan elimineras och syrehalten 

kan hållas mer optimal så att PAO bättre kan hushålla med sina endogena förråd av PHA. 

Vinsten blir även energimässig, då luftningstiden eventuellt kan minskas under perioder med 

långvarigt höga flöden. 

5.2.4. Behovsanpassad styrning efter en långvarig period med höga flöden 

En strategi för styrning efter långvarigt höga flöden har utarbetas. Praktiskt bör detta 

åstadkommas genom en behovsanpassad styrning av processen som innefattar både hydrolys- 

och biosteget. Förhoppningsvis kommer denna åtgärd inte att bli nödvändig i realiteten då 

övriga åtgärder som implementerats i detta examensarbete troligtvis genererat en stabil bio-Pprocess 

under och därmed efter höga flöden. Strategin finns dock ändå beskriven här då den 

kan bli nödvändig att tillgripa i framtiden. 

Eftersom tillfällen med långvarigt höga flöden uppstår så sällan som en till två gånger per år, 

och åtgärderna kräver tillsyn, kommer strategin att tillämpas genom manuell manövrering av 

driftteknikern och inte inbegripa programmeringsmässiga förändringar i 

övervakningssystemet. 

Efter en långvarig period med höga flöden är målet att: 

Minska det anaeroba fosforsläppet. 

Detta kan ske genom: 

Begränsad tillförsel av VFA. 

Minskad anaerob uppehållstid. 

Dessa åtgärder bör minska det anaeroba fosforsläppet och på så vis minska risken för 

fosfortoppar efter en långvarig period med höga flöden. Åtgärderna bör kvarstå tills processen 

återhämtat sig och nettoupptaget av fosfor åter är godtagbart vilket kan kontrolleras genom 

analyser av fosfat genom biosteget. 

Begränsad tillförsel av VFA 

Denna strategi inbegriper minskad tillförsel av VFA genom kontroll av hydrolysen. Detta kan 

ske genom att: 

Mer slam pumpas till förtjockaren för att minska substratmängden. 

Recirkulationen i en eller flera linjer stängs av för att minska urtvättning av VFA. 

När den biologiska fosforavskiljningen återfått en godtagbar funktion bör slamvolymen ökas 

och/eller recirkulationen återstartas successivt. Detta avgörs enkelt genom en utökad kontroll 

med fosfatprofil över biosteget för att kontrollera släppet och upptaget av fosfor i full skala. 

Förkortad anaerob uppehållstid 

En fjärdedel av den anaeroba volymen i biosteget kan luftas för att minska den anaeroba 

volymen samtidigt som den aeroba volymen då ökar. Är flödet omkring 1500 m 3 /h, minskar 

den anaeroba uppehållstiden då från ca tre timmar till drygt två timmar. 

42

Strategin med behovsanpassad styrning efter perioder med långvarigt höga flöden har inte 

testats i realiteten inom ramen för denna undersökning. 

5.3. REKOMMENDATION FÖR FRAMTIDA OPTIMERING 

Inom ramen för detta examensarbete har inte möjlighet funnits att följa upp alla de åtgärder 

som föreslagits och implementerats eftersom höga flöden förekommer så sällan som en till två 

gånger per år. Nedan följer förslag för framtida optimering, uppföljning av vidtagna åtgärder 

och förslag till kontrollprogram. 

5.3.1. pH-mätning för styrning av VFA-produktionen i hydrolyssteget 

Mot bakgrund av de analyser som gjorts för att korrelera mängden producerad VFA till olika 

mätbara driftparametrar, borde pH på hydrolyserat spillvatten (figur 27) kunna användas som 

en indikation på om tillräcklig mängd VFA produceras i hydrolyssteget. Eventuellt skulle ett 

larm i det överordnade styrsystemet kunna skapas för att indikera en låg produktion. 

Larmnivån borde då ligga på ett pH överstigande 7,3. För att få en mer detaljerad bild av 

status på produktionen av VFA i de olika linjerna i hydrolyssteget skulle eventuellt pH på det 

primärslam som pumpas till förtjockaren också kunna mätas. En tydlig korrelation borde då 

först fastställas. 

5.3.2. Användning av bio- och primärslam för utökad hydrolys 

Bioslams- respektive primärslamsförtjockaren kan användas som en källa för utökad hydrolys 

vid behov. Potential finns också för en sidoströmshydrolys av bioslam. Båda dessa åtgärder 

kräver dock investeringar i form av ombyggnation. En programändring i det överordnade 

styrsystemet har gjort det möjligt att styra urpumpningen av primärslam från hydrolyssteget 

med avseende på inkommande flöde. En utvärdering av denna funktion samt lämpliga 

inställningar i samband med höga flöden borde genomföras. 

5.3.3. Bioslamshydrolys 

Försök har gjorts i laboratorieskala för att utreda om en sidoströmshydrolys av bioslam i 

fullskala skulle kunna användas för att utöka mängden biotillgänglig kolkälla till biosteget. 

Detta kan bli aktuellt i och med skärpta utsläppskrav av fosfor 2012 och eventuella framtida 

kvävereningskrav. Bioslammet på Duvbackens reningsverk har en lägre slamålder jämfört 

med verk som har kväverening. Detta slam torde därför också ha högre VFA-potential. 

Ett försök har gjorts där bioslam hydrolyserades anaerobt i en satsreaktor under omrörning. 

Stickprov för analys av VFA och ammoniumkväve togs ut under en period av 50 timmar. 

Mätningarna visade att halten av VFA inte ökade förrän vid den sista provtagningen. Detta 

kan bero på att den VFA som producerades under försöket förbrukades av PAO och andra 

mikroorganismer som fanns närvarande i slammet. 

För att genomföra en hydrolys av bioslam i full skala skulle en tank på ca 1000-2000 m 3 

krävas för att få en uppehållstid på 20 timmar vid ett medelflöde av returslam på 975 m 3 /h och 

ett hydrolysflöde på 5-10 %. Eventuellt skulle en befintlig bassäng i slutsedimenteringen 

(1320 m 3 ) kunna användas i detta syfte eftersom det tycks vara fullt tillräckligt att ha 8 av 10 

bassänger i drift där. 

43

5.3.4. Behovsanpassad luftning 

Börvärdet i aerobt zon 1 har sänkts från 2,0 till 1,7 mg O2/l utan att uppjusteringar i 

efterföljande aerobt zon 2 har blivit nödvändiga. I aerobt zon 2 finns möjlighet till olika 

börvärden i början och slutet av zonen. Här sänktes maxbörvärdet i början av zonen från 1,5 

mg/l till 1,0 mg/l medan minbörvärdet i slutet av zonen höjdes från 0,5 mg/l till 1,0 mg/l. 

Dessa förändringar hade ingen inverkan på nettoupptaget av fosfor under försöksperioden. 

En programändring i det överordnade styrsystemet har gjort det möjligt att ha olika börvärden 

för hög och låg inkommande belastning av syreförbrukande material i både aerob zon 1 och 2. 

Dessa funktioner har dock inte applicerats och utvärderats i full skala. Lämpliga syrehalter vid 

höga flöden och ett lågbelastat system borde utredas i samband med en långvarig period med 

högt flöde. Troligtvis kan börvärdena i aerob zon 1 och 2 då sänkas och ge en positiv effekt 

på den fosforavskiljande kapaciteten i samband med höga flöden som följd. Förslagsvis kan 

börvärdet i aerob zon 1 sänkas till 1,5 mg/l då luftflödet understiger 600 m 3 /h och då kan 

också börvärdena i slutat av aerob zon 2 sänkas till 0,5 mg/l som minvärde och 1,0 mg/l som 

maxvärde. De högre börvärdena kan då återställas vid ett luftflöde på 800 m 3 /h. 

5.3.5. Behovsanpassad styrning efter långvarig period med höga flöden 

Strategin för manuell styrning efter en period med långvarigt höga flöden har inte testats i full 

skala. Denna borde vid behov tillämpas efter en långvarig period med höga flöden. Åtgärden 

bör pågå till dess att bio-P-processen återfått normalfunktion vilket kan avgöras genom att 

studera fosfatprofilen över biosteget. 

5.3.6. Kontrollprogram för processuppföljning 

Det är viktigt att ha en fortlöpande kontroll av bio-P-processen, både för att hämta kunskap 

om den men också för att få en direkt information vad som kan vara orsaken vid en försämrad 

fosforavskiljning. I bilaga 3 redovisas ett förslag till fortlöpande kontrollprogram för driften 

av bio-P-processen på Duvbackens reningsverk. Detta kontrollprogram kan också användas 

för utvärdering och justering av inställningarna för styrningsstrategi vid och efter höga flöden. 

44

6. SLUTSATSER 

Fyra kritiska faktorer med trolig negativ inverkan på den biologiska fosforavskiljningen på 

reningsverket vid höga flöden identifierades: 

Brist på VFA i den anaeroba zonen. 

Syre och/eller nitrat i den anaeroba zonen. 

Syrehaltstoppar och icke optimala börvärden i de aeroba zonerna. 

Förekomst av fällningskemikalie i biosteget. 

Då flödet efter en långvarig period med höga flöden återgår till normalnivå identifierades två 

kritiska faktorer: 

Hastig höjning av tillförd VFA. 

Hastigt förlängd anaerob uppehållstid. 

De åtgärder som togs fram och implementerades var: 

Optimering av det befintliga hydrolyssteget för att maximera produktionen av VFA 

under perioder med höga flöden. 

Kritiska områden med turbulens åtgärdades för att minimera risken för 

syreinblandning i den anaeroba zonen. 

Utveckling av en strategi för styrning vid och efter höga flöden. Detta för att bibehålla 

en fosforavskiljande funktion under höga flöden och minimera risken för försämrat 

nettoupptag och förhöjda utsläppsvärden till recipienten efter perioden med höga 


Åtgärderna har sammantaget haft en positiv inverkan på bio-P-processen som klarat av att 

bibehålla en fosforavskiljande funktion under långvariga perioder med höga flöden och 

återhämtat sig snabbare efter en sådan period. 2009 blev ett rekordår med den lägsta utgående 

mängden fosfor och den lägsta mängden använd fällningskemikalie sedan införandet av bio-P 

på reningsverket. Med 2009 års utsläppsmängd klaras det skärpta krav som införs 2012 med 

nästan enbart bio-P och därmed en minimal tillsats av fällningskemikalie. Åtgärderna har 

också varit energisparande och därmed också gett en ekonomisk vinst då luftningen sker mer 

optimalt och fällningskemikaliemängden mer än halverats. 

45

REFERENSER 

April, Z. Gu., Hughes, D., Fisher, D., Swartzlander, B., Dacko, W. G., Ellis, S. He., McMahon, 

K. D., Neething, JB., Wei, H. P. & Chapman, M. (2006). The Devil is in the Details: Full 

Scale Optimization of the EBPR Process at the City of Las Vegas WPCF. Water Environment 

Foundation 06, s 5110-5130. 

Banister, S. S. & Pretorius, W. A. (1998). Optimisation of primary sludge acidogenic 

fermentation for biological nutrient removal. Water SA 24(1), s 35-41. 

Barnard J.L. & Scruggs C.E. (2003). Biological phosphorus removal 

-secondary release and GAOs can be your hidden enemies. Wat.Env.Tech., 15(2), s 27-33. 

Brdjanovic D., van Loosdrecht M.C.M., Hooijmans C.M., Mino T., Alaerts G.J. & Heijnen J.J. 

(1998 a). Effect of polyphosphate limitation on the anaerobic metabolism of phosphorus 

accumulating microorganisms. Appl Microbiol Biotechnol 50, s 273-276. 

Brdjanovic, D., Logemann, S., van Loosdrecht, M.C.M., Hooijmans, C.M., Alaerts, G.J. & 

Heijnen, J.J. (1998 b). Influence of temperature on biological phosphorus removal: process 

and molecular ecological studies. Water Research 32(4), s 1035-1048. 

Brdjanovic, D., Slamet, A., van Loosdrecht, M.C.M., Hooijmans, C.M., Alaerts, G.J. & 

Heijnen, J.J. (1998 c). Effect of excessive aeration on biological phosphorus removal from 

wastewater. Water Research 32(1), s 200-208. 

Carlsson, H., Aspegren, H. & Hilmer, A. (1996). Interactions between wastewater quality and 

phosphorus release in the anaerobic reactor of the EBPR process. Water Research 30(6), s 

1517-1527. 

Carucci, A., Kühni, M., Brun, R., Carucci, G., Koch, G., Mejone, M. & Siegrist, H. (1999). 

Microbial competition for the organic substrates and its impact on EBPR systems under 

conditions of changing carbon feed. Water Science and Technology 39(1), s 75-85. 

Chanona, J., Ribes, A & Ferrer, J. (2006). Optimum design and operation of primary sludge 

fermentation schemes for volatile fatty acids production. Water Research 40(2006), s 53-60. 

Comeau, Y., Hall, K. J., Hancock, R. E .W. & Oldham, W. K. (1986). Biochemical model for 

enhanced biological phosphorus removal. Water Reasearch 20(12), s 1511-1521. 

Janssen, P. M. J., Meinema, K. & van der Roes, H. F. (2002). Biological phosphorus removal – 

Manual for design and operation. IWA Publishing, London. 

Klimatförändringarnas inverkan på de allmänna avloppssystemet. (2007). Svenskt Vatten, 

meddelande M134. 

Koch, F.A. & Oldham, W.K. (1985). Oxidation-reduction potential - A tool for monitoring, 

control and optimization of biological nutrient removal systems. Water Science and 

Technology 17(11-1), s 259-281. 

Krühne, U., Henze, M., Larose, A., Kolte-Olsen, A & Jørgensen, S. B. (2003). Experimental 

and model assisted investigation of an operational strategy for the BPR under low influent 

concentrations. Water Research 37, s 1953-1971. 

Lettinga, G., Huishoff Pol, L.W. & Zeeman, G. (1998). Lecture notes biological wastewater 

treatment. Part: anaerobic wastewater treatment. Sub-department of Environmental 

Technology, Wageningen Agricultural University., Holland. 

Lie, E., Christensson, M., Jönsson, K., Østgaard, K., Johansson, P. & Welander, T. (1997). 

Carbon and phosphorus transformations in a full-scale enhanced biological phosphorus 

removal process. Water Research 31(11), s 2693-2698. 

Liu, W., Nakamura, K., Matsuo, T & Mino, T. (1997). Internal energy-based competition 

between polyphosphate- and glycogen-accumulating bacteria in biological phosphorus 

removal reactors –effect of P/C feeding ratio. Water Research 31(6), s 1430-1438. 

Lopez, C., Pons, M.N. & Morgenroth, E. (2006). Endogenous processes during long-term 

starvation in activated sludge performing enhanced biological phosphorus removal. Water 

Research 40, s 1519-1530. 

46

López-Vázquez, C.M., Hooijmans, C.M., Brdjanovic, D., Gijzen, H. J. & van Loosdrecht, M. 

C. M. (2008). Factors affecting the microbial populations at full-scale enhanced biological 

phosphorus removal (EBPR) wastewater treatment plants in The Netherlands. Water Research 

42, s 2349-2360. 

Mino, T., Arun, V., Tsuzuki, Y. & Matsuo, T. (1987) Effect of phosphorus accumulation on 

acetate metabolism in the biological phosphorus removal process. Advances in Water 

Pollution Control: Biological Phosphate Removal from Wastewater, Pergamon Press, s 27- 

38. 

Mino, T., van Loosdrecht, M. C. M. & Heijen, J. J. (1998). Microbiology and biochemistry of 

the enhanced biological phosphate removal process. Water Resource 32(11), s 3193-3207. 

Miyake, H. & Morgenroth, E. (2005). Optimization of Enhanced Biological Phosphorus 

Removal after Periods of Low Loading. Water Environmental Research 77(2), s 117-127. 

Moser-Engeler, R., Udert, K. M., Wild, D. & Siegrist, H. (1998). Products from primary sludge 

fermentation and their suitability for nutrient removal. Water Science Technology 38(1), s 

265-273. 

Oehmen, A., Lemos, P. C., Carvalho, G., Yuhan, Z., Keller, J., Blackall, L. L. & Reis, A. A. M. 

(2007). Advances in enhanced biological phosphorus removal: From micro to macro scale. 

Water Research 41, s 2271-2300. 

Olsson, G. & Newell, B. (1999). Wastewater Treatment Systems. Modelling, Diagnosis and 

Control. IWA Publishing, London, UK. 

Randall, A. A., Benefield, L. D., Hill, W. E. (1997). Introduction of phosphorus removal in an 

enhanced biological phosphorus removal bacterial population. Water Resource 31(11), s 

2869-2877. 

Saito, T., Brdjanovic, D. & van Loosdrecht, M. C. M. (2004). Effect of nitrate on phosphorus 

uptake by phosphate accumulating organisms. Water Research 38, s 3760-3768. 

Schuler A.J. & Jenkins D. (2002). Effects of pH on enhanced biological phosphorus removal 

metabolisms. Water Science and Technology 46(4-5), s 171-178. 

Schön, G., Geywitz, S. & Mertens, F. (1993). Influence of dissolved oxygen and oxidationreduction 

potential on phosphate release and uptake by activated sludge from sewage plants 

with enhanced biological phosphorus removal. Water Research 27(3), s 349-354. 

Seviour, R.J., Mino, T. & Onuki, M. (2003). The microbiology of biological phosphorus 

removal in activated sludge systems. FEMS Microbiology Reviews 27, s 99-127. 

Siegrist, H., Brunner, I., Koch, G., Linh Con Phan & Van Chieu Le. (1999). Reduction of 

biomass decay rate under anoxic and anaerobic conditions. Water Science and Technology 

39(1), s 129-137. 

Slutliga villkor för utsläpp till vatten från Duvbackens avloppsreningsverk, beslut 2006-09-07. 

Länsstyrelsen Gävleborg. 

Stephens, H. L. & Stensel, H. D. (1998). Effect of operating conditions on biological 

phosphorus removal. Water Environment Research 70(3), s 362-369. 

Särner, E. (2007). Biologisk fosforavskiljning med hydrolys av returslammet och utan anaerob 

volym i huvudströmmen. Svenskt Vatten Utveckling, Rapport 2007-07. 

Temmink, H., Petersen, B., Isaacs, S. & Henze, M. (1996). Recovery of biological phosphorus 

removal after periods of low organic loading. Water Science and Technology 34(1-2), s. 1-8. 

Tillstånd enligt miljöbalken till avloppsrening, beslut 2001-12-14. (2001). Länsstyrelsen 

Gävleborg. 

Tykesson, E., Blackall, L. & Jansen, J la C. (2003). Growth of glycogen accumulation 

organisms as a probable consequence of simultaneous chemical precipitation in enhanced 

biological phosphorus removal. Presenterad på IWA konferens: Environmental 

Biotechnology Advancement on Water and Wastewater Applications in the tropics, 9-10 

december 2003, Kuala Lumpur, Malaysia. 

47

Tykesson, E. (2002). Combined biological- and chemical phosphorous removal in wastewater 

treatment – Swedish experience and practical application of phosphorous release batch test. 

Licenciatavhandling TVVA-3007, Lunds tekniska högskola. 

Tykesson E. & Jansen J. la Cour (2005). Evaluation of Laboratory batch tests for Enhanced 

Biological Phosphorus Removal. Vatten 61: 43-50. 

Tykesson, E., Jönsson L-E. & Jansen J. la Cour (2005). Experience from 10 years of full-scale 

operation with enhanced biological phosphorus removal at Öresundsverket. Water Science & 

Technology 52(12), s 151–159. 

Vargas, M., Casas, C. & Beaza, J. A. (2009). Maintenance of phosphorus removal in an EBPR 

system under permanent aerobic conditions using propionate. Biochemical Engineering 

Journal 43, s 288-296. 

48

BILAGA 1 

SCHEMA FÖR RECIRKULATION AV PRIMÄRSLAM I HYDROLYSSTEGET 

Linje 

1 

Starttid 

2 3 4 5 6 

Stopptid Starttid Stopptid Starttid Stopptid Starttid Stopptid Starttid Stopptid Starttid Stopptid 

Måndag 00:00 24:00 11:00 24:00 00:00 11:00 00:00 11:00 11:00 24:00 00:00 24:00 

Tisdag 00:00 11:00 00:00 24:00 11:00 24:00 11:00 24:00 00:00 24:00 00:00 11:00 

Onsdag 11:00 24:00 00:00 11:00 00:00 24:00 00:00 24:00 00:00 11:00 11:00 24:00 

Torsdag 00:00 24:00 11:00 24:00 00:00 11:00 00:00 11:00 11:00 24:00 00:00 24:00 

Fredag 11:00 24:00 00:00 12:00 11:00 24:00 11:00 24:00 00:00 12:00 11:00 24:00 

Lördag 00:00 11:00 00:00 24:00 00:00 24:00 00:00 24:00 00:00 24:00 00:00 11:00 

Söndag 11:00 24:00 00:00 11:00 00:00 24:00 00:00 24:00 00:00 11:00 11:00 24:00 

49

BILAGA 2 

ANALYSMETODER 

Fosforsläpps och upptagsförsök 

Enligt Tykesson & Jansen (2005). 

Fosforanalyser 

Svensk Standard 028127 och 028126. 

Kväveanalyser 

Dr Lange-ampuller av typ nr. 26053-45 som bygger på en förenklad metod av Svensk 

Standard 028133. 

VFA-analyser 

Fempunktstitrering där 0,050 M HCl användes. Mätdata behandlades i programvaran TITRA 

5 som beräknar mängden VFA omräknat till mg ättiksyra (HAc)/l samt alkaliniteten som mg 

kalciumkarbonat (CaCO3)/l. 

Syreförbrukande material 

COD analyserades med Dr. Lange-ampuller av typ LCK 114 som bygger på en förenklad 

metod av Svensk Standard 028142. 

BOD7 analyserades enligt Svensk Standard 028143. 

TOC analyserades med Dr. Lange-ampuller av typ LCK 386 som är en fotometrisk metod för 

detektion av TOC. 

SS och VSS analyserades enligt svensk standard 028112 och 028 

50

BILAGA 3 

Kontrollprogram för primärslamshydrolys 

Parameter Tidsintervall Syfte Optimal nivå 

Slamnivå Dagligen Tillräcklig substratmängd Lodnivå: 4,0-5,5 m slamvolym på 

80-25 m 3 

Stickprov efter hydrolysen 

(VFA/PO4-P) 

Dagligen Optimal mängd VFA till biosteget VFA/PO4-P-kvot överstigande 10 

samt jämn tillförsel av VFA 

Kontrollprogram för biosteg 

Parameter Tidsintervall Syfte Optimal nivå 

Fosfatprofil genom biosteget 1 ggr/vecka Följa trender på fosforsläpp och 

upptag i full skala 

Fosforsläppsförsök 1 ggr/månad Följa trender på fosforavskiljande 

kapacitet hos bioslammet 

51 

Högt fosforsläpp, anaerob fosforhalt 

överstigande 10 mg/l. Nettoupptag 

som klarar gällande riktvärde (0,4 

mg/l). 

Fosforsläpphastighet 

(mg P/g VVS∙h): 

7 Mycket god

ENHANCED BIOLOGICAL PHOSPHORUS REMOVAL AND PRIMARY SLUDGE 

HYDROLYSIS DURING HIGH-FLOW CONDITIONS: THE RESULT OF THREE YEARS 

FULL-SCALE EXPERIENCES AT DUVBACKEN WASTE WATER TREATMENT PLANT 

J. Örnmark 

Master Thesis in Engineering Chemistry, Umeå University, Sweden 

Gästrike Vatten AB, Box 954, SE-801 33 Gävle, Sweden 

ABSTRACT 

Enhanced biological phosphorus removal (EBPR) is a well-established technology for the 

treatment of municipal wastewater without the use of chemical precipitation. The method is 

being applied at Duvbacken wastewater treatment plant since 2004, where it gives an 

approximate 95 % reduction of the affluent phosphorus during normal operating conditions. 

However, after long periods with high water flows and low organic loadings, the process has 

been known to deteriorate leading to increased effluent phosphorus concentrations and a need 

for chemical precipitation. 

This report is the result of three years full-scale operation and optimization experiences with 

EBPR at the Duvbacken wastewater treatment plant. The result includes an identification of 

critical parameters responsible for the process failure during high-flow and low organic 

loading conditions. Full-scale measures were conducted including an operating strategy for 

the process during, and after, high-flow conditions. The results were found to be successful 

leading to a more stable process, less effluent peaks, minimal usage of precipitation chemicals 

and a lower energy consumption. 

Keywords: Enhanced biological phosphorus removal (EBPR), volatile fatty acids (VFA), 

primary sludge hydrolysis, phosphate-accumulating organisms (PAO), excessive aeration, 

aeration control, low loading, high-flow conditions, phosphate uptake, phosphate release 

INTRODUCTION 

Enhanced biological phosphorus removal (EBPR) is a well-established technology for the 

treatment of municipal wastewater without the use of chemical precipitation. This is achieved 

by specific types of bacteria; phosphorus accumulating organisms (PAO). These naturally 

occurring bacteria are enriched in the activated sludge by introducing an anaerobic reactor 

upstream of the aerobic reactor in an activated sludge treatment system. The specific plant 

operating conditions favour PAO that have the ability to accumulate organic substrates during 

anaerobic conditions, and therefore gain advantages over other heterotrophic organisms. The 

bacteria also have an ability to store phosphorus during aerobic conditions, to a higher extent 

than what is needed instantly, and this is the key mechanism in the EBPR process which leads 

to a phosphate removal from the bulk liquid phase. 

The microbiologically available organic substrates for PAO consist solely of volatile fatty 

acids (VFA) (Comeau et al., 1986, Mino et al., 1987) that are fed to the anaerobic reactor by 

the wastewater. VFA are stored in carbon reserves in the cell as poly-hydroxyl-alconates 

(PHA) while energy and reduction equivalents are provided by the break down of 

accumulated polyphosphate (poly-P) and glycogen (Seviour et al., 2003) . Subsequently, 

under aerobic conditions, the stored carbon favors growth and accumulation of phosphate by 

PAO, which are capable of dual poly-P and carbon storage. High phosphate removal 

53

efficiency can be achieved by withdrawing the excess of sludge formed, containing the 

biomass of PAO whith high phosphorus content within its cells. 

Sweden and other northen countries have experienced an increased level of precipitation 

during the last decades and both the level and intensity of these events can, according to 

present climate models, be expected to increase further during the decades to come. This has 

an impact on the wastewater treatment systems of the communities which receives a higher 

level of stormwater both to the sewers and to the wastewater treatment plants (WWTP). This 

occurs due to drainage from houses and leakage into the pipe-system. Another reason for high 

influx flows can be that storm drains are not always operated independently from sanitary 

sewer systems, especially in older parts of the cities, where the pipe-system can be more than 

a hundred years old. Apart from the risk of discharging untreated sewage into the 

environment, the increased flow can also lead to serious failures at the WWTP, especially 

when biological treatment methods are being applied. 

An activated sludge system with EBPR is very sensitive to external disturbances, such as high 

influx flows. This can either deteriorate the phosphorus removal efficiency instantaneously or, 

if the disturbance is prolonged, cause the ecosystem of the activated sludge to shift in favour 

of other microorganism types than the essential PAO. The latter can affect the ability to 

remove phosphorus biologically for long periods, in the order of weeks to months, until the 

microbial population of PAO is re-established in the system. The weakened overall system 

performance can also render the need for chemical precipitation of phosphate. This can have a 

further inhibiting effect on the recovery of the EBPR process, since the biologically available 

phosphate becomes chemically bound and therefore limits the ability to rebuild the 

endogenous poly-P pools (Tykesson et al., 2003). 

One of the most crucial factors related to high influx flows is the availability of easily 

biodegradable substrates in the influent wastewater feeding the PAO in the anaerobic stage of 

the process. A correlation has been found between the VFA-feed and the phosphate release in 

the anaerobic reactor and hence the overall phosphorus removal performance (Carlsson et al., 

1996, Lie et al., 1997). During high-flow conditions the WWTP temporary receives a diluted 

sewage at a high hydraulic load. The concentration of VFA has been shown to decrease and, 

at the same time, the VFA to phosphate ratio is reduced during these conditions (Carlsson et 

al., 1996). Depending on the duration of the highflow, this may result in a partial or complete 

depletion of the endogenous carbon reserves, and leads to high effluent phosphate loadings 

(Temmink et al., 1996). During these conditions microbial growth becomes substrate limited, 

and the PAO tend to focus on maintenance using utilized energy for survival processes and 

excluding the uptake of phosphate. If the conditions are prolonged the active biomass of PAO 

can be reduced (Lopez et al., 2006). 

When the conditions have been normalized after a high-flow event the effluent phosphorus 

concentration has been reported to peak (Pitman et al., 1983). This is due to a temporary 

imbalance between phosphate-release and uptake. The phosphate release is recovered almost 

instantly while the phosphate uptake depends on a slowly rising level of PHA in the cell, and 

is therefore delayed (Temmink et al., 1996, Miyake et al., 2005). 

The WWTP Duvbacken in Gävle was rebuilt for EBPR during 2004. During the first years the 

phosphorus removal capacity was unstable. The main reason to this was found to be a lack of 

organic substrate for the process. A sufficient level of VFA was achieved by introducing a 

main stream primary sludge hydrolysis in 2007. This was achieved by pumping sludge from 

54

the hopper of the primary sedimentation tanks to the inlet of the tanks, and allowing it to mix 

with the influent wastewater. In this way, VFA produced in primary sludge is washed out and 

fed to the anaerobic reactor (method modified from Tykesson et al., 2005). Additional 

diffuser blocks were also installed in the last quarter of the anaerobic tank to allow for a 

reduction of the anaerobic retention time during low-flow conditions. The EBPR process has 

since then been stable during normal operating conditions, and reducing the phosphorus 

content to an extent of approximately 95 % without any use of chemical precipitation. 

However, after long periods with high-flow conditions and low organic loadings in the order 

of weeks, the process has been deteriorating leading to increased effluent phosphorus 

concentrations and a need for chemical precipitation. Moreover, from the year 2012 the 

effluent requirements will become more stringent with an effluent discharge limit of 0.3 mg 

P/l instead of the present 0.4 mg P/l. To meet these new demands, and at the same time 

minimize the use of chemical precipitation, the problems with insufficient phosphorus 

removal at prolonged high-flow conditions must be solved. 

Several studies of the EBPR process during high-flow starving conditions have been 

conducted at a laboratory scale. However, there is a lack of knowledge from full scaleperformances 

at these conditions. The purpose of this paper has been to translate the 

knowledge from laboratory investigations in the literature, to a complex full-scale practice. A 

study of the full scale treatment plant Duvbacken has been made to identify critical keyfactors 

for the current process during prolonged high-flow conditions. The result from this 

study was then used to develop different operating control strategies and to implement them 

in full scale, with the purpose of preventing process failure and the need for chemical 

precipitation during and after high-flow events. 

METHOD 

The WWTP treats the wastewater for about 88,000 population equivalents (p.e.) and consist 

of a simple AO-configuration (anaerobic-aerobic) with a highly loaded activated sludge 

treatment system without nitrification. The flow scheme of the plant is plotted in figure 1. 

Influent 

pretreated 

wastewater 

Returned 

primary 

sludge 

By-pass 

Sedimentation tanks 

with primary sludge 

hydrolysis 

Return flow 

Excess primary sludge to 

sludge treatment 

Additional diffusers 

for low-flow 

conditions 

AN A1 A2 

Figure 1. Flow scheme of the WWTP. AN=anaerobic reactor, A1=aerobic reactor 1, A2=aerobic reactor 2, A3=aerobic 

reactor 3. 

55 

A3 

Return of activated sludge 

Flow-equalization tanks 

Settling tanks 

Sludge 

tank 

Excess sludge to 

sludge treatment 

Effluent during prolonged 

high-flow conditions 

(chemically treated) 

Effluent

The results presented in this paper are based on observations in full-scale at the WWTP, and 

the experimental work was carried out between the years 2006 to 2009. During this period, 

the process has been followed by collecting data from an on-line phosphate analyzer with 

continuous samplings of the effluent, as well as laboratory analyses of flow-proportional 

samples taken on daily bases in the influent and effluent from the WWTP. 

Different tools were used to evaluate the performance of the EBPR-process and to identify 

crucial key-factors of significance for the process failure. A hypothesis was adopted based on 

recent research, see figure 2. The hypothesis was then used to identify the critical key factors 

for the EBPR-process during high-flow conditions. The conclusions from this identification 

were finally used to develop different control strategies that were then implemented and 

evaluated in full-scale. 

To evaluate the EBPR-activity of the activated sludge, anaerobic phosphorus release batch 

tests were performed according to Tykesson et al. 2005. The variation of phosphate release 

and uptake performance in full scale were monitored by constructing phosphate-profiles along 

the anaerobic and aerobic phases which were based on samples taken on a daily basis. The 

performance of the primary sludge hydrolysis was followed by taking samples at the outlets 

of the primary sedimentation tanks and these were analyzed for phosphate and VFA using a 

5-point titration method. The nutrient compounds as well as COD, TOC and VSS were 

measured by standard laboratory methods. 

Inhibition of primary 

sludge hydrolysis 

Decreased anaerobic 

retention time 

Aerobic conditions and 

reduced amount of 

substrate in the sewer 

system 

Influence of oxidative 

compounds in the 

anaerobic reactor 

Endogenous starvation 

(lack of PHA) 

Lack of VFA 

Reduced phosphate 

release in the 

anaerobic reactor 

Reduced phosphate 

uptake in the aerobic 

reactor 

High effluent 

phosphate loadings 

Figure 2. Factors with a possible inhibiting effect on the EBPR process during high-flow conditions. 

56 

Excessive aeration and 

high levels of oxygen 

Endogenous starvation 

(lack of PHA) 

Microbial competition 

and changes in bacterial 

community structures 

Occurrence of 

precipitation chemicals 

in the activated sludge

RESULTS AND DISCUSSION 

Evaluation of the EBPR performance 

Three different cases were identified during the study at the WWTP. These cases are 

visualized in figure 3 and are linked to the operation with EBPR in relation to the hydraulic 

load. At normal operating conditions the anaerobic phosphorus release is high and the overall 

P-removal efficiency is around 98 % giving effluent concentrations of phosphorus below 0.3 

mg/l. The anaerobic phosphorus mass release rate was 12.6 kg/h during normal conditions, 

compared to 2.6 kg/h during high-flow conditions. During high-flow conditions, the overall 

P-removal efficiency dropped to about 81 %. After a prolonged high-flow event the recovery 

of the P-release was found to be almost instantaneous whereas the P-uptake in the following 

aerobic phase demanded a much longer time for recovery. This caused the effluent phosphate 

concentration to peak after such a high-flow event, leading to the need for chemical 

precipitation. The main reason for this is probably the rapid increase of VFA in the influent 

together with a rapid prolonged anaerobic retention time. 

PO4-P (mg/l) 

Normal conditions High-flow conditions After high-flow conditions 

Figure 3. Three different observed cases of EBPR performance as linked to the hydraulic load. 

Critical key factors: 

The following crucial key-factors were identified as linked to high-flow conditions: 

During high-flow conditions. 

Lack of organic substrate (VFA) for the anaerobic process. 

Occurrence of oxidative compounds (nitrate, oxygen) in the anaerobic reactor. 

High levels of oxygen and an excessive aeration in the aerobic reactors. 

Occurrence of chemical precipitants in the activated sludge. 

After high-flow conditions. 

PO4-P (mg/l) 

Anaerobic Aerobic Anaerobic Aerobic Anaerobic Aerobic 

Rapid increase of influent VFA together with a prolonged anaerobic retention time. 

The main reason for the poor performance during high-flow conditions was identified as a 

temporary lack of VFA. A correlation between the VFA-feed to the anaerobic reactor and the 

phosphate release during different influx flows are plotted in figure 4. Here, a greater VFAsupply 

and phosphate release is registrered during low-flow conditions compared to during 

high-flow conditions. The anaerobic retention time was in this case shown to be of minor 

importance since 100 % of the phosphorus release and 98 % of the TOC uptake occurred 

57 

PO4-P (mg/l)

within the first half of the anaerobic volume independently of the influx flow. The main 

reason for the decrease in VFA-supply during high hydraulic load was that the circulation of 

primary sludge at some points had to be turned off to avoid wash out of sludge from the 

sedimentation tanks. Another reason might have been a dilution and change of biochemical 

conditions in the pipe-system, and that less organic substrate was supplied to the primary 

sludge hydrolysis from the sewers. 

VFA (kg/h) 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

0.0 

1000 1500 2000 2500 3000 3500 

Influx flow (m 3 /h) 

VFA (kg/h) Phosphate release (mg/g VSS∙h) 

Figure 4. Supply of VFA and anaerobic phosphorus release linked to the hydraulic load. 

Oxidative compounds were measured in the anaerobic reactor during high-flow conditions. 

Turbulent flow observed at the inlet of the anaerobic reactor might have been the cause to 

this. At these conditions the concentration of dissolved oxygen (DO) varied between 0.5 and 

2.5 mg/l and nitrate were measured to around 1.5 mg/l at the inlet of the anaerobic reactor. At 

the end of the reactor the concentration of oxygen varied between 0.1 and 0.2 mg/l. 

High peak concentrations of DO, exceeding the input variables in the aerobic reactors, were 

observed during high-flow conditions. One such event is shown in figure 5 which shows the 

on-line measures of DO in aerobic reactor 1 (A1) and aerobic reactor 2 (A2). The input 

variable for DO in A1 was set to 2.0 mg/l at the time. In A2 the input variable was set to vary 

between 0.5 and 1.5 mg/l as a mean value from two oxygen probes, one situated after the inlet 

and one before the outlet of this reactor. 

58 

16.0 

12.0 

8.0 

4.0 

Phosphate release 

(mg/g VSS∙h)

O 2 (mg/l) 

5 

4 

3 

2 

1 

(a) Aerobic reactor 1 

0 

2009-04-10 06 2009-04-12 18 

Figure 5. DO-concentrations in (a) aerobic reactor 1 and (b) aerobic reactor 2 during a prolonged period of highflow. 

During and after prolonged high-flow periods chemical precipitation was sometimes 

necessary to ensure acceptable P-removal. Phosphorus release batch tests were performed on 

activated sludge both with and without the presence of chemical precipitants. The results from 

such tests before and during a prolonged period with high-flow in December 2008 are shown 

in table 1. The results indicate that chemical precipitation can have an inhibiting effect on 

both the maximum phosphorus release and the maximum release and uptake rate. 

Table 1. Phosphorus release batch tests with and without chemical precipitation. Mean value from 4 tests each. 

Chemical precipitation Maximum P-release Maximum P-release Maximum P-uptake 

(Yes/No) 

(mg/g VSS) rate (mg/g VSS·h) rate (mg/g VSS·h) 

Yes 11.3 10,1 8.6 

No 19.7 12.8 11.0 

Operation control strategies 

To ensure for an anaerobic phosphorus release during high-flow conditions, the main goal 

was to secure the supply of VFA and, at the same time, secure an anaerobic retention time 

without occurrence of inhibitive oxidative compounds. If this could be achieved together with 

a better control of the aeration-system to avoid oxygen peaks and excessive aeration, the 

system should be able to retain an acceptable biological phosphate removal both during and 

after high-flow conditions. 

The measures taken to achieve this were: 

O2 (mg/l) 

Optimization of the primary sludge hydrolysis to maximize the production of VFA. 

Rebuilding of the inflow to the anaerobic reactor to avoid turbulent flow and, thereby, 

to ensure anaerobic conditions. 

Development of operating control strategies during and after high-flow conditions to 

maintain sufficient EBPR activity and avoid peak effluent concentrations. 

Additional substrate for the hydrolysis was created by pumping substrate from both the 

primary sludge and the activated sludge clarifier. This was done in pilot scale in one out of six 

sedimentation tanks using a pump giving 8 m 3 /h. Samples were also taken directly from the 

59 

5 

4 

3 

2 

1 

(b) Aerobic reactor 2 

0 

2009-04-02 00 2009-04-10 08 

On-line oxygen probe (1) 

On-line oxygen probe (2)

clarifiers and were measured for VFA. The results showed that this sludge could be used as an 

extended resource for substrate for the primary sludge hydrolysis during high-flow conditions. 

The VFA content of the effluent water from the sedimentation tank was instantaneously 

increased by 46 % for the activated sludge, and by 81 % for the primary sludge. The mean 

value of VFA in the supernatant from the activated sludge was 559 mg/l and, from the 

primary sludge, 952 mg/l. 

A change in the programming of the surveillance system was implemented in order to pump 

less primary sludge to the clarifier during high-flow conditions. This was done to assure a 

certain amount of substrate during these conditions. Samples taken at the effluent showed a 

correlation between sludge volume in the tank hoppers and the production of VFA. This is 

shown in figure 6 and illustrates the importance of having enough substrate for sufficient 

VFA-production. A correlation was also found between the pH and the production of VFA. 

Measurements of pH could hence be used for an indication of sufficient VFA-production. 

VFA (kg/h) 

20 

16 

12 

8 

4 

0 

(a) VFA-feed in correlation to sludge 

volume 

R² = 0,6336 

0 50 100 150 

Sludge volume (m 3 ) 

Figure 6. VFA-feed to the biological stage in correlation to (a) sludge volume in the hopper of the sedimentation 

tank and (b) pH in the effluent from the sedimentation tank. 

The inlet to the biological stage was rebuilt to prevent turbulent flow. Subsequently, DO 

concentrations were measured during high-flow conditions and showed that the anaerobic 

retention time had been secured. 

High DO-peaks in the aerobic reactors were prevented by implementing another change in the 

programming of the surveillance system. An automated change to a compressor with lower 

capacity during high hydraulic load was programmed. Another setup made it possible to 

choose different set points for the DO-level during normal and high-flow conditions, both in 

A1 and in A2. A further programming change was implemented to allow for different DOlevels 

in the beginning and the end of A2 by using two oxygen probes individually. The 

change to a high-flow set point was done depending on the airflow in the aerator-system in 

A1 which reflects the current load of oxygen demanding substances. The purpose of these 

changes was to reduce the concentration of DO during prolonged high-flow and endogen 

starvation conditions to possibly conserve PHA pools and thereby make process failures less 

likely. Proper control of aeration has also been shown to reduce the biomass decay (Siegrist et 

al., 1999). 

The point for bypass was moved from after the primary sedimentation tanks to before them, to 

be able to control the influx-flow and thereby avoiding the risk for sludge wash out from the 

60 

VFA (kg/h) 

25 

20 

15 

10 

5 

(b) VFA-feed in correlation to pH 

R² = 0.7099 

0 

6.8 7.2 7.6 

pH

primary sludge hydrolysis. For the same reasons the maximum influx-flow was also lowered 

from 3000 m 3 /h to 2500 m 3 /h to both the primary sludge hydrolysis and the biological stage. 

During both december 2007 and 2008, the WWTP experienced exceptional high-flow 

conditions with a slightly higher mean influx flow during 2008 compared to 2007. In figure 7 

the effluent phosphorus load and the usage of precipitation chemicals for the two periods are 

plotted, as well as three months afterwards, when the operation conditions had returned to 

normal. At december 2008, the bypass point had been changed, and this year less than half the 

amount of phosphorus was discharged and less than one third of precipitation chemicals were 

used compared to the year before. After the high-flow event 2007 the EBPR process was 

deteriorated for about three months. 2008 the process recovered much faster, which led to a 

lower effluent phosphorus load with only one fifth of precipitation chemicals. 

P (kg) 

1600 

1200 

800 

400 

0 

(a) Effluent phosphorus load 

December January-March 

Bypass at 3000 m3/h, 2007 Bypass at 2500 m3/h, 2008 

Figure 7. (a) Effluent phosphorus load and (b) usage of precipitation chemicals before and after optimization 

changes in the process. During (December) and after (January to March) high-flow conditions in 2007 and 2008. 

The overall results from the changes implemented were: a more stable process, smaller 

effluent peaks, a minimal usage of precipitation chemicals, avoiding need for external carbon 

source and less energy consumption. In figure 8, a plot of the usage of precipitation chemicals 

and the effluent phosphorus load during the years 2006 to 2009 is presented. In 2009 the 

effluent phosphorus load and the usage of precipitation chemicals were the lowest since the 

WWTP was rebuilt for EBPR, and this makes the prospects for managing the stringed 

demands 2012 optimistic. 

Effluent P (tonne) 

8 

6 

4 

2 

0 

Figure 8. Overall effluent phosphorus load and total usage of precipitation chemicals from the year 2006 to 2009. 

61 

FeCl 3 (tonne) 

60 

40 

20 

0 

(b) Chemical precipitation 

December January-March 

chemical 

300 

200 

Precipitation 

100 

0 

2006 2007 2008 2009 

Year 

Effluent P Precipitation chemical 

(tonne)

CONCLUSIONS 

Five crucial key factors were identified as the main reason for the process failure 

during and after high-flow conditions. Endogenous starvation caused by a lack of 

VFA-supply and excessive aeration were found to be the main reason. 

The process was stabilized during high-flow conditions by combining a series of 

measures. This included a reduction of influx flow to both the primary sludge 

hydrolysis tanks, and to the activated sludge stage, a reduction of turbulence at the 

inlet to the anaerobic stage, and lowered oxygen concentrations in the aerobic tanks. 

These operational changes secured a sustainable amount of VFA for the anaerobic 

process, assured an anaerobic retention time and made the aerobic conditions more 

favorable for the maintenance of endogenous carbon sources. 

The overall results of the changes were: a more stable process, less pronounced 

effluent peaks, a minimal usage of chemicals (chemical precipitation and external 

carbon source), and lower energy consumption. 

62

Department of Chemistry 

S-901 87 Umeå, Sweden 

Telephone +46 90 786 50 00 

Text telephone +46 90 786 59 00 

www.umu.se

Problematik vid höga flöden - Gästrike Vatten AB

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?