Ozonering av aktivt slam - Kemiteknik - Lunds Tekniska Högskola

Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik
Institutionen för Kemiteknik
Ozonering av aktivt slam
- effekter på sedimenteringsegenskaper och processhastigheter
Examensarbete av
Mattias Paulsson
Februari 2010

________________________________________________________________________
Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik
Water and Environmental Engineering
Institutionen för Kemiteknik
Department of Chemical Engineering
Lunds Universitet
Lund University, Sweden
Ozonering av aktivt slam
- effekter på sedimenteringsegenskaper och processhastigheter
Ozonation of activated sludge
- effect on sedimentation properties and process rates
Examensarbete nummer: 2010-05
av
Mattias Paulsson
Vattenförsörjnings­ och Avloppsteknik
Institutionen för Kemiteknik
Lunds Universitet
Februari 2010
Handledare: Universitetslektor Karin Jönsson
Examinator: Professor Jes la Cour Jansen
____________________________________________________________________________________
Bilder på försättsblad: Obehandlat Graminfärgat aktivt slam från Källby ARV.
Ozonerat Graminfärgat aktivt slam från Källby ARV.
Postadress: Besöksadress: Telefon:
P.O. Box 124 Getingevägen 60 +46 46-222 82 85
SE-221 00 Lund
+46 46-222 00 00 (vx)
Sweden
Telefax:
+46 46-222 45 26
Webbadress:
www.vateknik.lth.se
iii

SUMMARY
A common trend in several Swedish municipalities is that smaller wastewater treatment plants
(WWTP) are rebuilt or wind up leading the wastewater to a larger treatment plant in the
municipality or in a municipality nearby. Some of the possible advantages can be a cheaper
operation and better possibilities for control which also can lead to better chances to improved
cleaning results. A disadvantage can be increased costs for pumping the water. A close down of a
WWTP gives a higher load on the other plants, regarding to pollutants and water flow.
One of the most common methods to clean wastewater is activated sludge. The sludge is
composed of high concentrations of bacteria which are breaking down or accumulation
pollutants and in the same time reproduces themselves under favorable conditions. The bacteria
are mostly living in flocks which are keeping together inter alia with filamentous bacteria which
gives the flock a more dense structure. In a reasonable amount the filamentous bacteria are good
for the sludge structure but if there are surpluses of them, bulking sludge, the filamentous will
become a problem which does the sludge harder to separate from the water. A common method
to separate the sludge from the water is by sedimentation basins which need large volumes to be
effective. If the water load in to a treatment plant increase, the time for the sludge to settle will
decrease. The consequences are that the sludge that needs the longest time to settle risks to
follow with the outgoing water and the treatment results will deteriorate. A solution is to increase
the retention time in the sedimentation basins by increasing the volumes. An alternative solution
is to increase the sedimentation qualities by breaking down the filamentous bacteria by expose
them for ozone gas which has been shown effective. The filamentous are then shortened and the
sludge settle in an easier way.
The aim of this master thesis was to design and build an ozonation equipment in laboratory scale
to ozonate activated sludge in batch experiments. Another aim of this study was to investigate
eventually effects on the sedimentation qualities and process rates of the sludge. Parameters that
have been investigated are sludge volume, SVI (sludge volume index), sludge reduction,
nitrification rate, oxygen uptake rate and the phosphorus release rate. A microscope was used to
see if the filamentous bacteria broke down according to the ozone treatment.
All equipment was placed in a fume hood. The gas inflow to the ozone generator was measured
and lead to an ozone analyzer. To avoid too large bubbles in the reactor a part of the gas stream
was by passed directly to a destructor. Only a minor stream was measured with a second gas
flow meter and lead to the reactor. The off-gas from the reactor, containing a minor amount of
ozone according to the high amount of organic material in the reactor, was lead to the destructor.
An ozone detector was installed to cut the power to the generator if the ozone concentration in
the ambient air was higher than a specific limit. The experiments have been performed as batch
experiments which mean that a fixed amount of sludge was treated and then investigated.
The results from the experiments showed that the ozonation treatment had a strong reducing
effect on the sludge volume (SV and DSV) together with SVI and DSVI. The largest reduction
of the sludge volume and the diluted sludge volume (percentage) was shown between the ozone
dose 0.005 and 0.010 g O 3 /g SS. Even the amount of SS and VSS was reduced during the
treatment. A larger dose gave generally a larger reduction with a span between 6 and 72 % for
v

the SS and between 6 and 69 % for the VSS. The quote between these parameters continued as
good as unchanged during the ozonation. The nitrification rate and the phosphorus release rate
were investigated during two experiments and the second was chosen according to good
improvements of the sludge settling properties. The nitrification rate increased after the ozone
treatment and with an ozone dose of 0.010 g O 3 /g SS was the difference
1.8 mg NH 4 -N/(g VSS · h) between the ozonated sludge and the reference sludge. The same
treatment had the same effect on the phosphorus release rate and the difference of the two
sludges was 3.3 mg PO 4 -P/(g VSS · h). A reason to the difference was the reduced amount of
VSS in the ozonated sludge which had a large effect on the calculations. When the phosphorus
release rate was investigated after the first dose was the result the opposite with a higher rate for
the reference sludge. The difference was 2.3 mg PO 4 -P/(g VSS · h). How high the ozone dose
was during this experiment is uncertain according to incorrect adjustments of the ozone analyzer.
The nitrification rate and in the second investigation even the phosphorus release rate, don’t
seem to be affected in a negative way of the ozone treatment. The reference sludge had a higher
OUR max after a treatment with 0.010 g O 3 /g SS. The difference between the sludges was
2.4 mg O 2 /(g VSS · h).
The conclusions of this work are that an ozonation treatment reduces both diluted and not diluted
sludge volume as well as SVI and DSVI. Even the amount of SS and VSS was reduced and also
the expansion of the filamentous bacteria in the sludge flock was reduced in extent. The
conclusions about the process rates are more uncertain. The nitrification rate was in two
experiments higher in the ozonated sludge compared to the reference sludge. The results from
the test of the phosphorus release rates were diverge. The OUR max was declining a little
compared to the reference sludge.
Keywords: activated sludge; filamentous; laboratory experiments; nitrification rate; oxygen
uptake rate; ozone; phosphorus release rate; sedimentation; sludge reduction; wastewater
treatment plant
vi

SAMMANFATTNING
En trend i ett flertal av Sveriges kommuner är att mindre avloppsreningsverk byggs om eller
avvecklas för att istället leda vattnet till kommunens (eller närliggande kommuns) större
reningsverk. Några av fördelarna är i regel billigare drift, bättre möjligheter för kontroll av
driften och därmed möjlighet till bättre reningsresultat. En nackdel kan vara ökade kostnader för
pumpningen av vattnet. En nedläggning av reningsverk och överföring av avloppsvattnet till det
mer centrala reningsverket medför en ökad belastning på de större verken både med avseende på
mängden föroreningar men också med tanke på vattenflödet.
En av dagens vanligast förekommande metoder för att rena avloppsvatten kallas för aktivt slam.
Detta slam utgörs till största del av höga koncentrationer av bakterier som bryter ned eller
ackumulerar föroreningar och samtidigt förökar sig under gynnsamma förhållanden. Bakterierna
lever mestadels i flockar som hålls ihop bland annat av trådbildande bakterier (filament) som ger
slamflocken en mer sammanhållen struktur. I lagom mängd är filament positiv för
slamstrukturen. Om filament däremot förekommer i överskott, så kallad slamsvällning, blir
filamenten ett problem som gör att slammet blir svårare att avskilja från vattnet. För att avskilja
slammet från vattnet tillämpas vanligtvis (volymkrävande) sedimenteringsbassänger. Ökar
flödesbelastningen till ett reningsverk får slammet mindre tid på sig att sedimentera och det mest
svårsedimenterade slammet riskerar att följa med det utgående vattnet och reningsresultatet
försämras därmed. En lösning på detta bekymmer är att öka uppehållstiden i
sedimenteringsbassängerna genom att öka volymerna. En alternativ lösning är att förbättra
slammets sedimenteringsegenskaper vilket kan göras genom att bryta ned de filamentbildande
bakterierna. Att utsätta slammet för ozongas har visat sig korta av filamenten och underlätta för
slammet att sedimentera.
Ett delmål med detta examensarbete har varit att designa och bygga en ozoneringsutrustning i
laboratorieskala för att i batchförsök kunna ozonera aktivt slam. Nästa delmål var att undersöka
eventuella effekter av ozonering på slammets sedimenteringsegenskaper och processhastigheter.
Parametrar såsom slamvolym, SVI (slamvolymindex), slamreduktion, nitrifikationshastighet,
syrerespiration (OUR) och fosforsläppshastighet har undersökts. Även mikroskopering har
utförts på slammet för att undersöka huruvida filamenten påverkats av ozoneringen.
Samtlig ozoneringsutrustning monterades i en draghuv. Gasflödet in till en ozongenerator mättes
för att efter generatorn ledas till en ozonanalysator. För att undvika alltför stora bubblor i
reaktorn avleds gas till en destruktor och endast en mindre gasström mäts upp och leds till
reaktorn. Off-gasen från reaktorn, som innehåller en kraftigt reducerad mängd ozon på grund av
den stora mängden organiskt material i reaktorn, går vidare till destruktorn. En ozondetektor som
bryter strömmen till generatorn om ozonhalten i den omgivande luften stiger över ett gränsvärde
finns monterad vid draghuvens öppning. Försöken har genomförts som batchförsök, det vill säga
att en bestämd mängd slam har behandlats och sedan undersökts.
Resultaten från utförda Försök visar att ozonering hade en kraftigt reducerande effekt på
slamvolym (både ospädd och spädd) samt SVI och DSVI. Den kraftigaste minskningen av
slamvolymen och den spädda slamvolymen visade sig mellan ozondoserna 0,005 och
0,010 g O 3 /g SS. Ozondoseringen hade även en reducerande effekt på SS och VSS. En större
vii

ozondos gav generellt en högre reduktion med en minskning av SS mellan 6 och 72 % och
mellan 6 och 69 % för VSS. Kvoten mellan VSS och SS förblev så gott som oförändrad.
Nitrifikations- och fosforsläppshastigheten undersöktes vid ett par ozondoser varav den ena valts
utifrån väsentligt förbättrade sedimenteringsegenskaper. Vid de två tillfällena då
nitrifikationshastigheten undersöktes efter en ozondosering ökade hastigheten efter
behandlingen. Då dosen uppgick till 0,010 g O 3 /g SS var skillnaden 1,8 mg NH 4 -N/(g VSS · h).
Samma effekt hade ozonbehandlingen då fosforsläppshastigheten undersöktes efter samma
ozondos. Skillnaden mellan de båda slammen uppgick då till 3,3 mg PO 4 -P/(g VSS · h). En orsak
till detta var att slammets VSS-halt reducerades kraftigt efter ozonering vilket hade en mycket
stor inverkan på hastighetsberäkningarna. Då fosforsläppshastigheten undersöktes efter den
första ozondosen blev resultatet det motsatta och referensslammet visade den högsta hastigheten
med en skillnad på 2,3 mg PO 4 -P/(g VSS · h). Hur hög ozondosen var under detta försök är
osäker på grund av felaktiga inställningar på ozonanalysatorn. Nitrifikationshastigheten och i ena
försöket även fosforsläppshastigheten, verkar därmed inte påverkas negativt av
ozonbehandlingen. När slammens OUR max undersöktes efter ozondosen 0,010 g O 3 /g SS hade
referensslammet den största hastigheten med en skillnad på 2,4 mg O 2 /(g VSS · h).
En ozonbehandling av aktivt slam reducerar både ospädd och spädd slamvolym samt SVI och
DSVI. Även slammets SS- och VSS-halt minskar med hjälp av ozonbehandlingen samtidigt som
filamentbakteriernas omfattning i slamflockarna minskar i omfattning. Slutsatserna angående
slammets processhastigheter är mer osäkra. Nitrifikationshastigheten visade sig vid två tillfällen
vara högre för det ozonerade slammet medan resultaten från fosforsläppshastigheten divergerade.
Det ozonerade slammets OUR max var lägre jämfört med referensslammet.
Nyckelord: aktivt slam; avloppsreningsverk; filament; fosforsläppshastighet; laboratorieförsök;
nitrifikationshastighet; ozon; sedimentering; slamreduktion; syrerespiration
viii

FÖRORD
Denna rapport sammanställer mitt examensarbete som genomförts under 6 månader med start
den 1 september 2009. Arbetet, som utfördes vid Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik vid
institutionen för Kemiteknik på Lunds Tekniska Högskola (LTH), avslutar mina studier på
civilingenjörsprogrammet Ekosystemteknik (Environmental Engineering) vid LTH.
Till att börja med vill jag tacka min handledare universitetslektor Karin Jönsson som först väckte
mitt intresse för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik. Hennes positiva inställning genom
examensarbetet tillsammans med hennes stora kunnande har varit en rik tillgång för att forma
arbetet till vad det har blivit. Jag vill också tacka min examinator professor Jes la Cour Jansen för
att han villigt ställt upp, särskilt i arbetets inledande faser, med kontakter och idéer om
ozoneringsutrustningens konstruktion.
Ett särskilt tack vill jag ge laboratorieassistenterna Gertrud Persson och Ylva Persson. Oavsett
mina med- eller motgång har ni alltid varit engagerade av mitt arbete och hjärtligt erbjudit en
hjälpande hand och trott på ett lyckligt slut.
I also would like to thank PhD-student Gerly Moradas for the successful cooperation with the
construction of the ozonation equipment. Many happy moments and great ideas have been shared
together.
Tack till doktorand Per Falås för intressanta diskussioner och för assistans med OUR-försöken.
Tack även till forskningsingenjör Hans-Olof Jedlid och tekniker Leif Stanley som på ett mycket
påhittigt och tålmodigt sätt hjälpt till att finna tekniska konstruktionslösningar till
ozoneringsutrustningen. Jag vill också tacka Jan Arlemark (O 3 -Technology AB) och Jan
Borgström (Primozone Production AB) för att ha delat med er av både er tid och ert kunnande
om ozon och ozoneringsutrustning.
Ett stort tack till berörd personal på Avloppsvattenavdelningen på VA SYD för er positiva
inställning till mitt arbete. Tack Marika Wennberg och Linda Svensson för er mycket givande
introduktion i mikroskopering.
Mest av allt vill jag tacka mina nära och kära som undantagslöst och alltid villkorslöst har gett
mig det stöd och den uppmuntran som jag behövt. Utan er hade jag varken påbörjat
Ekosystemteknikprogrammet eller klarat av att slutföra det.
Mattias Paulsson
Lund, februari 2010
ix

INNEHÅLLSFÖRTECKNING
1. INLEDNING ................................................................................................................. 1
1.1. Bakgrund ............................................................................................................... 1
1.2. Syfte ...................................................................................................................... 2
1.3. Metod .................................................................................................................... 2
2. AVLOPPSRENINGSVERK ......................................................................................... 5
2.1. Reningskrav .......................................................................................................... 5
2.2. Generell uppbyggnad av avloppsreningsverk ....................................................... 5
3. AKTIVT SLAM ........................................................................................................... 11
3.1. Princip ................................................................................................................. 11
3.2. Styrparametrar .................................................................................................... 13
3.3. Organismer ......................................................................................................... 16
3.4. Utmaningar för aktivt slam .................................................................................. 18
4. OZON ........................................................................................................................ 21
4.1. Allmänt ................................................................................................................ 21
4.2. Verksamma mekanismer (teori) .......................................................................... 24
4.3. Praktisk tillämpning ............................................................................................. 26
5. FÖRSÖKSUTFÖRANDE .......................................................................................... 29
5.1. Laboratorieuppställning ....................................................................................... 29
5.2. Analysredovisning ............................................................................................... 34
6. RESULTAT OCH DISKUSSION ................................................................................ 39
6.1. Filament .............................................................................................................. 39
6.2. Slamvolym och slamvolymindex ......................................................................... 41
6.3. Slamreduktion ..................................................................................................... 46
6.4. Nitrifikationshastighet .......................................................................................... 49
6.5. Fosforsläppshastighet ......................................................................................... 53
6.6. Syrerespiration (OUR) ......................................................................................... 56
7. SLUTSATSER ........................................................................................................... 59
8. FÖRSLAG PÅ VIDARE STUDIER ............................................................................ 61
9. REFERENSER .......................................................................................................... 63
10. BILAGA 1 - FÖRKORTNINGSLISTA / FÖRKLARINGAR ....................................... 69
11. BILAGA 2 - GASFLÖDESMÄTARE ........................................................................ 71
12. BILAGA 3 - INFÄRGNINGAR .................................................................................. 75
12.1. Gramfärgning .................................................................................................... 75
12.2. Neisserfärgning ................................................................................................. 75
13. BILAGA 4 - RISKANALYS ....................................................................................... 77
13.1. Metodbeskrivning för ozoneringsutrustning i laboratorieskala ........................... 77
13.2. Riskbedömning vid Laboratoriearbete med kemikalier (AFS 1997:10) ............. 80
13.3. Säkerhetsdatablad för ozon .............................................................................. 83
14. BILAGA 5 - METODBESKRIVNING NITRIFIKATIONSHASTIGHET ...................... 87
14.1. Bakgrund ........................................................................................................... 87
14.2. Syfte .................................................................................................................. 87
14.3. Mätprincip ......................................................................................................... 87
14.4. Faktorer som påverkar försöket ........................................................................ 87
14.5. Utrustning .......................................................................................................... 88
xi

14.6. Reagens ............................................................................................................ 88
14.7. Utförande .......................................................................................................... 88
14.8. Resultat ............................................................................................................. 89
15. BILAGA 6 - METODBESKRIVNING SYRERESPIRATION ..................................... 91
15.1. Bakgrund och syfte ........................................................................................... 91
15.2. Mätprincip ......................................................................................................... 91
15.3. Faktorer som påverkar försöket ........................................................................ 91
15.4. Utrustning .......................................................................................................... 91
15.5. Reagens ............................................................................................................ 92
15.6. Provförberedelse ............................................................................................... 92
15.7. Utförande .......................................................................................................... 93
15.8. Resultat ............................................................................................................. 93
16. BILAGA 7 - METODBESKRIVNING FOSFORSLÄPPSHASTIGHET ...................... 95
16.1. Bakgrund ........................................................................................................... 95
16.2. Syfte .................................................................................................................. 95
16.3. Mätprincip ......................................................................................................... 95
16.4. Faktorer som påverkar försöket ........................................................................ 95
16.5. Utrustning .......................................................................................................... 96
16.6. Reagens ............................................................................................................ 96
16.7. Utförande .......................................................................................................... 96
16.8. Resultat ............................................................................................................. 97
17. BILAGA 8 - ANALYSRESULTAT ............................................................................ 99
17.1. Försök 1 ............................................................................................................ 99
17.2. Försök 2 .......................................................................................................... 101
17.3. Försök 3 .......................................................................................................... 102
17.4. Försök 4 .......................................................................................................... 102
17.5. Försök 5 .......................................................................................................... 105
18. BILAGA 9 - VETENSKAPLIG ARTIKEL ................................................................ 107
xii

1. INLEDNING
1.1. Bakgrund
I dagens moderna avloppsreningsverk (ARV) utnyttjas föroreningarna i avloppsvattnet som föda
åt bakterier. Höga koncentrationer av bakterier bryter under gynnsamma förhållanden ned eller
ackumulerar föroreningarna, förökar sig och bygger upp ny biomassa. Den vanligast
förekommande reningsmetoden baserad på bakterier kallas för aktivt slam.
En av de största utmaningarna på avloppsreningsverken idag är att avskilja det bildade aktiva
slammet, inklusive föroreningarna, från vattenfasen. Den vanligaste förekommande
avskiljningsmetoden är sedimentering där slammet tillåts sjunka till botten i
sedimenteringsbassänger och vattnet fortsätter vidare i reningsverket. Dessa
sedimenteringsbassänger är ofta volymkrävande och på grund av sin storlek även kostsamma att
bygga. Många avloppsreningsverk har tyvärr de förutsättningar i det inkommande vattnet som
krävs för att få ett överskott av trådformiga bakterier, så kallade filament. Filamenten i överskott
ger slammet en voluminös struktur vilket gör slammet mer svårsedimenterat. Är mängden
filamentbakterier alltför stor kan verket tvingas begränsa flödet in till det biologiska
reningssteget, särskilt under perioder med kraftiga regn eller snösmältning, för att förhindra en
ursköljning av slammet, vilket kraftigt kan försämra verkets reningsresultat.
Belastningen på många av Sveriges avloppsreningsverk förväntas öka inom den närmaste
framtiden. Orsaken till detta är dels den ökande befolkningen i våra tätorter och dels att många
kommuner lägger ned sina mindre verk och istället leder vattnet till de större
avloppsreningsverken för att därmed få en effektivare rening och drift. Ett gott exempel på denna
utveckling är i Lunds kommun som inom en snar framtid planerar att minska antalet
avloppsreningsverk i kommunen och istället leda avloppsvattnet delvis renat eller helt orenat
vidare till kommunens större reningsverk, till exempel Källby ARV. En annan orsak till att flödet
in till reningsverken i framtiden kan komma att öka är på grund av det framtida klimatet som
många gånger förutspås ge oftare förekommande regn och dessutom fler extrema regn. Då
regnvatten- och avloppsvattensystemen i Sverige många gånger är sammankopplade ökar flödet
in till reningsverken i samband med regn.
Ökar flödet in till ett reningsverk som idag, på grund av slammets dåliga sedimenteringsförmåga,
ligger strax under kapacitetsgränsen kan anläggningen tvingas öka sin kapacitet antingen genom
att skapa nya volymer eller genom att förbättra slammets sedimenteringsegenskaper.
Ett effektivt verktyg för att bekämpa filamentbakterier och därmed öka reningsverkets kapacitet
är genom att ozonera slammet och metoden används i driften av till exempel Himmerfjärdsverket
i Stockholm. VA SYD (kommunalförbund för VA-samverkan Lund – Malmö) har i samarbete
med VA-teknik (LTH) genomfört försök med att i fullskala dosera ozon kontinuerligt under en
begränsad tid på Klagshamns ARV söder om Malmö (Wennberg et al., 2009a resp. 2009b).
Under pågående försök förbättrades slammets sedimenteringsegenskaper kraftigt. Dock avtog
nitrifikationshastigheten i försökslinjen med ungefär 10 % jämfört med referenslinjen.
1

En ökad föroreningsbelastning till ett avloppsreningsverk innebär också att bakterierna i
aktivtslamprocessen i större utsträckning förökas och på så sätt genereras mer slam. Överskottet
av slammet måste på något sätt omhändertas och denna behandling är en stor och ökande
kostnad för dagens reningsverk. Därför är metoder som minskar slamproduktionen men ändå
bibehåller slammets förmåga att bryta ned föroreningar attraktiva. Studier utförda i
laboratorieskala visar på en minskning av överskottsslamproduktionen i ozonerat slam med upp
till 30 % (Dytczak et al., 2007; Boehler och Siegrist, 2004). Innan denna behandlingsmetod
implementeras på ett reningsverk med syftet att signifikant minska produktionen av
överskottsslam eller för en ökad filamentkontroll, måste studier genomföras i fullskala för att
klarlägga eventuella negativa bieffekter, till exempel på nitrifikationsprocessen. Därför är ett av
målen med detta examensarbete att även studera det ozonerade slammets tillstånd genom att följa
parametrar såsom slammets nitrifikationshastighet, fosforsläppshastighet och
respirationsförmåga (oxygen uptake rate, OUR).
Utöver de användningsområden som nyss nämnts kan ozon även användas till bland annat ökad
gasproduktion i rötningsprocessen, för desinfektion och för nedbrytning av läkemedelsrester i det
renade avloppsvattnet. Samtliga av dessa är intressanta med tanke på dagens miljö- och
energidebatt (Naturvårdsverket 2009a). En av fördelarna med ozonering jämfört med alternativa
behandlingsmetoder är att restprodukten från det tillsatta ozonet är rent syre, en restprodukt som
inte bara är ofarlig utan dessutom kan komma till nytta i de biologiska processerna.
1.2. Syfte
Syftet med detta examensarbete är att undersöka om ozonering av aktivt slam har en effekt på
slammets sedimenteringsegenskaper och/eller processhastigheter.
Vidare är syftet att för ozondoser som ger märkbart förändrade sedimenteringsegenskaper
kontrollera eventuella förändringar av processhastigheter såsom nitrifikationshastighet,
fosforsläppshastighet och respirationshastighet (OUR). Dessutom ska påverkan på slammets
flockstruktur av en ökande ozondos undersökas med hjälp av mikroskopering.
För att genomföra ovanstående undersökningar ska en fullgod ozoneringsutrustning för
laboratoriebruk konstrueras för att producera och dosera ozongas till aktivt slam i en på förhand
bestämd dos relaterad till slammets SS-koncentration.
Avsikten i detta arbete är att genomföra batchförsök under relativt kort tid. Då utrustningen ska
kunna användas även i framtiden i forskningssyfte ställs kravet på utrustningen att den ska vara
flexibel och enkel att omkonstruera.
1.3. Metod
Detta examensarbete är huvudsakligen uppdelat i tre delar med teoretiskt, praktiskt och
analyserande arbete. Det mer teoretiska arbetet består i att ge en generell beskrivning av ett
typiskt svenskt avloppsreningsverk och att förklara aktivslamprocessen med avseende på bland
annat princip, funktion och potential tillsammans med processens begränsningar. Vidare ges
allmän information om ozon och en mer detaljerad beskrivning av teori kring ozonets
verksamma mekanismer och exempel på praktiska försök med ozonering av aktivt slam.
2

Den praktiska delen innefattar att konstruera en fullt fungerande ozonreaktor i laboratorieskala
som uppfyller samtliga säkerhetsföreskrifter ställda dels av Arbetarskyddsstyrelsen (AFS 1996:2,
Hygieniska gränsvärden) men även de av Kemicentrum och Institutionen för Kemiteknik
framarbetade säkerhets- och ordningsföreskrifterna för laboratorier (Generella
säkerhetsföreskrifter, 2009 och VA-labbets säkerhets- och ordningsföreskrifter, 2005). Dessa
kräver till exempel en godkänd riskanalys innan försök kan påbörjas. Reaktorn ska vara en väl
omblandad kolonn med möjlighet att med finfördelade bubblor och med fullständig omblandning
ozonera i så kallade batchförsök men även alternativt ozonera genomströmmande vätska.
Ozonhalten i den gas som tillsätts till reaktorn, liksom mängden gas, ska vara möjlig att mäta.
Aktivt slam från Källby avloppsreningsverk i Lund kommer sedan att ozoneras.
I analysdelen kommer både referensslam och ozonerat slam granskas med mikroskop
(Carl Zeiss, 100x förstoring) och resultaten från de utförda experimenten att undersökas för att
utreda ozonets eventuella effekter på slammets sedimenteringsegenskaper, potentiell
slamreduktion och möjlig påverkan på funktioner hos det aktiva slammet såsom
nitrifikationskapacitet, syrerespiration och fosforsläppshastighet.
För en utförligare beskrivning av laboratorieuppställningen, genomförda försök och använd
analysmetodik hänvisas till kapitel 5; Försöksutförande.
3

2. AVLOPPSRENINGSVERK
2.1. Reningskrav
Den 1 april 1999 antog Sveriges riksdag 15 nationella miljökvalitetsmål (numera 16 st).
(Naturvårdsverket 2009b). Ett av målen proklamerar att: ”Halterna av gödande ämnen i mark
och vatten skall inte ha någon negativ inverkan på människors hälsa, förutsättningarna för
biologisk mångfald eller möjligheterna till allsidig användning av mark och vatten” Samma källa
anger att fosforutsläpp från avloppsreningsverk bidrar till övergödning i haven vilket visar sig i
form av algblomningar och syrefria bottnar.
En mängd lagar och paragrafer avgör hur avloppsvatten ska hanteras. Till exempel är enligt
Miljöbalken (SFS 1998:808) kapitel 9 paragraf 1 utsläpp av avloppsvatten och spridning av
avloppsslam på åkermark exempel på miljöfarliga verksamheter. I paragraf 7 sägs det också att
”avloppsvatten skall avledas och renas eller tas om hand på något annat sätt så att olägenhet för
människors hälsa eller miljön inte uppkommer. För detta ändamål skall lämpliga
avloppsanordningar eller andra inrättningar utföras”. Ett annat exempel är Naturvårdsverkets
föreskrift SNFS 1994:7 (med ändring 1998:7) som bland annat anger minimikraven (gränsrespektive
riktvärden) för reningsresultaten på det avloppsvatten som från tätbebyggt område
släpps ut i en recipient.
Vilka reningskrav som gäller för en specifik anläggning beror på vilken recipient som är aktuell
och på hur stor reningsanläggningen är. Exempelvis har Sjölunda avloppsreningsverk i Malmö
(> 100 000 p.e.) vars recipient är Öresund som riktvärde 12 mg BOD 7 /L och 0,3 mg P/L som
månadsmedelvärde och 10 mg N/L som årsmedelvärde. Varje avloppsreningsverk har dock
individuella krav relaterade till SNFS 1994:7.
2.2. Generell uppbyggnad av avloppsreningsverk
Reningsprocesserna i ett avloppsreningsverk kan idag ofta delas upp i mekanisk (primär),
biologisk (sekundär) och kemisk rening (tertiär). Ordningen på (och förekomsten av)
reningsstegen är dock inte starkt bundna till den uppräknade utan kan variera från reningsverk till
reningsverk och ibland förekomma i samma volymer som fallet är med till exempel
simultanfällning. Avgörande faktorer kan vara till exempel det inkommande vattnets egenskaper,
utsläppskrav och den valda reningsstrategin. Som exempel på hur ett reningsverk kan vara
uppbyggt visas i Figur 1 ett förenklat processchema över Källby ARV.
5

1.
9.
2. 3. 4. 5. 6. 7. 8.
13.
10.
11.
12.
Figur 1. Ett förenklat processchema över Källby ARV i Lund. Schemat består av (1) fingaller, (2) sandfång,
(3) försedimentering, (4) biosteg i form av aktivt slam, (5) biosedimentering, (6) efterfällning,
(7) kemsedimentering, (8) sedimenteringsdammar följt av recipient, (9) regnvädersbassäng,
(10) gravitationsförtjockare följt av trumsil, (11) rötkammare med efterföljande gravitationsförtjockare,
(12) mekanisk avvattning med centrifug och (13) biogasklocka. Processchemat används med tillstånd av VA SYD.
Mekanisk rening
Det inledande reningssteget är vanligtvis en del av den mekaniska reningen som då består av ett
grov- och/eller fingaller (se Figur 1 (1)) vars uppgift är att skydda nästkommande reningssteg
genom att fånga upp de större partiklarna. Mellanrummet mellan spalterna i gallren varierar
mellan 3 – 20 mm men vanligast är 3 mm (Gillberg et al., 2003). Exempel på föremål som
fastnar i dessa galler är småsten, kvistar, tops, trasor och bindor. Detta ”rens” tvättas och forslas
sedan bort.
Direkt efter gallerna kommer vanligtvis ett sandfång (Figur 1 (2)) som ofta är luftat i botten för
att effektivt avskilja de större partiklarna som passerar igenom gallerna. De tyngre partiklarna
sjunker till botten och avskiljs därmed från det passerande vattnet. Luftning av sandfånget
underlättar även borttagandet av fett då luftbubblorna lyfter fettet till ytan. Sanden transporteras
bort från bassängen med hjälp av till exempel en bottengående skrapa eller skruv för att sedan
tvättas och om möjligt återanvändas som exempelvis vägsand eller utfyllnadsmaterial. Fettet kan
tas bort med hjälp av ytgående skrapor och därefter exempelvis rötas för att utvinna biogas.
Till den mekaniska reningen kan även försedimenteringsbassänger (Figur 1 (3)) räknas. Dessa
bassänger är placerade efter sandfånget och avskiljer en del av de suspenderade föroreningarna
genom att de sjunker till botten, skrapas till en slamficka och pumpas till slambehandlingssteget.
Detta slam kallas för primärslam.
Biologisk rening
Biologisk rening är ofta det andra reningssteget i ett avloppsreningsverk (Gillberg et al., 2003). I
den biologiska reningen används höga koncentrationer av mikroorganismer där enligt
Henze et al. (2002) en stor andel utgörs av bakterier. Alla organismer i det biologiska
reningssteget har på ett eller annat sätt ympats in till reningsverket. De kan föras in via det
inkommande vattnet, från luft och mark eller med de djur som lever nära inpå reningsverket som
till exempel fåglar, gnagare eller insekter (Henze et al., 2002).
6

Under gynnsamma förhållanden bryter mikroorganismerna ned större delen av till exempel
organiska/kemiska syreförbrukande ämnen, assimilerar fosfor och/eller avskiljer kväve till
atmosfären. Detta arbete görs för att bakterierna ska utvinna energi och få de byggstenar som
behövs för överlevnad, tillväxt och förökning. Hur de gynnsamma förhållandena ser ut varierar
för olika sorters mikroorganismer. Temperaturen är generellt en viktig faktor för biologisk
aktivitet men även parametrar såsom pH och tillgången till syre är av avgörande betydelse.
Vanligtvis delas den biologiska reningen in i tre grupper baserat på vilket ämne som agerar
elektronacceptor vid nedbrytning av organiskt material. Är processen anaerob finns ingen
tillgång till fritt molekylärt syre, nitrat eller nitrit och nedbrytningen av organiskt material sker
förhållandevis långsamt genom fermentation (Tchobanoglous et al., 2004) där restprodukterna är
metan, koldioxid, vatten samt en mindre del ny biomassa (enligt Gillberg et al. (2003) ger
1 kg COD ≈ 0,1 kg biomassa vid anaerob nedbrytning). Här är de strikt anaeroba och/eller de
fakultativt anaeroba organismerna verksamma (Tchobanoglous et al., 2004).
Är processen istället aerob används syre som elektronacceptor och nedbrytningen av organiskt
material genererar såväl koldioxid och vatten som ny biomassa. Denna process är jämförelsevis
snabb och genererar omkring 0,5 kg biomassa av 1 kg COD (Gillberg et al., 2003).
Mikroorganismer som kan arbeta under dessa omständigheter är till exempel de strikt aeroba
eller de fakultativt aeroba (Tchobanoglous et al., 2004).
Då miljön är fri från molekylärt syre och nitrat och/eller nitrit finns närvarande och används som
elektronacceptor, definieras processen som anoxisk. Denna process genererar liksom den aeroba
koldioxid, vatten och ny biomassa men även kvävgas genom denitrifikation (läs mer om
denitrifikation i kapitel 3; Aktivt slam). Enligt Gillberg et al. (2003) genererar denna process lika
mycket ny biomassa som den aeroba men är inte lika snabb. Här är enligt
Tchobanoglous et al. (2004) fakultativt aeroba organismer verksamma. Samtliga tre
nedbrytningsprocesser är temperaturkänsliga och en (inte alltför) hög temperatur gynnar
reaktionshastigheterna.
Det finns ett flertal praktiska utformningar för biologisk rening och en av de vanligare
förekommande är den som kallas aktivt slam (Figur 1 (4)). Just denna utformning behandlas
mer utförligt i kapitel 3; Aktivt slam, nedan. Ett annat exempel är biobäddar där vattnet sprids
över ett material av till exempel plast eller sten med en stor yta. Vattnet syresätts då det sprids
över det veckade materialet och på denna yta lever ett stort antal olika organismer som antingen
hittar sin föda i vattnet eller äter av de mikroorganismer som växer på det veckade materialet i
biobädden. Aktivt slam, tillsammans med biobäddar räknas av Henze et al. (2002) som de två
vanligaste utformningarna av biologisk rening. Ett annat utformningsalternativ är den så kallade
MBBR-processen (Moving Bed Biofilm Reactor) där mikroorganismerna växer på ett
suspenderat bärarmaterial med stor yta. Bärarna hålls i rörelse i bassänger antingen med hjälp av
luftning eller med omrörare. Genom den stora yta per volymenhet som bakterierna kan växa på
kräver processen mindre volymer jämfört med aktivt slam. Därmed kan byggkostnader sparas
med avseende på mängden betong samtidigt som processens arealbehov inte är lika stort som till
exempel en aktivslamanläggning. Efter ett biosteg förekommer vanligtvis en
sedimenteringsbassäng (Figur 1 (5)).
7

Kemisk rening
Det kemiska reningssteget kan beroende på reningsverkets förutsättningar utformas på olika sätt
och förekomma på olika platser i reningsverket. Alla avloppsreningsverk är dock inte i behov av
kemisk fällning. Där har istället processen utformats för att tillämpa enbart mekanisk och/eller
biologisk rening. Kemisk fällning kan tillämpas med syftet att reducera till exempel fosfor- eller
partikelhalten i vattnet. Generellt sett, oavsett var i reningsprocessen kemsteget används, består
det av tre processer; inblandningssteg där kemikalierna tillsätts och blandas väl med vattnet, ett
koagulationssteg där kemikalierna binder till det suspenderade materialet som tillsammans bildar
kemflockar och till sist ett avskiljningssteg där kemflockarna avskiljs från vattnet
(Gillberg et al., 2003).
Det finns i huvudsak fyra olika fällningsstrategier vilka i sig vid behov kan kombineras med
varandra. Direktfällning tillämpas direkt efter sandfånget och är det enda behandlingssteget
utöver galler och sandfång. Förfällning fungerar på samma sätt som direktfällningen men med
ett efterföljande biologiskt reningssteg. Simultanfällning äger rum i det biologiska reningssteget
där aktivslambassängerna används för inblandning och koagulering och där slammet avskiljs
tillsammans med det biologiska överskottsslammet. Efterfällning (Figur 1 (6)) reducerar i
huvudsak fosforhalten och appliceras efter den biologiska reningen (Gillberg et al., 2003).
Slamhantering
Primärslam, slamöverskottet från verkets biologiska reningssteg och verkets eventuella kemslam
avskiljs antingen var för sig eller tillsammans från reningsstegen. För att slamhanteringen ska bli
mindre kostsam och mer effektiv förtjockas slammet genom att vatten avskiljs och därmed höjs
slamkoncentrationen. Vattnet (rejektvatten) återförs till början av vattenreningsprocessen. Ett
exempel på en förtjockningsprocess är så kallade gravitationsförtjockare (Figur 1 (10)) där
slammet tillåts sedimentera ännu en gång. Silbandsförtjockare är en annan metod som vanligen
ger ett bättre resultat jämfört med gravitationsförtjockaren i form av en högre TS-halt
(torrsubstanshalt). Önskar man få en högre TS kan en polymer tillsättas till slammet som får
slamflockarna att bindas ihop och släppa ifrån sig vattnet. Vattnet avskiljs sedan genom att slam
och vatten fördelas över en permeabel duk där vattnet rinner igenom duken. Slammet kan även
förtjockas med hjälp av en roterande trumsil (Figur 1 (10)). Även här kan en polymer blandas in
om en högre TS-halt önskas. Polymeren skapar större flockar och vatten rinner sedan igenom
den roterande permeabla trumman och slammet fortsätter mot nästa behandlingssteg.
En relativt vanlig bearbetning/stabilisering av slam är så kallad anaerob rötning. I en
rötkammare (Figur 1 (11)) värms slammet för mesofil eller termofil behandling.
Tchobanoglous et al. (2004) förklarar att de mesofila bakterierna fungerar optimalt i
temperaturspannet 25 till 40 °C och de termofila bakterierna i spannet 55 till 65 °C. Genom att
låta mikroorganismer bearbeta slammet under anaeroba förhållanden kan energirik metangas
utvinnas samtidigt som volymen slam minskas vilket minskar kostnaden för den vidare
slambehandlingen.
Genom att stabilisera slammet reduceras förekomsten av patogener, eventuell odör minskas och
förruttnelse förhindras. Flera olika metoder förekommer för att stabilisera slammet och enligt
Tchobanoglous et al. (2004) är det vanligaste sättet genom rötning. Andra metoder är till
8

exempel genom kalkning eller kompostering. Det stabiliserade slammet ska sedan avvattnas
vilket kan göras genom att till exempel centrifugera (Figur 1 (12)) ut vattnet från slammet eller
genom pressning. Torrsubstanshalter mellan 25 – 30 % är vanligt förekommande i det
färdigbehandlade slammet. Detta slam kan användas som anläggningsmaterial för till exempel
bullervallar eller för att täcka över deponier. I Källbys fall sprids slammet på åkermark.
9

3. AKTIVT SLAM
3.1. Princip
Aktivslamprocessen används idag världen över på moderna avloppsreningsverk. Ett flertal
utformningar av process och drift har utvecklats under åren för att tillgodose särskilda
reningskrav men den mest grundläggande aktivslamprocessen består enligt
Tchobanoglous et al. (2004) av tre komponenter: reaktor, separering av vatten från fasta ämnen
samt recirkulation av de fasta ämnena vilket illustreras i Figur 2.
Figur 2. Aktivslamprocess där genomströmmande vatten visas med de blå översta pilarna och retur- och
överskottslamflödet visas med bruna pilar nederst i figuren. Reaktorn är placerad till vänster och separering av
vatten från fasta ämnen till höger. Bilden är en del av Källby ARVs processchema och används med tillstånd av
VA SYD.
Ett annat alternativ är att driva aktivslamprocessen som en Sequencing Batch Reactor (SBR).
Strategin är då att rena vattnet satsvis i en reaktor, till viss del innehållande slam, som fylls upp
med inkommande vatten, luftas för nedbrytning av organiskt material och/eller nitrifikation samt
hålls omblandad med hjälp av omrörare under tiden denitrifikation ska pågå. Slutligen
sedimenteras slammet och vattenfasen dekanteras. Detta sker i cykler med bestämda tidsspann,
alternativt kan processen styras med en eller flera onlinemätare för olika parametrar. Enligt
Gillberg et al. (2003) används ofta två reaktorer vilket är fallet på till exempel Kalmar ARV där
två SBR-reaktorer används tillsammans med aktivslambassänger i huvudlinjen. På
Sjölunda ARV i Malmö tillämpas SBR-metodiken på rejektvattnet från slamavvattningen.
Organiskt material
Enligt Tchobanoglous et al. (2004) är BOD (Biochemical Oxygen Demand) den vanligaste
parametern som används som mått på organisk förorening i såväl avloppsvatten som ytvatten. I
ett förorenat vatten förbrukas syre av de mikroorganismer som finns i vattnet
(Henze et al., 2002). Ju högre organisk föroreningsgrad desto högre syreförbrukning. I
analysmetoden för BOD mäts syreåtgången efter 5 alternativt 7 dagar (BOD 5 respektive BOD 7 ).
Inkommande organiskt material till biosteget, som kan approximeras med den generella kemiska
formeln C 18 H 19 O 9 N, kan enligt Henze et al. (2002) bearbetas av mikroorganismer för flera
ändamål:
• Oxidation till koldioxid eller olika näringsämnen (utan nitrifikation) vilket generellt kan
skrivas:
C ekv. 1
+
+
18H19O9
N + 17,5O2
+ H → 18CO2
+ 8 H
2O
+ NH
4
11

• Assimilation till ny biomassa.
• Omvandling till en annan form av organiskt material.
Är det organiska materialet mycket svårnedbrytbart eller inert kan det passera oförändrat igenom
reningsprocessen, ofta på grund av att mikroorganismerna inte fått tillräckligt lång tid på sig för
att bryta ner föroreningen. Vanligtvis förekommer reningskrav som inte tar hänsyn till specifika
substanser utan istället kräver att en delmängd av den totala mängden organiskt material
avlägsnas (Henze et al., 2002). Mikroorganismer som använder sig av organiskt kol för bildandet
av ny biomassa kallas för heterotrofer (Tchobanoglous et al., 2004).
Nitrifikation
Nitrifikation är en aerob mikrobiologisk process som omvandlar ammonium till nitrit och
eventuellt nitrit till nitrat (Henze et al., 2002) och räknas som det första av avloppsreningsverkets
två kvävereducerande steg. Nitrifikationsprocessen kan i sig delas upp i ytterligare två steg där
ammoniumoxiderande bakterier (AOB) oxiderar ammonium till nitrit och sedan oxiderar
nitratoxiderande bakterier (NOB) nitrit till nitrat, se ekvation 2 och 3 nedan. Det första steget
frigör betydligt mer energi än det efterkommande.
3
NH + O → NO + H O + 2H
2
− 1
−
2
+ O2
→ NO3
2
+
−
+
o
+
4 2
2 2
ΔG
( W ) = −270kJ
/ mol NH
4
− N
o
−
NO ΔG
( W ) = −80kJ
/ mol NO − N
2
ekv.2
ekv.3
Att binda atmosfäriskt kol (koldioxid) till celler, som autotrofa organismer gör, är
energikrävande. Att ta upp kol kostar därmed de autotrofa organismerna mer energi jämfört med
de heterotrofa som hämtar sitt kol från organiskt material. Detta resulterar i ett generellt lägre
utbyte av cellmassa och tillväxthastighet för autotroferna (Tchobanoglous et al., 2004). Den
långsamma tillväxten är en viktig faktor att ta hänsyn till i den biologiska reningen
(Henze et al., 2002). Hur bestämning av ett slams nitrifikationshastighet går tillväga redogörs i
Bilaga 5.
Denitrifikation
Genom denitrifikation utförs det sista av de två kvävereningsstegen i det biologiska
reningssteget. Mikroorganismer omvandlar här det nitrat eller nitrit som bildats genom
nitrifikation, till kvävgas som släpps till atmosfären (se ekvation 4 från Gillberg et al. (2003)).
Då nitrat används som oxidationsmedel benämns reaktionen som anoxisk (Henze et al., 2002).
Det är viktigt att inte syre är närvarande då de denitrifierande bakterierna ofta är fakultativa och i
så fall istället använder syre som elektronacceptor.
2NO HCO
ekv. 4
− +
−
3
+ H + organiskt material → N
2
+
3
12

Intermediära produkter i nitrifikations- och denitrifikationsprocessen såsom nitrit,
kvävemonooxid och dikväveoxid är giftiga och/eller oönskade. Dessa intermediärer kan frigöras
från processen till exempel vid brist på kolkälla eller andra näringsämnen (Henze et al., 2002).
Ett stort antal bakterier kan denitrifiera och bland dessa bakterier återfinns både heterotrofa och
autotrofa. Den vanligaste och mest spridda denitrifieraren Pseudomonas kan använda ett flertal
kolkällor för denitrifikation (Tchobanoglous et al., 2004).
Biologisk fosforavskiljning
Även fosfor kan avskiljas från vattnet med aktivt slam. Genom att utforma reaktortanken så att
fosforackumulerande organismer (Phosphorus Accumulating Organisms, PAOs) gynnas kan
biologisk fosforavskiljning (bio-P) uppstå (Henze et al., 2002). Processen är cyklisk där
bakterierna alternerar från att frigöra och binda till sig fosfor i form av fosfat (PO 4 3- ). Det finns
ett flertal bakterier som klarar av denna process och den enligt Henze et al. (2002) bäst kända är
Acinetobacter. Vissa PAOs kan även denitrifiera.
Reaktorn utformas för biologisk fosforavskiljning med en anaerob zon i början av
aktivslamprocessen. I denna zon där vattnet är rikt på organiskt material (föda för bakterierna)
men inget syre (för att generera energi) svälts bakterierna. För att kunna tillgodogöra sig
organiskt material lagras födan i bakteriecellerna samtidigt som lagrad energi förbrukas. Därmed
frigörs upplagrad fosfat från bakterierna och den lösta fosforhalten i vattnet stiger samtidigt som
mängden BOD/COD (Chemical Oxygen Demand) minskar (Gillberg et al., 2003).
I den efterföljande aeroba zonen är förhållandena de omvända. Här finns syre för
energiproduktion men en brist på mat vilket får bio-P-bakterierna att förbruka den lagrade födan
för att bygga ny biomassa och lagra upp fosfatfosfor i form av polyfosfater. I denna zon fortsätter
halten BOD/COD att sjunka och fosforhalten sjunker till en lägre nivå än den i det inkommande
vattnet. Bakterierna återförs sedan till den anaeroba zonen med returslamflödet från
sedimenteringsbassängen. Fosforn som finns bunden i bakterierna, avskiljs från
aktivslamprocessen genom överskottsslamflödet (Gillberg et al., 2003). Hur man undersöker om
ett slam har en aktiv bio-P-kultur redogörs i Bilaga 7 – Metodbeskrivning fosforsläppshastighet.
Fördelar med biologisk fosforrening jämfört med att kemisk fällning är bland andra en reducerad
kemikaliekostnad och en minskad slamproduktion (Tchobanoglous et al., 2004).
3.2. Styrparametrar
För att göra reningen av det inkommande vattnet mer effektiv skapas gynnsamma förhållanden i
reaktorn till exempel med anaeroba och aeroba zoner. Vilka parametrar som väljs att kontrolleras
är till stor del en kostnadsfråga som måste vägas mot nyttan av åtgärderna.
Parametrar som åtgärdas
Till de viktigaste parametrarna som används för styrning av aktivslamprocessen i den dagliga
driften räknas syrekoncentration och slamålder (Gillberg et al, 2003). Syrekoncentrationen
styrs ofta med hjälp av onlinemätare placerade på ett flertal platser i aktivslambassängen. Med
13

hjälp av ett övervakande styrsystem och börvärden regleras syrekoncentrationen genom att en
större eller mindre mängd luft blåses in i botten av reaktorbassängen.
Slamåldern (SRT, Solids Retention Time) kan förklaras såsom den genomsnittliga
uppehållstiden för slammet i aktivslambassängen (Tchobanoglous et al., 2004) och är ett
förhållande mellan slammet som finns i bassängen och det slam som avskiljs från processen, se
ekvation 5 (Gillberg et al., 2003). Slamålder kan enligt Stockholm Vatten (2010) delas in i aerob,
anoxisk och anaerob slamålder där den aeroba slamåldern används för nitrifikation, den anoxiska
slamåldern för denitrifikation och den anaeroba slamåldern för biologisk fosforavskiljning.
Oftast beräknas den aeroba slamåldern.
SRT
a a
= ekv. 5
Q
ex
V
⋅ SS
ex
⋅ SS
+ Q
eff
⋅ SS
eff
V a = volymen av den luftade zonen [m 3 ]
SS a = slamkoncentration i den luftade zonen [kg SS/m 3 ]
Q ex = flödet för överskottsslammet [m 3 /d]
SS ex = slamkoncentration i överskottsslammet [kg SS/m 3 ]
Q eff = utgående vattenflöde [m 3 /d]
SS eff = utgående slamkoncentration [kg SS/m 3 ]
Slamåldern är enligt Tchobanoglous et al. (2004) den mest kritiska parametern för design av ett
aktivt slam-system då denna påverkar hur väl processen fungerar, slamproduktion, behovet av
syre och tankvolymen. Om avsikten med aktivslamprocessen är att bryta ner BOD kan
slamåldern variera mellan 3 – 5 dagar beroende på temperaturen i vattnet. Om den syrekrävande
nitrifikationsprocessen vill undvikas väljs en i det angivna intervallet lägre slamålder
(Tchobanoglous et al., 2004). Om avsikten istället är att nitrifiera ammonium till nitrat krävs en
slamålder mellan 3 – 18 dagar (Tchobanoglous et al., 2004; Henze et al., 2002) vilket enligt
(Tchobanoglous et al., 2004) kan förklaras med att heterotrofa organismer har en högre
tillväxthastighet jämfört med autotrofa organismer (se avsnittet om nitrifikation i kapitel 3.1.
ovan). För slamåldern spelar SS-halten (Suspended Solids) en stor roll. Begreppet SS innefattar
både slammets organiska och oorganiska material. Det organiska materialet anges som VSS
(Volatile Suspended Solids).
En annan viktig parameter är slamvolymindex (SVI, [mL/g]) som kan användas för att undersöka
slammets sedimenteringsegenskaper. Denna parameter beräknas enligt ekvation 6 då
slamvolymen, det vill säga volymen av det slam som sedimenterat i en mätcylinder (1 L,
diameter 60 mm) under 30 minuter, är mindre än 300 mL/L.
SV
SVI = ekv. 6
SS
SV = slamvolym [mL/L]
SS = slamkoncentrationen [g SS/L]
14

Befinner sig slamvolymen i intervallet 300 – 800 mL/L beräknas SVI enligt ekvation 7:
SV
200 +
SVI =
3
ekv. 7
SS
Ju lägre SVI desto bättre är slammets sedimenteringsegenskaper. Enligt Gillberg et al. (2003)
ligger ett normalt SVI mellan 60 – 150 mL/g. Ett högre SVI indikerar att slammet är
svårsedimenterat och en möjlig anledning är att mängden filamentbakterier är hög
(Gillberg et al., 2003). Är SV högre än 800 mL/L späds slammet med det från
sedimenteringsbassängen utgående vattnet och spädd SVI (DSVI) beräknas enligt ekvation 8:
DSV ⋅ f
DSVI = ekv. 8
SS
DSV = spädd slamvolym [mL/L]
f = spädfaktor
SS = slamkoncentrationen i det ospädda slammet [g SS/L]
Enligt Degrémont (2007) kan ett slams sedimenteringsegenskaper delas in i kategorierna ”bra”,
”normala” och ”dåliga” beroende på slammets DSVI enligt följande:
bra
normala
dåliga
50 – 100 mL/L
100 – 200 mL/L
> 250 mL/L
En annan viktig parameter att kontrollera är tillgången på näringsämnena kväve och fosfor vilka
behövs för tillväxt och fortplantning hos mikroorganismerna i det biologiska reningssteget.
Råder brist på antingen kväve eller fosfor kan funktionen i reningssteget begränsas
(Henze et al., 2002).
Det finns många substanser som i tillräckligt hög koncentration har en inhiberande effekt på den
biologiska reningen. Även om den luftade processen anses vara robust kan den avstanna och i
värsta fall dödas helt ifall den utsätts för en giftig substans (Henze et al., 2002).
Nitrifikationsprocessen på Öresundsverket i Helsingborg utsattes i början på mars 1993 för en
total hämning som återställdes först efter tre veckor (Jönsson, 2001). Efter denna incident
skapades en handlingsplan för driftspersonalen ifall en liknande händelse skulle inträffa igen.
Parametrar som inte åtgärdas
Parametrar som inte åtgärdas på grund av kostnadsfrågan är vattnets temperatur och pH. Liksom
för alla biologiska aktiviteter är temperaturen viktig för funktionen av aktivt slam. Att
temperaturen i luft och vatten varierar över årstiden måste tas hänsyn till vid både design och
drift av en aktivslamprocess (Henze et al., 2002). Tchobanoglous et al. (2004) anger att en
höjning av temperaturen med 10 °C medför en dubbling av tillväxthastigheten. En annan faktor
som har stor betydelse för det biologiska reningssteget är pH. Enligt Henze et al. (2002) är det
15

vanligtvis endast lågt pH som orsakar problem vilket kan uppstå i samband med nitrifikation (se
avsnittet om nitrifikation i kapitel 3.1. ovan) eller på grund av kemisk fällning av fosfor.
3.3. Organismer
I aktivt slam förekommer ett flertal organismer och den vanligaste arten är bakterier vars
huvudsakliga uppgift är att bryta ner och omvandla löst organiskt material (Henze et al., 2002).
Svampar för en ojämn kamp om födan med bakterierna och förekommer därför inte i lika stor
utsträckning. Alger, som kräver ljus, kan till viss del förekomma men med störst sannolikhet i
eftersedimenteringsbassängerna. I hur stor grad urdjur (Protozoa) lever i aktivslambassängerna
eller inte är beroende på belastningen på aktivslamprocessen. En låg belastning gynnar urdjuren
vars föda utgörs av bakterier, svampar, alger och löst organiskt material. Urdjuren är enligt
Henze et al. (2002) viktiga aktörer med avseende på den efterkommande sedimenteringen.
Förekomsten av högre djur (Metazoer) är, på samma sätt som för urdjuren, beroende av
belastningen på aktivtslambassängerna. Exempel på djur som lever under dessa förhållanden är
hjuldjur (Rotifera), kräftdjur (Crustacea) och insekter (Henze et al., 2002).
De bakterier som lever i aktivslamprocessen delas enligt Gillberg et al. (2003) in i tre grupper:
frisimmande, flockbildande och filamentbakterier. De frisimmande bakterierna förökas snabbt
och gynnas av låg slamålder. De lever ensamma eller i par och kan jämföras med mycket små
partiklar och ger vattnet ett dimmigt utseende. Dessa bakterier sedimenterar dåligt i
sedimenteringsbassängerna och spolas därför lätt ut från det biologiska reningssteget. Den största
delen av aktivslamprocessens biomassa finns hos de flockbildande bakterierna. Dessa bakterier
bildar ett polymerliknande medel som håller samman flockarna. Dessa flockar sedimenterar
normalt bra i det efterföljande sedimenteringssteget men för att förhindra att de spolas ut krävs
en slamålder på minst 1 – 2 dygn. Bakterierna som växer till långsammast i aktivslamprocessen
är filamentbakterierna. Dessa bakterier trivs med bland annat hög slamålder och låg temperatur.
De växer i linje efter varandra och bildar på så sätt långa trådar som ger slamflocken en viss
stabilitet (Gillberg et al., 2003). Alltför mycket filament kan det ge slammet en voluminös
struktur vilket hindrar det från att sjunka och därmed avskiljas i efterföljande
sedimenteringsbassänger. Exempel på aktivt slam med hög förekomst av filamentbildande
bakterier visas i Figur 3.
Figur 3. Neisserinfärgat aktivt slam från Källby ARV med hög förekomst av trådformiga bakterier. Bilden visar
referensslam i samband med ozoneringsförsök 1 (20091214) vid 100x förstoring.
16

Selektering
Om en specifik organism är vanligt förekommande i ett aktivtslamsystem eller inte beror på hur
väl anpassad organismen är till ett flertal omgivningsfaktorer som annars effektivt sorterar ut de
sämst anpassade. Henze et al. (2002) delar in detta urval i elektronacceptor, substrat,
sedimenteringsegenskaper, temperatur, tillväxthastighet och förmågan att leva i suspension och
för följande resonemang:
• I de aeroba zonerna luftas bassängerna för att hålla en tillräckligt hög syrehaltsnivå och i
de oluftade zonerna är ofta nitrathalten hög. Detta gynnar de bakterier som kan använda
både syre och nitrat som elektronacceptor men missgynnar de anaeroba bakterierna.
• För att bakterien inte ska dö av svält måste den kunna tillgodogöra sig substratet antingen
i dess primära eller sekundära form.
• Bakteriens fysiska egenskaper spelar också en betydande roll för dess överlevnad i
aktivslambassängen. Kan inte bakterien antingen på egen hand eller tillsammans i en
flock sedimentera tillräckligt snabbt riskerar den att spolas ur systemet.
• Är den omgivande temperaturen utanför det spann där bakterien kan verka dör den.
• Ständigt sker en dränering av systemet på mikroorganismer. Slamöverskottet avskiljs
samtidigt som en mindre del slam följer med det utgående vattnet. Halten
mikroorganismer i en aktivslamprocess reduceras även av predatorer och därför måste
organismens tillväxthastighet vara högre än avskiljningshastigheten.
• Då nedbrytningen av organiskt material sker i suspension missgynnas de organismer som
kräver en yta att växa på. Detta gäller för ett aktivtslamsystem.
Infärgning av bakterier
För att bättre kunna studera bakterier i mikroskop kan infärgningar göras. I denna studie har
Gram- och Neisserfärgning tillämpats. Foton av flera infärgade prover visas i kapitel 6; Resultat
och diskussion, nedan. Gramfärgningsmetoden bygger på att bakterier i princip kan delas in i två
grupper: grampositiver och gramnegativer. Vilken grupp en bakterie tillhör beror på strukturen i
cellväggarna. De grampositiva bakteriernas cellvägg är relativt tjock och består i huvudsak av
peptidoglykan. Cellväggen utgör en större del av cellmassan hos de grampositiva jämfört med de
gramnegativa bakterierna (Nationalencyklopedin, 2010b).
Vid Gramfärgning färgas alla bakterier blåsvarta till en början med kristallviolett tillsammans
med jodlösning som tränger in genom cellväggen (för metodik se Bilaga 3). Då etanol tillsätts
koagulerar peptidoglykanet och porerna i cellväggen förstörs. Grampositivernas tjocka cellvägg
skyddar dem från att avfärgas med etanolen vilket gör att de förblir blåsvarta. Gramnegativernas
tunna cellvägg gör att etanolen avfärgar dem och därför färgas dessa ljusröda med hjälp av
safranin. Metoden togs fram av den danske bakteriologen Hans Christian Gram år 1884
(Anox Educator AB, 1992).
17

Neisserfärgning togs fram för att undersöka cellens så kallade metakromatiska granuler, som för
det mesta består av polyfosfat. Infärgningen görs med hjälp av metylenblått, kristallviolett och
bismarkbrunt. Med hjälp av infärgningen visas granulerna som blåsvarta korn inne i en svagt
gulbrun cell (Anox Educator AB, 1992).
3.4. Utmaningar för aktivt slam
Att rena vatten med hjälp av biologisk rening såsom ett aktivt slam-steg kan vara att föredra
framför många andra reningsmetoder, även om metoden inte är helt fulländad. Nedan nämns
några områden som kan vara värda att jobba vidare med i framtiden.
Läkemedel
I rapporter från till exempel Naturvårdsverket (Naturvårdsverket 2009a) uppges att läkemedel till
stor del passerar samtliga reningssteg utan att brytas ned eller avlägsnas. Uppgifter från Svenson
och Ek (2008) visar också att ett flertal läkemedel inte renas bort fullständigt i svenska
avloppsreningsverk. En kraftig reduktion mättes emellertid upp i aktivslamprocesser med en hög
slamålder, dock med varierande resultat. Idag pågår forskning kring aktivt slams förmåga att
avskilja läkemedel från avloppsvatten.
Slamproduktion
För biologiska reningsmetoder krävs att överskottet på mikroorganismer, som bildas då vattnet
renas, tas ut för att hålla en jämn koncentration av mikroorganismer i systemet. Ett problem som
de flesta avloppsreningsverk kämpar med är disponeringen av detta överskottsslam. Slammet
består nämligen inte bara av mikroorganismer utan även av små mängder av mindre önskvärda
ämnen som till exempel tungmetaller och miljöstörande ämnen. Trenden för en kraftig majoritet
av dessa ämnen är dock minskande halter vilket visas i till exempel en studie där slam från
Sjölunda ARV respektive Källby ARV spridits mellan 1981 och 1997 på två representativa
gårdar utanför Malmö och Lund (Andersson och Nilsson, 1999). Idag används slammet bland
annat till anläggningsjord eller förbränns (Levlin et al., 2001). I viss mån används det även för
jordbruk, särskilt för exportgrödor, odling av utsäde och energigrödor (Kärrman et al., 2007). En
minskad slamproduktion skulle minska disponeringsproblematiken.
Filamentbakterier
Vissa avloppsreningsverk, som till exempel Lundåkraverket i Landskrona (Jan Erik Petersson,
personlig kontakt, februari 2008) och Klagshamnsverket i Malmö (Wennberg et al., 2009a
resp. 2009b), har problem med att de filamentbildande bakterierna växer till alltför kraftigt i
aktivslambassängerna. Filamenten ger slammet en voluminös struktur genom att öka förhållandet
mellan slammets yta och dess densitet. Därmed följer dåliga sedimenteringsegenskaper vilket
ökar risken för att slammet sköljs ur vid höga vattenflöden. Faktorer som enligt
Tchobanoglous et al. (2004) påverkar tillväxten av filamentbakterier är:
• Avloppsvattnets karaktär med tanke på variationer i flödeshastighet och dess
sammansättning (pH, temperatur och näringsinnehåll).
• Begränsningar i reningsverkets utformning (luftningsmöjligheter, omblandning,
returslampumpning och design av sedimenteringsbassäng).
18

Enligt Tchobanoglous et al. (2004) är SVI-värden över 150 mL/g tecken på en hög halt
filamentbakterier. Ett flertal försök med olika tillvägagångssätt har genomförts för att minska
problemen med dessa filamentbildande bakterier, till exempel med hjälp av kemikalier och med
ozongas (Wennberg et al., 2009a resp. 2009b).
Energiförbrukning
Enligt Gillberg et al. (2003) kräver aktivslamprocessen, såväl som biobäddar och bio-rotorer,
relativt stora mängder energi. För att avskilja 1 kg BOD kräver aktivt slam-processen mellan 0,9
och 1,3 kWh/kg BOD reducerat vilket inkluderar inpumpningen av luft dels för att tillfredsställa
bakteriernas syrebehov men också för att röra om slammet för att förhindra att det sedimenterar i
bassängerna. Biobäddar förbrukar enligt samma referens omkring 0,9 kWh/kg BOD reducerat och
energiförbrukningen hos en bio-rotor uppgår till ungefär 1,1 kWh/kg BOD reducerat .
19

4. OZON
4.1. Allmänt
Ozon (O 3 ) finns naturligt i vår atmosfär och är livsviktigt för livet på jorden. Ozonlagret finns på
10 - 15 km höjd och filtrerar bort det mesta av solens UV-strålning. Då UV-strålar träffar
syremolekyler bildas ozon samtidigt som en del av ozonet bryts ned i ett kretslopp
(Nationalencyklopedin, 2010). Ozon kan även bildas nära marken och sker främst vid högtryck
under sommaren i tätbefolkade och/eller industrialiserade områden. Närvaron av kolväten
katalyserar bildandet (Zuber och Elding, 2010).
Kemiska egenskaper
Ozonering kan inkluderas i begreppet ”avancerade oxidationsprocesser (AOP)”. Dessa
oxidationsprocesser kan användas för att bryta ned organiska föreningar som ett biologiskt
reningssteg har svårt att ta hand om. Processen inkluderar ofta att generera fria hydroxylradikaler
(HO . ) som är ett av de mest kraftfulla kända oxideringsmedlen (Tchobanoglous et al., 2004). I
Tabell 1 som är hämtad från Tchobanoglous et al. (2004), jämförs ozons elektrokemiska
oxidationspotential (EOP) med några andra starka oxidationsmedel.
Tabell 1. Jämförelse av den elektrokemiska oxidationspotentialen hos olika oxidationsmedel enligt
Tchobanoglous et al. (2004).
oxidationsmedel
elektrokemisk
oxidationspotential, EOP [V]
fluor 3,06
hydroxylradikal 2,80
syre (atom) 2,42
ozon 2,08
väteperoxid 1,78
klor 1,36
syre (molekyl) 1,23
Ozongas är som Tabell 1 anger, ett starkt oxidationsmedel. Gasen är även toxisk, mycket reaktiv
och instabil (Elding, 2009a). Ozonets halveringstid är i gasform (20 °C) ungefär tre dagar och
löst i vatten (20 °C, pH 7) ungefär 20 minuter (MKS, 2004). I rumstemperatur har gasen en blå
färg och en skarp lukt. Gasen är enligt Tchobanoglous et al. (2004) explosiv då koncentrationen
går uppemot 240 g O 3 /m 3 vilket motsvarar 20 viktprocent av luft. I säkerhetsdatabladet från
Ozoneapplications (2009) (se Bilaga 4 – Riskanalys) är ozon även explosivt vid kontakt med
vissa organiska material som till exempel alkener, benzen och andra aromatiska föreningar.
Hygieniska gränsvärden
På grund av dess starka lukt kan gasen oftast detekteras innan hälsoolägenheter uppstår.
Thiringer et al. (2009) uppger att människan kan upptäcka ozongas vid halter neråt
0,02 - 0,04 mg O 3 /m 3 luft på grund av den skarpa lukten och att ozon kan anses vara ofarlig vid
dessa nivåer. Efter en stund försvinner dock luktintrycket vilket innebär att man kan utsättas för
högre koncentrationer utan att vara medveten om det.
21

I Arbetarskyddsstyrelsens föreskrifter, AFS 1996:2 Hygieniska gränsvärden, gäller 0,2 mg O 3 /m 3
(0,1 ppm) som nivågränsvärde (NGV) och 0,6 mg O 3 /m 3 (0,3 ppm) som takgränsvärde (TGV).
Hygieniskt gränsvärde är den högsta godtagbara genomsnittshalt av en luftförorening i
inandningsluften, NGV motsvarar det hygieniska gränsvärdet för exponering under en arbetsdag
(8 timmar) medan TGV står för det hygieniska gränsvärde för exponering under en
referensperiod av 15 minuter.
Tillämpningsområden
Ozon används inom många områden och några exempel är för desinfektion av dricksvatten,
rening av avloppsvatten, som alternativ till klorprodukter för blekning av pappersmassa, som
oxidationsmedel i olika industrier och för olika ändamål på laboratorium (Elding, 2009b).
Tchobanoglous et al. (2004) breddar användningsområdet för dricksvatten något då även kontroll
av smak, lukt och färg anges.
Tillverkning av ozon
Det finns flera olika tillvägagångssätt för att tillverka ozon och Tchobanoglous et al. (2004)
räknar upp elektrolys (en strömkälla används för att driva en redoxreaktion i en strömförande
vätska), fotokemiska reaktioner (ett kemiskt ämne absorberar ljus) eller med hjälp av elektriska
urladdningar, vilket anges vara den mest effektiva metoden. Själva tillverkningen av ozon bör
ske i nära anslutning till den plats där ozonet ska användas på grund av att gasen är instabil och
bryts ned relativt snabbt (se avsnittet om kemiska egenskaper ovan).
Enligt Tchobanoglous et al. (2004) kan luft, syreberikad luft eller ren syrgas användas som
feed-gas (i detta fall definieras feed-gas som en syreinnehållande gas som leds till en
ozongenerator) då ozon framställs med hjälp av elektriska urladdningar, se Figur 4. Används
vanlig luft måste denna förbehandlas genom komprimering, kylning, avfuktning och filtrering
med syftet att avskilja partiklar innan den kan användas för ozontillverkning. I
Wennberg et al. (2009a resp. 2009b) tillsattes kväve till syrgasen för att verka som katalysator.
Feed-gasen leds till ozongeneratorn och passerar mellan två närliggande elektroder med hög
elektrisk spänning. Detta energifält sönderdelar en syremolekyl som då reagerar vidare med två
andra syremolekyler för att bilda två ozonmolekyler som sedan doseras i en reaktionsbehållare.
Den utgående gasen från generatorn innehåller vanligtvis 1 - 3 viktprocent ozon (luft som
feed-gas) medan ren syrgas producerar en gasström innehållande 3 - 10 viktprocent ozon
(Tchobanoglous et al., 2004). Enligt Elding (2009b) kan ozonhalten i gasblandningen ut från en
ozongenerator uppgå till omkring 15 procent. Då ozon är en mycket irriterande och giftig gas
måste de ozonrester som eventuellt finns kvar i den gas som passerat ett prov kommer ut från
ozoneringsbehållaren (off-gas) förstöras vilket sker i en destruktor, se Figur 4
(Tchobanoglous et al., 2004).
22

Figur 4. Schematisk bild över tillverkning av ozon där antingen förbehandlad luft, ren syrgas eller en blandning går
igenom en ozongenerator. Det obehandlade vattnet leds in till toppen av ozoneringsbehållaren (reaktorn) och tas ut i
botten. Ozonet tillsätts i reaktorns botten och off-gasen, med eventuella ozonrester, tas ut från toppen och leds till en
destruktor.
Att behandla stora mängder vatten/slam med ozon är en relativt kostsam process bland annat på
grund av energiförbrukningen vid framställningen av ozon. Denna kostnad måste dock vägas
mot de vinster som kan göras genom behandlingen, till exempel i form av en eventuellt bättre
fungerande aktivslamprocess eller en minskad produktion av överskottsslam. I
Wennberg et al. (2009b) beskrivs en kostnadskalkyl gjord i samband med fullskaleförsök som
genomförts på Klagshamn ARV med ozonering av aktivt slam för filamentkontroll. De
uppskattade merkostnaderna orsakade av filament jämförs med de uppskattade kostnaderna för
att installera och driva en permanent ozoneringsutrustning under 3 veckor per år.
Merkostnaderna i form av slamsugning av ytslam i biosedimenteringen och ökad elförbrukning
på grund av filterspolning uppskattades till 315 000 SEK. Ozoneringsutrustningens totala
årskostnad uppskattades till 238 000 SEK. Enligt denna kalkyl hade det varit lönande rent
ekonomiskt att installera en ozoneringsutrustning som används under 3 veckor per år.
Några generella värden för energibehovet [kWh/kg O 3 ] i ozonbehandlingens olika delsteg
hämtade från Tchobanoglous et al. (2004) presenteras i Tabell 2. Till höger i tabellen finns
uppgifter hämtade från Primozone Production AB (personlig kontakt, 14 oktober, 2009) som
tillverkar ozongeneratorer. Dessa värden är angivna för en ozonkoncentration på 200 g O 3 /m 3 O 2 .
Hur hög ozonkoncentration som erhålls med av Tchobanoglous et al. (2004) angiven
energiförbrukning uppges inte.
23

Tabell 2. Generella värden för energiförbrukningen i ozonbehandlingens olika delsteg enligt
Tchobanoglous et al. (2004). Dessa värden jämförs med uppgifter från Primozone Production AB som angett
energiförbrukningen vid en koncentration av 200 g O 3 /m 3 O 2 . *Kompressor och tork för förberedning av luft. **Vid
användning av ejektor.
delsteg Tchobanoglous et al. (2004) Primozone Production AB
[kWh/kg O 3 ] [kWh/kg O 3 ]
kompressor 4,4 ‐ 6,6* ~ 9
generering av ozon luft 13,2 ‐ 19,8 ‐
ren syrgas 6,6 ‐ 13,2 12
inblandning 2,2 ‐ 6,6 ~ 2**
övriga funktioner 1,2 ‐ 2,2 ‐
Som Tabell 2 visar är den mest energikrävande delen av ozonbehandlingen själva
framställningen av ozongasen. Hur stor energiåtgången är varierar mellan olika utrustningar och
vilken feed-gas som används. Energiåtgången per kilo tillverkat ozon är som störst då vanlig luft
används vid tillverkningen. Anledningen till detta är att luften måste förbehandlas i flera steg
innan den kan användas för ozontillverkning (Tchobanoglous et al., 2004).
4.2. Verksamma mekanismer (teori)
Tchobanoglous et al. (2004) anser att de fria radikalerna som bildas då ozon löses i vatten (HO 2
•
och HO • ), troligtvis är de som reagerar med orenheterna i vattnet. En radikal är en atom eller
molekyl med en eller flera oparade elektroner vilket gör den mycket reaktiv. Några av ozonets
nedbrytningsreaktioner i vatten visas i ekvation 9 - 12 nedan. Slutprodukterna blir, som
ekvationerna visar, vatten- och syremolekyler.
+ −
O3 + H
2O
→ HO3
+ OH
ekv.9
+ −
HO3 + OH → 2HO 2
•
O
3
+ HO2
→ HO + 2O
•
HO + HO → H O +
2 2
O2
2
ekv.10
ekv.11
ekv.12
I de reaktionsscheman som är framtagna i Staehelin och Hoigné (1985) visas hur ozon reagerar
med lösta ämnen i ”rent vatten” samt i vatten där lösta organiska och oorganiska ämnen finns
närvarande. Det senare visas i Figur 5 nedan. Är syftet att oxidera ett specifikt substrat kan en
hög belastning av COD ha en störande effekt. Istället för att oxidera det aktuella substratet kan
ozonet (eller hydroxylradikalerna) reagera med COD:n, vilket medför att vattnets
föroreningsgrad till viss del styr ozonets effekt. Till exempel metanol (CH 3 OH) som kan
omräknas till COD, kan enligt Staehelin och Hoigné (1985) avbryta den kedjereaktion som ozon
påbörjar i vatten.
Försök utförda av Balcioglu och Otker (2003) visar att COD kan brytas ned med hjälp av ozon i
betydligt större utsträckning vid ett högre pH jämfört med ett lägre. Mängden fria vätejoner (pH)
har i försök av Andreozzi et al. (2005) visat sig ha stor inverkan på ozoneringens mekanismer.
Vid ett lågt pH (2,5 – 5) användes en koncentration på 96 mg O 3 /L gas, jämfört med en dos på
7,7 mg O 3 /L vid ett högre pH (6 – 7,2), för att reducera mängden läkemedel (amoxicillin) med
90 %. För att uppnå samma resultat vid ett lågt pH som vid ett högt pH krävs således en betydligt
24

högre ozonhalt på grund av att mängden vätejoner som kan reagera med hydroxylradikalerna då
är större.
Staehelin och Hoigné (1985) föreslår enligt reaktionsschemat i Figur 5 att ozon reagerar antingen
direkt med lösta ämnen eller sönderdelas till sekundära oxidanter såsom hydroxylradikaler
(HO • ) som i sin tur snabbt kan reagera vidare med omgivande lösta ämnen. I reaktionsschemat
visas ozonets nedbrytningskinetik i vatten där lösta ämnen (M) närvarar. I de reaktioner i
schemat där dessa ämnen förekommer anges proportionalitetskonstanterna k d , k I , k s och k p
(hastighetskonstanter). För de övriga reaktionerna med kända reaktanter och produkter anges
reaktionshastigheterna i enheten [M -1 s -1 ] (per molar och sekund). Generellt sett kontrolleras
nedbrytningshastigheten hos löst ozon i vatten, där organiskt och oorganiskt material finns
närvarande, enligt Staehelin och Hoigné (1985) av en kedjereaktion styrd av radikaler med tre
steg: initieringssteg, spridningssteg och avbrytande steg.
Initieringssteg (initiation step): När ozon reagerar med OH - -joner bildas en superoxidanjon
( • O 2 - ) och en hydroperoxylradikal (HO 2• ) vilket visas i schemats övre del som steg 1a. När ozon
reagerar direkt med lösta ämnen kan antingen ozonet konsumeras (visas som ”d” i figurens övre
högra hörn) eller genom en elektronöverföring producera en ozonjonradikal ( • O 3 - ) (d’). I steg 2
lämnar superoxidanjonen ( • O 2 - ), som bildades i steg 1a, över en elektron till en ny ozonmolekyl
och produkterna blir då en syremolekyl och en ozonjonradikal ( • O 3 - ).
Spridningssteg (propagation step): Staehelin och Hoigné (1985) refererar till
Bühler et al. (1984) i schemats steg 3 och steg 4 där en ozonjonradikal ( • O 3 - ) protoneras och
bildar HO 3
• som därefter delas till en syremolekyl och en OH-radikal. Steg 8 diskuteras vidare i
”Avbrytande steg” nedan. Funktionella grupper såsom myrsyra och metanol, som finns i lösta
organiska molekyler, reagerar med hydroxylradikaler (HO • ) för att bilda organiska radikaler
(R • ) i steg 9. Denna radikal tar till sig en syrgasmolekyl (steg 10) och antingen en
superoxidanjon ( • O 2 - ) eller en hydroperoxylradikal (HO 2
•) (steg 11) som bildades i steg 1 och
slutprodukten i denna kedjereaktion blir en oxiderad organisk molekyl.
25

Figur 5. Schema över reaktionsvägarna för ozon löst i vatten då löst substrat (M) finns tillgängligt (figur från
Staehelin och Hoigné, (1985)).
Avbrytande steg (termination step): Enligt Staehelin och Hoigné (1985) finns det gott om
organiska och oorganiska substrat som reagerar med OH-radikaler och bildar sekundära radikaler
(anges i Figur 5 som φ) som i sin tur i huvudsak inte bildar hydroperoxylradikaler eller
superoxidanjoner (HO 2
• och • O 2 - ). Detta visas i figuren som steg 8. Alkylgrupper, bikarbonat
och karbonatjoner samt fosfatjoner är några exempel som anges av Staehelin och Hoigné (1985).
Generellt sett bryts kedjereaktionen om sådana molekyler reagerar med en OH-radikal (Hoigné
och Bader, 1976).
4.3. Praktisk tillämpning
I en mer praktisk tillämpad undersökning av ozonets inverkan på aktivt slam från ett
avloppsreningsverk utförd med hjälp av batchförsök i laboratorieskala av Zhang et al. (2009),
används begreppet upplösningsgrad (DD COD ) för att beskriva slamupplösningen i det
ozonbehandlade slammet. Upplösningsgraden definieras enligt:
DD
COD
SCOD − SCOD
TCOD − SCOD
ozone
0
= ekv.13
0
SCOD ozon = supernatant COD av ozonerat slam [mg/L]
SCOD 0 = supernatant COD av obehandlat slam [mg/L]
TCOD = total COD av obehandlat slam [mg/L]
26

Mängden SCOD bestämdes genom att analysera slammet efter att först ha centrifugerat det
(4 000 r/min i 30 minuter). Slammets TCOD bestämdes genom att höja pH i slammet till 12 med
lut (NaOH) och sedan värma slammet till 120 o C i 12 timmar för att sedan analysera det.
Zhang et al. (2009) beskriver tre potentiella scenarion för ozonets (eller någon radikal som bildas
i samband med ozonering, se kapitel 4.2.; Verksamma mekanismer (teori), ovan) nedbrytning av
ett aktivt slam:
1. Ozonet ökar osmosen in till cellen genom att penetrera cellväggen och skada
cellmembranet. Därefter fortsätter ozonet att reagera med DNA och proteiner inne i
cellen. Cytoplasma och den intracellulära materian frigörs allteftersom till det omgivande
vattnet.
2. Den extracellulära polymeriska substansen (EPS) och annat material som binder ihop
slamflockar och gör dem mer lättsedimenterade, oxideras och bryts ned av ozon.
3. Ozon reagerar med löst organiskt material (SCOD) i det till cellen omgivande vattnet
vilket medför att upplösningsgraden minskar när denna mekanism är verksam (se
ekvation 13). Enligt försöken utförda av Zhang et al. (2009) spelar denna mekanism en
mer betydande roll vid högre ozonkoncentrationer (omkring 0,080 g O 3 /g SS 1 ).
I början av ozoneringsförsöken utförda av Zhang et al. (2009) ökade koncentrationerna av
proteiner, DNA samt den totala mängden av kväve och fosfor snabbt vilket indikerar att osmosen
genom cellväggarna accelererade enligt ”scenario” 1 ovan. Dosen som användes vid denna
observation uppgick till 0,050 g O 3 /g SS 1 . Detta antagande styrks av att
syreupptagningshastigheten (OUR) initialt minskade vilket är ett tecken på att cellerna skadades
till följd av ozoneringen. Då varken slammets partikelstorlek eller flockstrukturen ändrades
nämnvärt gör Zhang et al. (2009) en försiktig antydan om att ”scenario” 2 ovan är det mest
verksamma under ozoneringsförsöken. Slutsatsen dras att ”scenario” 3 inte är lika effektivt vid
de lägre ozondoserna som ”scenario” 1, vilket grundas på en långsam ökning av SCOD i form av
polysackarider i slammets supernatant. Samma resultat med ökande total mängd polysackarider i
vätskefasen visas i Scheminske et al. (2000) som genomförde ozoneringsförsök i
laboratorieskala på rötat kommunalt avloppsreningsslam. Halten ökade med ozondosen och
ozoneringstiden. Den troliga anledningen sägs vara att polysackarider bryts ned i flera steg och
jämfört med exempelvis de intracellulära proteinerna är detta en tidskrävande process.
1 Enheten omräknad med antagandet att SS är ekvivalent med DS.
27

5. FÖRSÖKSUTFÖRANDE
5.1. Laboratorieuppställning
En uppgift i examensarbetet var att i samarbete med Gerly Moradas (doktorand vid VA-teknik,
Institutionen för Kemiteknik (LTH)) designa och konstruera en ozoneringsanläggning i
laboratorieskala. Denna utrustning kommer även i framtiden att användas i forskningssyfte och
ett krav på utrustningen var därför att den ska vara flexibel. Till exempel måste hänsyn tas till
parametrar såsom möjlighet till batchförsök respektive försök med kontinuerligt vattenflöde,
ozonering av olika medium och möjlighet att tillsätta och mäta olika ozondoser. Utrustningen ska
för nyttjaren givetvis vara säker men helst också användarvänlig vilket minskar risken för
misstag som dels kan ge missvisande resultat, skada utrustningen och i värsta fall orsaka
personskador.
Utrustning
Ozon reagerar med och bryter ned ett flertal ämnen och därför har, i så stor utsträckning som
möjligt, ozonbeständiga material använts vid de områden i konstruktionen som har direktkontakt
med ozongasen. Exempel på dessa material är rostfritt stål, glas och vissa plastmaterial såsom
fluoretenplast (teflon, PTFE) och Kynar (PVDF) (Ozoneapplications, 2009b). I Figur 6 visas en
schematisk bild över ozoneringsutrustningen och i Figur 7 visas ett foto över samma utrustning
med de olika delarna numrerade enligt listan som följer.
Figur 6. Schematisk bild över den konstruerade och använda ozoneringsutrustningen.
29

1.
10.
3.
9.
2a.
7.
11.
6.
2b.
5.
4.
8
Figur 7. Ozoneringsutrustningens olika delar numrerade enligt listan nedan.
1. Draghuv: Ett dragskåp byggdes om till draghuv med punktutsug i toppen på huven,
strömkälla, belysning och luftkran.
2. Gaskälla: Som feed-gas, det vill säga den gas innehållande syre som leds in till
ozongeneratorn, kan antingen ren syrgas (2a) från flaska eller luft (2b) från
Kemicentrums trycksatta interna ledningsnät väljas. I dessa försök har enbart luft
använts.
3. Gasslang, ventiler och kopplingar: Som material i de gasslangar (inner- och
ytterdiameter 4 respektive 6 mm) som har direktkontakt med ozon valdes teflon (PTFE).
Samtliga ventiler i anslutning till gasslangarna är justerbara trevägsventiler i teflon
(PTFE Labware) och Kynar (PVDF, Burkle). Med hjälp av dessa ventiler justeras
gasflödet till reaktorn (9) och destruktorn (10). Ventilen för uppfyllnad i toppen på
reaktorn är en rostfri kulventil och uttaget i sidan av reaktorns nedre del en rostfri
kägelventil. I de fall då teflonledningen inte har passat direkt till en anslutning har en bit
teflonledning (inner- och ytterdiameter: 6 respektive 8 mm) trätts på ledningen och
anslutningen och på så sätt slutit tätt.
4. Gasflödesmätare: Det totala gasflödet in till generatorn mäts med en
Fischer & Porter-mätare modell FP-1/8-08-G-5/81 med en tantalumflottör (TA)
(benämns i Figur 6 som gasflödesmätare FP(TA)). Egna gasflödeskurvor har tillverkats
30

till denna och gasflödesmätare FP-1/8-16-G-5/81 (SA) (gasflödesmätare FP(SA)) på
grund av problematik kring flödesmätarna. Flödeskurvorna och en mer ingående
förklaring av problematiken återfinns i Bilaga 2.
5. Ozongenerator: Det inkommande gasflödet leds igenom ozongeneratorn (O 3 -Tech
modell 1330) med kapacitet att från torkad luft producera 1 g O 3 /h. Generatorn byttes
under försökens början ut mot en ny generator av samma modell efter att den utgående
koncentrationen konstaterats vara kraftigt nedsatt. Generatorns strömförsörjning går som
säkerhetsåtgärd via ozondetektorn och i händelse av att omgivande ozonhalt överstiger
0,3 ppm (TGV, se avsnittet ”Hygieniska gränsvärden” i kapitlet 4.1. ovan) bryts
strömmen per automatik. Enligt Primozone Production AB (personlig kontakt,
7 januari 2010) är mängden ozon som bryts ned på vägen mellan ozongeneratorn och
reaktorn försumbar.
6. Fläkt: För att förhindra en kapacitetsreduktion orsakad av upphettning, kyls generatorn
med hjälp av en fläkt (220 V, rotordiameter 85 mm). Då generatorn kyls med denna fläkt
ökar dess kapacitet med mellan 9 och 10 %.
7. Ozonanalysator: Ozonkoncentrationen i gasen mäts med hjälp av en ozonanalysator av
fabrikat Ebara Jitsugyo Co modell EG-2001R. Analysatorn ska enligt instruktionerna ha
ett gasflöde på 1,5 L/min vilket visat sig ge oacceptabelt stora bubblor i reaktorn. Därför
leds större delen av flödet efter analysatorn direkt till destruktorn och endast en mindre
ström till reaktorn (se Figur 6). Innan gasen leds in till analysatorn filtreras eventuella
partiklar bort genom ett glasfilter.
8. Gasflödesmätare: En mindre del av den från analysatorn utgående gasströmmen,
ungefär 0,3 L/min, leds via en Fischer & Porter-mätare modell FP-1/8-16-G-5/81 med en
flottör av safir (SA) till reaktorn (se flödeskurva i Bilaga 2). Denna flödesangivelse
används i doseringsberäkningarna.
9. Reaktor: Ett cylindriskt PVC-rör (höjd 810 mm, diameter 100 mm) monterades med en
cintrad glasfilterskiva (porstorlek 16 - 40 µm) av märket Duran i kolonnens nedre del.
Detta glasfilter används som diffusor. Storleken på gasbubblorna har jämförts okulärt
med storleken på de bubblor som används i ozoneringsreaktorn på Danmarks Tekniska
Universitet (DTU) i Köpenhamn. Ett finare filter ger mindre bubblor som i sin tur ger
bättre förutsättningar för ozon att reagera i reaktorn. Detta har vägts mot risken att ett
finare filter lättare sätter igen.
Under diffusorn finns en 150 mm lång förlängning av reaktorn som är fylld med 6 mm
långa glasrör med varierande tjocklek (innerdiametrarna 3,5 och 6 mm och
ytterdiametrarna 6 och 8 mm). Syftet med dessa glasrör är att grovfördela den
inkommande gasen innan den når diffusorn och finfördelas. Då reaktorn fylls upp med
mediet som ska ozoneras fylls även dessa hålrum upp. Volymen nedanför reaktorns
tömningsventil (kägelventilen) inklusive hålrummen mellan glasrören uppgår till 0,4 L.
Då detta utrymme inte kan dräneras med hjälp av tömningsventilen på reaktorsidans
nedre del bortfaller denna volym från den totala ozonerade volymen. I praktiken innebär
31

detta för försöken genomförda i denna rapport att för varje gång ett försök avbryts och
reaktorn töms ned går 0,4 L slam förlorat.
Reaktorn kan fyllas med vätska genom en sidoventil i kolonnens övre del alternativt
genom en kulventil monterad i toppen av reaktorn. Den största delen av vätskan dräneras
genom en tömningsanordning strax ovanför diffusorn och den kvarvarande volymen
(0,4 L) leds efter att reaktorn rengjorts ut genom gasinsläppet i botten av reaktorn. Detta
görs genom att leda in ett gasflöde ovanför vätskeytan i reaktorn och på så sätt skapa ett
övertryck som pressar ut den kvarvarande vätskan.
10. Destruktor: Off-gasen från reaktorn leds direkt till en destruktor som i princip består av
ett rostfritt stålrör fyllt med silikatkulor, som renar bort ozonresterna och släpper ut den
ozonfria gasen i närheten av draghuvens utsug.
11. Detektor: Som en säkerhetsåtgärd används en ozondetektor (Ozone monitor/controller
F2000 IAQ-03-1011-WO) placerad vid draghuvens öppning. Denna mäter
ozonkoncentrationen i utrustningens omgivning och ifall denna överstiger 0,3 ppm
(TGV) bryts strömmen till ozongeneratorn, som är kopplad via en strömbrytare i
detektorn, och ozonproduktionen upphör.
Enligt BMT Technote TN-1 (2009) måste smuts förhindras från att komma in i analysatorn. Till
smuts räknas här allt som kan skapa beläggningar på kyvettglaset som därmed stör ljuset som
sänds igenom gasen för att mäta ozonkoncentrationen. Ett exempel som nämns är kolväten som
tenderar att ”bränna fast” på glaset men även höga koncentrationer av vattenånga. I anläggningen
för tryckluft på Kemicentrum finns smutsfilter, oljefilter och torrfilter för kondens (Akademiska
Hus, personlig kontakt, 27 januari, 2010). Två gånger om året utförs service på anläggningen och
då byts dessa filter ut. Då ledningarna i byggnaden är långa garanteras inte renheten vid något
specifikt tappställe och därför rekommenderas att egna filter används. Ett partikelfilter har
monterats på gasslangen som leder in ozonrik gas till analysatorn.
I de fall då större mängder vätska förväntas förekomma i off-gasen rekommenderar
BMT Technote TN-1 (2009) en ”washing bottle” för att tvätta bort partiklar och andra eventuella
föroreningar. Efter att ha rådfrågat O 3 -Technology AB (personlig kontakt, 13 november, 2009)
ansågs att ingen sådan rengöringsanordning behövdes om inte analysatorn själv varnade för att
glaset började bli smutsigt. Istället har ett partikelfilter monteras på gasslangen som leder in
off-gas till analysatorn. Då ozonhalten dessutom inte mäts i off-gasen i dessa försök har en
”washing bottle” inte installerats.
Doseringsberäkningar
Mängden ozon som produceras i ozongeneratorn och som tillsätts till reaktorn är enligt
beräkningarna i ekvation 14 linjär med doseringstiden. Därmed följer att en högre ozondos
kräver en längre doseringstid. Beräkningsformeln för doseringstiden (t) är beroende av den
önskade ozondosen (O 3 d), slammets SS-halt (SS), mängden slam (V) som ska ozoneras och
ozonmassflödet (O 3,load ) enligt ekvation 14:
32

O3d
⋅ SS ⋅V
t = ekv. 14
O
3, load
, load
t = doseringstiden [h]
O 3 d = önskad ozondos [g O 3 /g SS]
SS = slammets SS-halt [g SS/L]
V = volymen slam [L]
O 3,load = ozonmassflöde [g O 3 /h]
O3 = c ⋅q
ekv. 15
ozon
luft
c ozon = ozonhalt i utgående gasström från ozongeneratorn [g O 3 /Nm 3 ]
q luft = luftflöde till reaktorn [Nm 3 /h]
Ingen hänsyn har tagits till den eventuella mängd ozon som inte förbrukats i reaktorn och som
följer med off-gasen till destruktorn. I andra försök utförda på aktivt slam har halten ozon i
off-gasen varierat. Zhang et al. (2009) redovisar att så gott som ingen ozon fanns kvar i off-gasen
medan Yasui och Shibata (1994) anger en gasabsorption på nära 60 %.
Ozonanalysatorn anger samtliga koncentrationer i enheten ppm (parts per million). Enligt BMT
Technote TN-2 (2005) kan ppm v översättas till ppm för omgivande luft och en omräkning kan
göras enligt följande samband:
1 ppm v = 1,9976 mg/m 3 20 °C/ 1 atm
Eller förenklat 1 ppm ≈ 2 mg/m 3 . Då det är luft som använts som feed-gas till ozongeneratorn har
ovanstående samband använts för omräkningen av ppm till [mg O 3 /m 3 ].
Säkerhetsåtgärder
Innan ozoneringsförsöket påbörjades utfördes en riskanalys. Denna riskanalys ska vid varje
försök finnas tillgänglig vid arbetsplatsen. I denna riskanalys redovisas arbetsförfarandet och
samtliga kemikalier med tillhörande säkerhetsdatablad (om nödvändigt) som används vid
försöket. Riskanalysen innefattar även en genomgång av faror som till exempel brand och
strömavbrott. Riskanalysen återfinns i Bilaga 4.
Enligt Arbetarskyddsstyrelsens föreskrifter AFS 1996:2, Hygieniska gränsvärden, gäller
0,2 mg O 3 /m 3 (0,1 ppm) som nivågränsvärde (NGV) och 0,6 mg O 3 /m 3 (0,3 ppm) som
takgränsvärde (TGV). För att inte utsättas för ozonhalter som överskrider dessa värden har ett
flertal försiktighetsåtgärder, utöver ovanstående genomförd riskanalys, vidtagits:
• All produktion av ozon och övrig ozoneringsutrustning är placerad ett begränsat utrymme
(draghuv) med god ventilation. Samtliga ozoneringsförsök har utförts i draghuven.
• Den gasström som går ut från reaktorn (off-gas) har letts till en ozondestruktor för att få
bort eventuella ozonrester.
33

• En ozondetektor är placerad vid draghuvens öppning. Skulle ozonhalten överstiga TGV
bryter detektorn strömmen till ozongeneratorn och produktionen av ozon upphör.
Omblandningsförsök
Omblandningen i reaktorn sker naturligt med hjälp av den gasström som leds in i reaktorns
botten. Om inte omblandningen är tillräcklig kan följden bli att endast mediet närmast diffusorn
ozoneras. För att säkerställa att försöken med ozoneringsutrustningen är representativa
undersöktes omblandningen i reaktorn med ett omblandningsförsök enligt nedan.
Reaktorn fylldes med 5 L vatten och ett luftflöde som var tillräckligt stort för att generera
tillfredsställande små bubblor, leddes in till botten av reaktorn. 100 mL mörkröd vätska tillsattes
till reaktorns vattenyta med hjälp av tratt och slang och tiden mättes tills färgen i reaktorn
bedömdes var helt homogen. I Figur 8 visas omblandningsförsöket i en bildserie från
tidpunkterna t = 0, 4, 8, 20, 38 och 56 sekunder efter tillsatsen av den mörkröda färgen. Med stöd
från bildserien antas färgen vara homogent fördelad i reaktorn efter nästan en minut. Utifrån
dessa resultat kan omblandningen i reaktorn ses som fullgod.
Figur 8. Omblandningskontroll av den luftade reaktorn. Bildserien visar omblandningen av färgen vid t = 0, 4, 8, 20, 38 och
56 sekunder. Färgen leddes till vattenytan i reaktorn via slang vid t = 0 sekunder.
5.2. Analysredovisning
Totalt presenteras fem försök i denna rapport. Försök 1 och 4 var mer djupgående för att
undersöka olika processhastigheter hos slammet vid en specifik dos. Försök 2, 3 och 5
genomfördes med syftet att få övergripande information om hur slammets
sedimenteringsegenskaper förändrades vid flera olika ozondoser. Samtliga försök räknas som
korttidsförsök då slammen som längst ozonerades under 17,2 h. Mängden slam som ozonerats
har vid försökens början uppgått till 4 L.
I samtliga försök har aktivt slam från zon 9 i slutet av den aeroba delen av biolinje 3 på Källby
ARV i Lund använts. Linjens början är anaerob och tar emot vatten från försedimenteringen och
returslam från eftersedimenteringen. Därefter kommer en anoxisk och en aerob avdelning. Från
34

slutet av den aeroba delen pumpas nitratrikt vatten till början av den anoxiska zonen för
denitrifikation.
Försöken genomfördes vid följande tidpunkter:
Försök 1 20091214 – 20091215
Försök 2 20100104 – 20100105
Försök 3 20100107 – 20100108
Försök 4 20100118 – 20100119
Försök 5 20100125 – 20100126
Försök 1
Den 14 december 2009 hämtades aktivt slam från Källby ARV för att ozonbehandlas.
Ozonanalysatorn var vid detta tillfälle inställd på att mäta ett lågt mätintervall som var lägre än
den koncentration som ozongeneratorn levererade. Justeringar gjordes i gasflödet till
utrustningen så att analysatorn klarade av att mäta ozonhalten. Totalt ozonerades 4 L slam med
dosen 0,005 g O 3 /g SS (enligt doseringsberäkningarna) och slamvolymen undersöktes för att visa
ozondosens effekt på slammets sedimenteringsegenskaper. En lika stor volym slam sparades
obehandlat för att använda som referensslam. Då förändringen i slamvolymen var liten efter
första omgången doserades ytterligare 0,002 g O 3 /g SS, vilket enligt beräkningarna gav den
totala dosen 0,007 g O 3 /g SS. De båda ozoneringarna och bestämning av slamvolymerna
genomfördes under dag 1. Efter att försöken avbrutits förvarades slammen över natten i kylrum
(temperatur 5°C). Den totala ozoneringstiden uppgick till 7,2 h. Under dag 2 undersöktes
referensslammets och det ozonerade slammets syrerespiration samt nitrifikations- och
fosforsläppshastighet enligt metodbeskrivningarna i Bilaga 5 - 7. Samtliga SS- och VSS-halter
analyserades med enkelprover. Prover för Gram- och Neisserinfärgningar togs ut för
mikroskopering.
I efterhand har det konstaterats i samråd med Primozone Production AB (personlig kontakt,
7 januari 2010) att anledningen till att gasflödet in till ozonanalysatorn kunde regleras så att
analysatorn visade en lägre koncentration förmodligen berodde på ett mätfel i analysatorn. Att
dosen inte var högre än den beräknade på 0,007 g O 3 /g SS kan dock med tämligen stor säkerhet
konstateras utifrån jämförelser av uppnådda slamvolymer (både ospädda och spädda) med
Försök 2 och 5 där korrekta inställningar på analysatorn använts. En högre halt ozon mättes
enligt analysatorn upp under Försök 2 och 5 vilket också samtliga analysresultat ifrån dessa
försök pekar på. Även om det inte är möjligt att säkerställa vilken ozondos som användes kan det
ändå klargöras utifrån resultaten som redovisas i kapitel 5; Resultat och diskussion, att dosen
(< 0,007 g O 3 /g SS) till exempel gav en högre nitrifikationshastighet men verkade något
hämmande på fosforsläppshastigheten.
Försök 2
För att undersöka ozonets inverkan på slammets sedimenteringsegenskaper genomfördes ett
ozoneringsförsök den 4 – 5 januari 2010. Till detta försökstillfälle hade ozonanalysatorns
inställningar ändrats från Försök 1 så att även de högre ozonhalterna kunde registreras samt att
mätningarna genomfördes på ett mer korrekt sätt. Aktivt slam ozonerades i intervall på
0,005 g O 3 /g SS tills den totala dosen uppgick till 0,020 g O 3 /g SS. Under dag 1 tillsattes 0,005
35

espektive 0,010 g O 3 /g SS och därefter förvarades slammen i laboratoriets kylrum (5°C). Under
dag 2 fortsatte ozoneringen av slammet med samma intervall som tidigare tills dosen
0,020 g O 3 /g SS hade uppnåtts. Den totala ozoneringstiden uppgick till 9,2 h.
Slammets SS- och VSS-halt bestämdes på referensslammet och slammet som behandlats med
dosen 0,020 g O 3 /g SS med hjälp av dubbelprover. För dessa båda slam beräknades även SVI
och DSVI. Efter varje ozoneringsomgång bestämdes slamvolym (ospädd och spädd) och prover
togs ut för Gram- och Neisserfärgning för analys av slammen med mikroskop.
Försök 3
Försök 3 genomfördes för att jämföra effekterna av ozonering av aktivt slam på slamvolym
(ospädd och spädd) med olika ozonkoncentrationer. Detta försök genomfördes med en enligt
analysatorn låg koncentration vilket kompenserades med en längre ozoneringstid för att ge en
enligt doseringsberäkningarna lika hög total ozondos som under Försök 2. Inställningarna för
koncentration och gasflöde var desamma som under Försök 1.
Ozon tillsattes i intervall om 0,005 g O 3 /g SS och doserna 0,005 och 0,010 g O 3 /g SS tillsattes
under försökets första dag. Slammet förvarades över natten i laboratoriets kylrum (5°C) och
under dag 2 fortsatte doseringen tills den totala dosen på 0,020 g O 3 /g SS uppnåtts. Prover togs
ut för bestämning av både ospädd och spädd slamvolym och dubbelprover togs på det
obehandlade slammet och slammet som enligt beräkningarna ozonerats med 0,020 g O 3 /g SS för
bestämning av SS och VSS. Vilka ozondoser som egentligen tillsatts har inte varit möjligt att
avgöra. Det som med säkerhet kan fastställas är att små ozondoser också har effekt på
slamvolymen, se kapitel 6; Resultat och diskussion, nedan. Totalt ozonerades slammet i 17,2 h.
Försök 4
Den 18 – 19 januari 2010 genomfördes ozoneringsförsök på aktivt slam med dosen
0,010 g O 3 /g SS. Dosen valdes utifrån Figur 19 för att en effekt skulle vara tydlig men ändå inte
riskera att avdöda alla slammets bakterier. SVI och DSVI bestämdes och samtliga SS- och VSShalter
bestämdes med hjälp av trippelprover. Under dag 1 genomfördes ozonering med kontroll
av SVI och DSVI på referensslam och ozonerat slam samt nitrifikationshastighetsförsök.
Slammet förvarades sedan under natten i laboratoriets kylrum (5°C). Under försökets andra dag
genomfördes försök med fosforhastighetssläpp och OUR. Den totala ozoneringstiden uppgick till
6,4 h.
Försök 5
Aktivt slam från Källby ARV ozonerades med doseringsintervall på 0,005 g O 3 /g SS under den
25 och 26 januari, 2010. Den första dagen tillsattes ozondoserna 0,005 samt 0,010 g O 3 /g SS
innan försöket avbröts för dagen. I början av den första ozoneringsomgången avstannade
gasflödet in till reaktorn under 5 – 10 minuter då en koppling gick sönder. Försöket kunde
återupptas ett par minuter efter upptäckten då felet var åtgärdat. För att kompensera för den tiden
som inget ozon tillsattes till reaktorn ozonerades slammet 5 minuter extra. Slammet förvarades i
laboratoriets kylrum (5°C) under natten. Ytterligare ozon tillsattes under dag 2 så att totaldosen
uppgick till 0,015 respektive 0,020 g O 3 /g SS. Innan ozoneringen påbörjades och efter varje
doseringsavbrott togs trippelprover ut för bestämning av slammets SS- och VSS-halt. Även
36

slamvolym (ospädd och spädd) kontrollerades för att beräkna SVI och DSVI. Den totala
ozoneringstiden uppgick till 9,0 h.
Samtliga parametrar som analyserats och vilken metod/utrustning som använts i försöken finns
sammanställt i Tabell 3.
Tabell 3. Parametrar som analyserats i försöken samt vilken metod eller utrustning som använts. *Då slam togs ut
från ozoneringsreaktorn och användes för undersökning av den spädda slamvolymen och DSVI kompenserades
doseringsberäkningarna genom att dra bort den använda volymen från den totala volymen slam (se ekvation 14).
parameter enhet metod/utrustning
alkalinitet mmol HCO 3 /L Svensk standard SS‐EN ISO 9963‐1
COD mg/L Dr Lange® LCK 114
DSV* mL/L Samma princip som för SV men slammet späds. I samtliga försök
mättes 250 mL slam upp och blandades upp med 750 mL vatten
(utgående från biosedimenteringen) vilket medför
spädningsfaktor 4.
fosforsläppshastighet mg PO 4 ‐P/(g VSS ∙ h) Se Bilaga 7 – Metodbeskrivning fosforsläppshastighet.
mikroskopering ‐ Mikroskop från Carl Zeiss, 100x förstoring.
NH 4 ‐N mg/L Dr Lange® LCK 303
nitrifikationshastighet mg NO x ‐N/(g VSS ∙ h) Se Bilaga 5 – Metodbeskrivning nitrifikationshastighet.
NO 2 ‐N mg/L Technicom Autoanalyzer II® cadmium reductor
NO 3 ‐N mg/L Beräknas genom att subtrahera halten NO 2 ‐N från halten NO x ‐N.
NO x ‐N mg/L Technicom Autoanalyzer II® cadmium reductor
OUR mg O 2 /(g VSS ∙ h) Se Bilaga 6 – Metodbeskrivning syrerespiration.
O 2 mg/L Syrehaltsmätare: WTW® Oxi 197‐S, WTW® Oxi 730
O 3 ppm Ebara Jitsugyo ozone monitor, model EG‐2001R
pH ‐ pH‐meter: WTW pH 320®
PO 4 ‐P mg/L Technicom Autoanalyzer II®
SS mg/L Svensk standard SS 02 81 12
SV mL/L Bestäms genom att mäta upp 1 L slam i en mätcylinder och efter
30 minuters läsa av det sedimenterade slammets volym.
Diametern på mätcylindern ska vara 60 mm och volymen
1 000 mL (Bogh, 2002).
temperatur °C Bestämdes med ovanstående pH‐ och syrehaltsmätare.
VSS mg/L Svensk standard SS 02 81 12
37

6. RESULTAT OCH DISKUSSION
Samtliga resultat som presenteras i detta kapitel är uppmätta i samband med korttidsförsök. Den
totala ozoneringstiden varierar mellan endast 6,4 och 17,2 h vilket är viktigt att tänka på då
jämförelser görs med resultat från långtidsförsök. Resultaten kan dock ge en fingervisning om
hur slammets egenskaper och processhastigheter påverkas vid olika ozondoser och kanske vara
vägledande vid fullskaleförsök.
6.1. Filament
Med hjälp av mikroskop undersöktes obehandlat slam och slam som behandlats med doserna
0,005, 0,010, 0,015 respektive 0,020 g O 3 /g SS. Samtliga bilder visar aktivt slam från biosteget
(linje 3, zon 9) på Källby ARV. För att lättare kunna urskilja slamflockar och filamentbakterier
färgades slamprover in med Neisser- respektive Gramfärgning (enligt proceduren som redovisas
i Bilaga 3) och resultaten visas i bildparen nedan. Ozoneringen av slammet som visas i Figur 9
till och med Figur 18 genomfördes under Försök 2. Bilderna nedan har valts för att försöka
skildra ozonets inverkan på slamstrukturen vid de olika doserna på ett så representativt sätt som
möjligt.
Vid samtliga doser förekom både stora och små slamflockar och filament i varierande längd
vilket försvårade urvalet av bilder. Den mest påtagliga skillnaden, som kunde ses då resultaten av
de olika doserna jämfördes, var att förekomsten av de täta, tjocka och sammanhängande
slamflockarna med de längre, trassligare och spretigare filamenten (Figur 9 och Figur 10)
minskade successivt. Allteftersom dosen ökade, ökade även förekomsten av mindre, löst
sammanhängande flockar med korta och ”kapade” filament, se Figur 15 till och med Figur 18. På
dessa bilder ses även fria filamenttrådar. I de undersökta proverna var det tydligt att flockarna i
slammet som behandlats med en relativt hög ozondos, inte var lika hårt sammanbundna av
filament som referensslammet och slammen som behandlats med de lägre ozondoserna.
En ozonbehandling med de i Försök 2 använda ozondoserna tycks därför ha en nedbrytande
effekt på filament och slam och öka förekomsten av de mindre slamflockarna samtidigt som
förekomsten av de större flockarna minskar. Liknande resultat med en kraftigt reducerad
förekomst av filamentbakterier visas i Deleris et al. (2002) med hjälp av mikroskopbilder.
van Leeuwen et al. (2009) jämför obehandlade slamflockar med ozonerade slamflockar i 200x
förstoring. En kraftig reduktion av filamentbakterierna visas vilket gav en större andel protozoer
i biomassan. Även Wennberg et al. (2009a resp. 2009b) mikroskoperade ozonerat slam och
jämförde med obehandlat slam och fann en kraftig reduktion av mängden filament i slammet.
39

Figur 9 och Figur 10. Obehandlat referensslam från Källby ARV infärgat med Neisserfärgning (t.v.) och med
Gramfärgning (t.h.). Provet togs i samband med Försök 2 och visas med 100x förstoring.
Figur 11 och Figur 12. Aktivt slam från Källby ARV ozonerat med dosen 0,005 g O 3 /g SS. Till vänster visas
Neisserfärgat slam och till höger Gramfärgat, båda med 100x förstoring. Provet togs i samband med Försök 2.
Figur 13 och Figur 14. Aktivt slam från Källby ARV ozonerat med dosen 0,010 g O 3 /g SS. Till vänster visas
Neisserfärgat slam och till höger Gramfärgat, båda med 100x förstoring. Provet togs i samband med Försök 2.
40

Figur 15 och Figur 16. Aktivt slam från Källby ARV ozonerat med dosen 0,015 g O 3 /g SS. Till vänster visas
Neisserfärgat slam och till höger Gramfärgat, båda med 100x förstoring. Provet togs i samband med Försök 2.
Figur 17 och Figur 18. Aktivt slam från Källby ARV ozonerat med dosen 0,020 g O 3 /g SS. Till vänster visas
Neisserfärgat slam och till höger Gramfärgat, båda med 100x förstoring. Provet togs i samband med Försök 2.
6.2. Slamvolym och slamvolymindex
Hur slamvolymen och den spädda slamvolymen reagerade på ozonering undersöktes främst i
Försök 2, 3 och 5 och en jämförelse mellan resultaten görs nedan. I Försök 5 undersöktes även
ozonets inverkan på SVI och DSVI.
Försök 2
Då aktivt slam ozonerades den 4 – 5 januari 2010 togs slamprover ut med jämna mellanrum och
slamvolymen och den spädda slamvolymen kontrollerades. Som Tabell 4 och Figur 19 visar
påverkades slammets sedimenteringsegenskaper redan då första kontrollen gjordes. Efter
ozondosen 0,005 g O 3 /g SS hade slamvolymen sjunkit från 910 till 270 mL/L. Även den spädda
slamvolymen påverkades kraftigast efter denna dos och reducerades från 80 till 50 mL/L.
Minskningen fortsätter sedan enligt Figur 19 till synes exponentiellt avtagande för både ospädd
och spädd slamvolym. Denna exponentiellt avtagande effekt visas inte lika tydligt för Försök 5 i
Figur 21.
41

Beräkningsmetodiken för SVI är giltig upp till slamvolymen 800 mL/L och då slamvolymen för
referensslammet uppgick till 910 mL/L (se Tabell 4) kan endast en uppskattning av SVI göras.
Att slamvolymen var så pass hög ger ändå en fingervisning om att även SVI bör vara högt.
Slamhalten i reaktorn mättes före och efter försöket och både SVI och DSVI minskade kraftigt.
Värdena indikerar enligt Gillberg et al. (2003) och Degrémont (2007) bra
sedimenteringsegenskaper.
Tabell 4. Värden från Försök 2 för slamvolym (SV), spädd slamvolym (DSV), slamhalt (SS) samt ospädd och spädd
slamvolymindex (SVI respektive DSVI) för referensslam och för vissa ozondoser. *Spädningsfaktor = 4. **SV för
referensslammet uppgick till mer än 800 mL/L vilket är den övre gränsen i intervallet för användandet av SVI utan
spädning. Därmed kan inget giltigt värde beräknas.
parameter enhet referensslam 0,005 g O 3 /g SS 0,010 g O 3 /g SS 0,015 g O 3 /g SS 0,020 g O 3 /g SS
SV mL/L 910 270 120 60 40
DSV* mL/L 80 50 25 15 10
SS g SS/L 3,12 ‐ ‐ ‐ 0,89
VSS g VSS/L 2,35 ‐ ‐ ‐ 0,73
SVI mL/g ** ‐ ‐ ‐ 45
DSVI* mL/g 103 ‐ ‐ ‐ 45
SV [mL/L]
1000
200
900
180
800
160
700
140
600
120
500
100
400
80
300
60
200
40
100
20
0
0
0,000 0,005 0,010 0,015 0,020
dos [g O 3 /g SS]
DSV [mL/L]
SV
DSV
Figur 19. Slamvolym (SV) samt spädd slamvolym (DSV) för det ozonerade slammet från Försök 2.
Försök 3
I Försök 3 doserades ozon med samma inställningar hos apparaturen som i Försök 1 och mätdata
presenteras i Tabell 5. Enligt resonemanget i kapitel 5.2.; Analysredovisning, var
koncentrationsmätningen förmodligen inte heller korrekt i Försök 3 vilket medför att de angivna
ozondoserna troligtvis inte är korrekta. Resultaten visar ändå på sjunkande slamvolymer med
ökande dos (se Figur 20) vilket överensstämmer med resultaten från Försök 2 och 4. Detta är en
indikation på att gasströmmen som leddes in till reaktorn verkligen innehöll ozon. Observera att
de på x-axeln angivna ozondoserna är felaktiga och att en lägre dos är mer trolig.
42

Liksom i Försök 2 var referensslammets slamvolym alltför stor för att kunna tillämpas för SVI.
DSVI beräknades till 224 mL/g vilket enligt Degrémont (2007) är nära att kallas för ”dåliga”
sedimenteringsegenskaper. För slammet som ozonerats med den högsta dosen anger samma källa
att sedimenteringsegenskaperna kan klassas som ”normala” för DSVI. Enligt
Gillberg et al. (2003) kan det ozonerade slammets SVI klassas som ”normalt”.
Tabell 5. Värden från Försök 3 för slamvolym (SV), spädd slamvolym (DSV), slamhalt (SS) samt ospädd och spädd
slamvolymindex (SVI respektive DSVI) för referensslam och för vissa ozondoser. *Spädningsfaktor = 4. **SV för
referensslammet uppgick till mer än 800 mL/L vilket är den övre gränsen i intervallet för användandet av SVI utan
spädning. Därmed kan inget giltigt värde beräknas.
parameter enhet referensslam (0,005) g O 3 /g SS (0,010) g O 3 /g SS (0,015) g O 3 /g SS (0,020) g O 3 /g SS
SV mL/L 940 870 820 560 360
DSV* mL/L 170 100 90 80 70
SS g SS/L 3,03 ‐ ‐ ‐ 2,92
VSS g VSS/L 2,29 ‐ ‐ ‐ 2,19
SVI mL/g ** ‐ ‐ ‐ 110
DSVI mL/g 224 ‐ ‐ ‐ 96
SV [mL/L]
1000
200
900
180
800
160
700
140
600
120
500
100
400
80
300
60
200
40
100
20
0
0
(0,000) (0,005) (0,010) (0,015) (0,020)
dos [g O 3 /g SS]
DSV [mL/L]
SV
DSV
Figur 20. Slamvolym (SV) samt spädd slamvolym (DSV) för obehandlat och ozonerat slam från Försök 3.
Observera att de angivna ozondoserna enligt resonemanget ovan antas vara felaktiga.
43

Försök 5
I Tabell 6 visas mätdata från Försök 5 där slamvolym, spädd slamvolym, SS- och VSS-halter
tillsammans med SVI och DSVI undersöktes.
Tabell 6. Värden från Försök 5 för slamvolym (SV), spädd slamvolym (DSV), slamhalt (SS) samt ospädd och spädd
slamvolymindex (SVI och DSVI) för referensslam och de analyserade ozondoserna. *Spädningsfaktor = 4. **SV för
referensslammet uppgick till mer än 800 mL/L vilket är den övre gränsen i intervallet för användandet av SVI utan
spädning. Därmed kan inget giltigt värde beräknas.
parameter enhet referensslam 0,005 g O 3 /g SS 0,010 g O 3 /g SS 0,015 g O 3 /g SS 0,020 g O 3 /g SS
SV mL/L 950 800 230 120 60
DSV* mL/L 130 100 50 30 20
SS g SS/L 3,16 2,98 2,19 1,60 1,25
VSS g VSS/L 2,40 2,26 1,68 1,24 0,98
SVI mL/g ** 156 105 75 48
DSVI* mL/g 164 134 91 75 64
I Figur 21 visas slamvolymerna och de spädda slamvolymerna från Försök 5. Liksom i Figur 19
minskar värdena kraftigt allteftersom ozondosen tilltar. I detta försök kom dock inte den
kraftigaste minskningen efter 0,005 g O 3 /g SS som den gjorde i Försök 2, utan istället mellan
doserna 0,005 och 0,010 g O 3 /g SS. Både slamvolymen och den spädda slamvolymen påverkades
måttligt efter den första dosen vilket möjligen kan påvisa att någon form av tröskelvärde för
sänkning av de båda slamvolymerna förekommer i närheten av denna dos. Ett eventuellt
tröskelvärde diskuteras mer i avsnittet ”Slamreduktion” nedan.
SV [mL/L]
1000
200
900
180
800
160
700
140
600
120
500
100
400
80
300
60
200
40
100
20
0
0
0,000 0,005 0,010 0,015 0,020
dos [g O 3 /g SS]
DSV [mL/L]
SV
DSV
Figur 21. Slamvolym (SV) samt spädd slamvolym (DSV) för referensslammet och det ozonerade slammet från
Försök 5.
Enligt angivelserna för ”bra”, ”normala” och ”dåliga” sedimenteringsegenskaper enligt
Degrémont (2007) krävdes en ozondos på omkring 0,010 g O 3 /g SS för att slammet skulle få
”bra” sedimenteringsegenskaper med tanke på DSVI, se Figur 22. Efter denna ozondos kan SVI
44

enligt Gillberg et al. (2003) klassas som ”normalt”. I pilotskaleförsöket som beskrivs i
Ahn et al. (2002) där ozonering genomfördes på returslamflödet, visas att ozonbehandlingen
hade en mycket positiv inverkan på sedimenteringsegenskaperna hos slammet. Dock visades
dessa resultat först efter en ozondos på 0,2 g O 3 /g DS (≈ 0,2 g O 3 /g SS) vilket är en mycket
kraftigare dos än vad som använts i detta försök. I laboratorieskaleförsöken som redovisas i
Deleris et al. (2002) togs slam ut från aktivslamreaktorn till en separat behållare som sedan
ozonerades för att sedan återföras till aktivslamreaktorn. En ozondos på 0,05 g O 3 /g MVS treated
användes (omräknas till 0,06 g O 3 /g SS då MVS = VSS vilken enligt Jansen (1991) uppskattas
till 80 % av SS) och en stark och varaktig reduktion av SVI från cirka 250 till värden omkring
100 g/L visades i den ozonerade reaktorn efter ungefär 30 dagar.
SVI och DSVI [g/L]
200
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
0,000 0,005 0,010 0,015 0,020
dos [g O 3 /g SS]
SVI
DSVI
Figur 22. Slamvolymindex (SVI) samt spädd slamvolymindex (DSVI) för referensslammet och det ozonerade
slammet från Försök 5.
Kamiya och Hirotsuji (1998) genomförde laboratorieskaleförsök med kontinuerligt flöde av
syntetiskt avloppsvatten. Ozon doserades intermittent under 18 dagar (0,0214 g O 3 /(g MLSS · d))
i en specifik behållare dit slam recirkulerades från aktivslamreaktorn. Dessa försök visar på en
mindre effekt på SVI jämfört med vad som presenteras ovan. SVI låg till en början mellan 100
och 150 mL/g för både referensslammet och det ozonerade slammet vilka följdes åt under de
första 10 dagarna till under 100 mL/g. Efter 10 dagar började plötsligt SVI stiga för
referensslammet till över 900 mL/g medan det ozonerade slammet inte steg högre än 200 mL/g.
Vad som orsakade denna kraftiga ökning förklaras inte men bevisligen klarade det ozonerade
slammet av händelsen bättre än vad referensslammet gjorde.
Då slammet sedimenterade i samband med bestämning av slamvolymen och den spädda
slamvolymen i både Försök 2 och Försök 5, uppstod en grå grumlighet i supernatanten ovanför
slammen, se Figur 23. Bilden är taget från mätcylindrarnas baksida för att jämföra cylindrarnas
grumlighet med varandra men även med mätskalan på dess framsida.
45

Figur 23. Klarfasen ovanför det sedimenterade slammet efter ozondosen 0,015 g O 3 /g SS. Bilden är tagen under
pågående Försök 5. Till vänster i figuren visas DSVI-mätningen och till höger visas SVI-mätningen.
Grumligheten i mätcylindrarna tilltog allteftersom ozondosen ökades och efter dosen
0,020 g O 3 /g SS var mätcylindrarna totalt ogenomskinliga. I försöken utförda av
Deleris et al. (2002) med avsikt att minimera slamproduktionen med hjälp av ozon, uppmättes en
liten ökning av COD i det utgående vattnet. I Kamiya och Hirotsuji (1998) påstås att små
ozondoser, i detta fall 0,0053 g O 3 /(g MLSS · d), inte påverkar reningsresultatet i det utgående
vattnet. Då dosen höjdes till 0,0214 g O 3 /(g MLSS · d) försämrades dock kvalitén för det
utgående vattnet och halten DOC ökade med 5 mg/L. Dessa resultat stämmer väl överens med
observationen som gjordes angående grumligheten som ökade med ökande ozondos i försöken
som beskrivs i denna rapport. Troligtvis består grumligheten av partiklar och andra rester från
det av ozonet nedbrutna slammet (se Figur 17 och Figur 18). I likhet med de frisimmande
bakterierna som nämns i Gillberg et al. (2003), kan dessa rester vara för små för att hinna
sedimentera och därmed följer de med det från eftersedimenteringsbassängen utgående vattnet.
Detta kan påverka eventuella efterföljande reningssteg negativt och om inget efterföljande
reningssteg finns kan denna grumlighet ha en direkt inverkan på avloppsreningsverkets utgående
reningsresultat. Ett prov togs på denna grumliga vattenfas och detta förvarades sedan i kylrum
(5 °C) i en vecka. Då provet togs ut var vattnet helt klart och på botten av provröret hade vad
som såg ut som ett mycket tunt slam sedimenterat.
6.3. Slamreduktion
I Försök 2, 4 och 5 togs prover ut för att undersöka ozonets eventuella effekter på slammets SSoch
VSS-halter. Data från försöken presenteras i Tabell 7 nedan och ett diagram över
reduktionen av SS och VSS visas i Figur 24. Då två försök har genomförts med doserna 0,010
och 0,020 g O 3 /g SS har ett medelvärde räknats fram och presenterats i denna figur.
Två försök innefattade en dosering på 0,010 g O 3 /g SS och då reduktionen av SS och VSS
jämfördes mellan de båda försöken var skillnaden markant. Både SS och VSS minskade med 23
respektive 22 procentenheter mer i Försök 4 jämfört med Försök 5. Som nämns i
kapitel 6.2. Slamvolym och slamvolymindex ovan visade sig även slamvolymen och den spädda
slamvolymen för slammet i Försök 5 vara tåligare mot ozonering då det jämfördes med slammet
i Försök 2.
46

I Tabell 7 visas att slammen som användes vid Försök 2 och 5 hade så gott som lika höga SSoch
VSS-halter till en början. Då SS- och VSS-halterna jämförs uppgår skillnaden till 10
respektive 12 procentenheter för de båda försöken vilket innebär att slammet i Försök 5 inte
påverkades i lika stor utsträckning av ozoneringen. Trots att slammen i samtliga försök är
hämtade från samma ställe på Källby ARV och ozondoseringen har genomförts på samma sätt
(bortsett från det korta avbrottet då en koppling byttes i Försök 5) uppträder alltså slammen
olika.
Möjligtvis kan en skillnad i slammens motståndskraft förklaras utifrån förutsättningar såsom
mängden löst COD eller andra ämnen i slammen som förklaras i Staehelin och Hoigné (1985) (se
kapitel 4.2. Verksamma mekanismer (teori), ovan). Resonemanget från Staehelin och
Hoigné (1985) bygger på att löst ozon reagerar med ett löst substrat vilket inte är fallet då slam
ozoneras. Om en försiktig parallell ändå dras till fallet då slam ozoneras skulle ozonet istället för
att oxidera ett visst substrat (som i detta tankeexperiment skulle motsvaras av slammet)
exempelvis reagera med löst COD eller med annat material (löst eller olöst) som finns
närvarande i slammet. Dessa ämnen skulle i så fall fungera som en ”säkerhetsbuffert” för
slammet vilket innebär att en högre ozondos krävs för att uppnå samma resultat som för ett slam
med låg halt av ”störande ämnen”. Dessvärre kunde inte några COD-halter kontrolleras då ett
flertal spädningar för COD-analyserna misslyckades i samband med provtagningen för
nitrifikationshastighetsförsöken. Därmed kan inte heller denna hypotes styrkas eller dementeras
utifrån de i detta arbete genomförda försöken.
Tabell 7. Sammanställning av uppmätta SS- och VSS-halter före och efter utförd ozonering tillsammans med
uträknad reduktion. Tabellen visar resultaten efter stigande ozondos. Data är samlad från Försök 2, 4 och 5.
försöksnr ozondos SS start VSS start SS slut VSS slut SS reduktion VSS reduktion
[g O 3 /g SS] [g SS/L] [g VSS/L] [g SS/L] [g VSS/L] [%] [%]
5 0,005 3,16 2,40 2,98 2,26 6 6
5 0,010 3,16 2,40 2,19 1,68 31 30
4 0,010 3,57 2,73 1,65 1,30 54 52
5 0,015 3,16 2,40 1,60 1,24 49 48
5 0,020 3,16 2,40 1,25 0,98 60 59
2 0,020 3,15 2,35 0,89 0,73 72 69
47

eduktion av SS och VSS [%]
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0,000 0,005 0,010 0,015 0,020
dos [g O 3 /g SS]
SS
VSS
Figur 24. Reduktionen av SS och VSS (%) vid olika ozondoser med data från Försök 2, 4 och 5.
Enligt sammanställningen av resultaten från Yasui och Shibata (1994) (pilotanläggning med
artificiellt avloppsvatten), Ried et al. (2002) (fullskala med verkligt avloppsvatten) och
Deleris et al. (2000) (batchförsök i laboratorieskala med verkligt avloppsvatten) som gjorts av
Boehler och Siegrist (2004) tillsammans med artikelns egna uppgifter anses den optimala
ozondosen för slamreduktion vara 0,050 g O 3 /g SS. Vid denna dos uppnåddes enligt
sammanställningen slamreduktioner mellan 25 och 35 %. I försöken som presenteras i denna
rapport uppnås en betydligt kraftigare slamreduktion upprepade gånger redan vid en femtedel av
ozondosen. Då de olika försökens ozoneringsförfaranden utifrån de publicerade artiklarna inte är
möjliga att jämföras i detalj, kan inte orsaken till de kraftiga skillnaderna förklaras.
En faktor som kan ha en viss inverkan på reduktionsberäkningarna är att vid Försök 2, 4 och 5
bildades ett brunt skumlager ovanpå slammet i reaktorn, se Figur 25. Till exempel i slutet av
Försök 5 uppgick tjockleken på detta skumlager till ungefär 80 mm. Då prover togs ut ur
reaktorn följde inte alltid skumlagret med. Om en andel slam samlades i detta skumlager kan det
ha påverkat proverna så att slamreduktionen såg större ut än vad den egentligen var. Att skum
bildas i samband med ozonering är inget ovanligt och har visat sig i flera försök. I beskrivningen
av utrustningen som användes för ozoneringen av slam i Manterola et al. (2008) uppges att i
toppen på varje kolonn fanns uttag för gas och skum som bildades under ozoneringen. Detta
skum, tillsammans med gasen, leddes bort till ett speciellt kärl. Picard et al. (2001) hävdar att
skumning ofta förekommer i samband med ozonering i avloppsvattenrening. I artikeln beskrivs
försök som genomfördes med olika sorters membran för att undvika bildandet och
ackumuleringen av skum. Enligt resultaten var försöken lyckade och skumbildningen kunde
undvikas fullständigt.
48

Figur 25. Ett brunt skumlager (cirka 80 mm högt) bildades i reaktorbehållaren under pågående ozonering vid
Försök 2, 4 och 5.
VSS/SS-kvoten för de obehandlade slammen (start) och de ozonerade slammen (slut) presenteras
i Tabell 8 tillsammans med data över reduktionen av SS och VSS som även visas i Tabell 7. Då
två försök har genomförts med ozondosen 0,010 respektive 0,020 g O 3 /g SS har ett medelvärde
beräknats. För samtliga doser, förutom den första, stiger kvoten något efter ozonbehandlingen.
Differensen i detta fall är försumbart liten. Tydligast effekt på nästan 5 % uppstod vid den högsta
dosen vilket visar på att det oorganiska materialet i något större utsträckning än det organiska har
frigjorts under ozonbehandlingen.
Tabell 8. Framräknade kvoter mellan VSS och SS vid försökens start respektive slut, differensen däremellan och
reduktionen av SS och VSS. Data är tagna från Försök 2, 4 och 5.
ozondos VSS/SS (start) VSS/SS (slut) differens SS reduktion VSS reduktion
[g O 3 /g SS] [%] [%] [%]
0,005 0,759 0,757 ‐0,3 6 6
0,010 0,762 0,778 1,6 43 41
0,015 0,759 0,777 1,7 49 48
0,020 0,753 0,802 4,9 66 64
6.4. Nitrifikationshastighet
Försök 1
Den 14 december 2009 undersöktes nitrifikationshastigheten hos ett referensslam och ett
ozonerat slam. I detta försök var ozondosen oklar vilket förklaras mer ingående i
kapitel 5.2. Analysredovisning, men uppskattades till < 0,007 g O 3 /g SS. Resultaten visar att
hastigheten hos de båda slammen skiljde sig åt något, se Tabell 9. Det ozonerade slammet hade
en högre hastighet med hänsyn till både den fallande ammoniumkoncentrationen (NH 4 -N) och de
stigande nitrit- och nitratkoncentrationerna (NO x -N) och skillnaden uppgick för V N,fallande och
V N,stigande till 1,2 mg NH 4 -N/(g VSS · h) respektive 1,3 mg NO x -N/(g VSS · h). SS- och
VSS-halten minskade under ozoneringsförsöket på grund av ozonets nedbrytande effekt och
denna reduktion har betydelse för beräkningarna av både V N,fallande och V N,stigande .
49

Efter kontrollberäkningar av fiktiva nitrifikationshastigheter där alla hastigheter relaterades till
den ursprungliga VSS-halten i försöken istället för den VSS-halt som faktiskt fanns i reaktorn
efter ozonering, hade referensslammet hastigheter som fortfarande låg lägre än det ozonerade
slammet. Differensen uppgick då till 0,7 mg NH 4 -N/(g VSS · h) respektive
0,9 mg NO x -N/(g VSS · h). Skillnaden i slamhalten utgör alltså inte hela förklaringen till den
högre nitrifikationshastigheten hos det ozonerade slammet. Enligt resultaten från detta försök
verkar inte en mindre mängd ozon påverka slammets nitrifikationskapacitet negativt.
Tabell 9. Nitrifikationshastigheten (V N ) beräknat på sjunkande ammoniumkoncentration och stigande nitrit- och
nitratkoncentration hos referensslammet och det ozonerade slammet samt slammens SS- och VSS-halter. Data
kommer från Försök 1.
parameter enhet referensslam ozonerat slam
SS g SS/L 3,81 3,37
VSS g VSS/L 2,82 2,47
V N,fallande mg NH 4 ‐N/(g VSS ∙ h) 3,7 4,9
V N,stigande mg NO x ‐N/(g VSS ∙ h) 3,5 4,8
Förändringarna hos de olika kvävekoncentrationerna i referensslammet och det ozonerade
slammet under försökets gång visas i Figur 26 och Figur 27 nedan. Kurvorna i Figur 26 är något
flackare jämfört med motsvarande kurvor i Figur 27, vilket också avspeglas i de ovan angivna
nitrifikationshastigheterna. Vid försökets början var ammoniumhalterna ungefär desamma
medan det ozonerade slammet innehöll något mer NO x -N.
Figur 26. Sjunkande ammoniumhalt och stigande nitrat- plus nitrithalt hos referensslammet Försök 1.
50

50
45
40
35
y = ‐0,200x + 44,20
R² = 0,988
50
45
40
35
NH 4 ‐N [mg/L]
30
25
20
15
10
5
0
y = 0,198x + 4,431
R² = 0,999
30
25
20
15
10
5
0
NO x ‐N [mg/L]
NH4‐N
NOx‐N
trendlinje NH4‐N
trendlinje NOx‐N
0 20 40 60 80 100 120
tid [min]
Figur 27. Sjunkande ammoniumhalt och stigande nitrat- plus nitrithalt hos det ozonerade slammet från Försök 1.
Försök 4
Den 18 januari 2010 genomfördes nitrifikationshastighetsförsök på slammet som ozonerades
med dosen 0,010 g O 3 /g SS. Även i detta försök skilde sig hastigheterna något åt vilket visas i
Tabell 10 nedan. Det obehandlade referensslammets hastighet uppgick till
5,5 mg NH 4 -N/(g VSS · h) respektive 5,3 mg NO x -N/(g VSS · h) medan det ozonerade slammets
fallande hastighet uppgick till 7,3 mg NH 4 -N/(g VSS · h). NO x -kurvan för det ozonerade
slammet som visas i Figur 29 anses vara så pass ojämn att inga data med säkerhet kan utläsas
från den. Det kan förklara varför de totala kvävehalterna vid försökets början inte
överensstämmer med kvävehalterna vid försökets slut. Som det förklaras ovan beror de lägre SSoch
VSS-halterna hos det ozonerade slammet på ozonets nedbrytande effekt. I detta försök var
differensen större hos de båda slammens SS- och VSS-halter jämfört med Försök 1 vilket har
stor inverkan på hastighetsberäkningarna. Då kontrollberäkningar genomfördes på samma sätt
som för Försök 1 ovan, hade referensslammet en betydligt högre hastighet och differensen
uppgick till 4,2 mg NH 4 -N/(g VSS · h).
Tabell 10. Nitrifikationshastigheten (V N ) beräknat på sjunkande ammoniumkoncentration och stigande nitrit- och
nitratkoncentration hos referensslammet och det ozonerade slammet samt slammens SS- och VSS-halter från
Försök 4. Lutningen för den stigande NO x -kurvan hos det ozonerade slammet anses vara alltför ojämn för att en
trovärdig nitrifikationshastighet ska kunna beräknas.
parameter enhet
referensslam ozonerat slam
SS g SS/L 3,57 1,65
VSS g VSS/L 2,73 1,30
V N,fallande mg NH 4 ‐N/(g VSS ∙ h) 5,5 7,3
V N,stigande mg NO x ‐N/(g VSS ∙ h) 5,3 ‐
Vid försökets början, efter tillsatsen av stamlösning, var ammoniumhalterna ungefär desamma
medan halten NO x -N var mer än tre gånger högre hos det ozonerade slammet (se Figur 28 och
51

Figur 29). En möjlig förklaring till detta skulle kunna vara att intracellulärt ammonium som varit
bundet i slammets organiska material, kan ha frigjorts och nitrifierats under ozoneringsförsöket.
50
50
45
40
35
y = ‐0,25x + 40,72
R² = 0,992
45
40
35
NH 4 ‐N [mg/L]
30
25
20
15
10
5
0
y = 0,243x + 3,711
R² = 0,951
0 20 40 60 80 100 120
30
25
20
15
10
5
0
NO x ‐N [mg/L]
NH4‐N
NOx‐N
trendlinje NH4‐N
trendlinje NOx‐N
tid [min]
Figur 28. Sjunkande ammoniumhalt och stigande nitrat- plus nitrithalt hos referensslammet från Försök 4.
50
50
45
40
y = ‐0,159x + 44,01
R² = 0,966
45
40
35
35
NH 4 ‐N [mg/L]
30
25
20
15
10
30
25
20
15
10
NO x ‐N [mg/L]
NH4‐N
NOx‐N
trendlinje NH4‐N
5
5
0
0 20 40 60 80 100 120
0
tid [min]
Figur 29. Sjunkande ammoniumhalt och stigande nitrat- plus nitrithalt hos det ozonerade slammet från Försök 4.
Varför försämras då inte slammens nitrifikationshastighet när slammen har utsatts för
ozonbehandlingarna i ovanstående försök trots att ozonet reducerar såväl SS som VSS? En
möjlig förklaring kan vara att ozonbehandlingen inte i första hand påverkar de nitrifierande
bakterierna på grund av dessa bakteriers placering i slamflocken. Som Figur 9 och Figur 10 visar
förekommer gott om filament i slammet som sträcker sig utanför flocken. På så sätt kan
möjligtvis flockarnas inre skyddas från påverkan av ämnen som finns i den omgivande
vattenfasen. Filamentbakterierna skulle i så fall vara de som till en början i störst utsträckning
drabbas av ozonbehandlingen. Efter att ozon har doserats visar till exempel Figur 15 och
52

Figur 16 att filamenten till stor del har kapats av och flockens inre, där de nitrifierande
bakterierna antas befinna sig, i större utsträckning än tidigare exponeras för omgivningen. Denna
del av slamflocken får då bättre tillgång till substrat i vattnet som till exempel ammonium
jämfört med förhållandena före ozoneringen. En liknande teori om att de nitrifierande
bakterierna skyddas i slamflockens inre framställs av Boehler och Siegrist (2004) som föreslår
att de mer snabbväxande heterotroferna växer runtomkring nitrifierarna och att nitrifierarna på så
sätt skyddas inne i slamflocken. Fler jämförelser med denna teori följer i avsnitten som
behandlar fosforsläppshastigheten och OUR nedan.
Om en ozonbehandling av aktivt slam (med en måttlig ozondos) medför att slammets
nitrifikationshastighet stiger något, leder detta till att driftstrategin för aktivslamprocessen kan
ändras. Till exempel kan den aeroba zonen i aktivslamlinjen minskas. Detta medför på sikt en
minskning av driftskostnaderna i form av till exempel minskade mängder luft som pumpas in till
aktivslamprocessen samt att de volymer med returslam som återförs till processens början kan
minskas. Detta resonemang bygger dock på resultat från korttidsförsök i laboratorieskala och kan
därför inte överföras direkt till en större skala utan vidare undersökningar.
Tillämpas en ozonbehandling i fullskala ställs därmed höga krav på processbevakningen.
Undersökningar som gjordes på nitrifikationshastigheten i fullskaleförsöket som beskrivs i
Wennberg et al. (2009a resp. 2009b) där ozonering genomfördes på en delström av
returslamflödet, indikerar att hastigheten i försökslinjen under pågående ozonbehandling avtog
med uppskattningsvis 10 % jämfört med i referenslinjen. I försöket uppgick den tillsatta
ozondosen till ungefär 0,006 g O 3 /g MLSS beräknat på MLSS-halten i returslamflödet. På
mikroskoperingsbilderna från kapitel 6.1.; Filament, visas att förekomsten av filamenten i
flockarna är kraftigt reducerad jämfört med referensslammet (vilket också visas i
Wennberg et al. (2009a resp. 2009b)). Om filamenten kan ses som ett skydd för bakterierna i
flockens inre som bryts ned allteftersom mer ozon tillförs, medför detta att en tillsats av mer
ozon snart skulle hota även dessa bakterier. En något högre dos kan möjligtvis ganska snart få en
negativ inverkan på slammets funktion. Om så är fallet kräver en fullskalig drift en ständig
vaksamhet mot överdosering av ozon för att inte riskera att förlora slammets
nitrifikationshastighet.
6.5. Fosforsläppshastighet
Försök 1
Även slammens förmåga att släppa ifrån sig fosfor i form av fosfat (PO 4 3- ) undersöktes i
samband med försökstillfället 20091214. De stigande halterna visas i Figur 30 nedan och i Tabell
11 visas den framberäknade fosforsläppshastigheten. Maxsläppet som motsvarar den maximala
halten fosfatfosfor som bakterierna kan släppa ifrån sig, beräknas genom att ta ett medelvärde av
kurvornas mer horisontella delar till höger i Figur 30. Enligt beräkningarna var både hastigheten
och den maximala halten släppt fosfatfosfor högre hos referensslammet. Skillnaden i hastigheten
uppgick i dessa försök till 2,3 mg PO 4 -P/(g VSS · h) och för maxsläppet uppgick skillnaden till
7,8 mg PO 4 -P/L. Detta indikerar, om än skillnaden är liten, att de fosforackumulerande
organismerna i något större utsträckning än de nitrifierande bakterierna påverkas av en
ozonbehandling. Kontrollräknas hastigheterna med referensslammets VSS-halt uppgår skillnaden
53

till 4,1 mg PO 4 -P/(g VSS · h). Slutsatsen av försöket förändras alltså inte även om man ar hänsyn
till minskningen av VSS-koncentrationen som inträffade under ozonbehandlingen av slammet.
Tabell 11. Fosforsläppshastigheten (V P ) och likaså maxsläppet beräknades utifrån de stigande fosfatfosforhalterna
hos det behandlade respektive obehandlade slammet från Försök 1.
parameter enhet referensslam ozonerat slam
SS g SS/L 3,81 3,37
VSS g VSS/L 2,82 2,47
V P mg PO 4 ‐P/(g VSS ∙ h) 16,4 14,1
maxsläpp mg PO 4 ‐P/L 78,5 70,7
I Figur 30 visas tydligt hur fosfathalten hos referensslammet steg snabbare än fosfathalten hos
det ozonerade slammet i början och till slut lade sig på en högre nivå jämfört med halten i det
ozonerade slammet.
Figur 30. Stigande fosfathalter hos referensslam och ozonerat slam från Försök 1.
Försök 4
Under Försök 4 genomfördes en ny undersökning av slammens fosforsläppshastighet. Halterna
visas i Figur 31 och de framräknade hastigheterna samt maxsläppet visas i Tabell 12. En stor
skillnad mellan Försök 1 och Försök 4 är att halterna fosfatfosfor hos slammen är mer än hälften
så höga i Försök 1 jämfört med Försök 4. Förslagsvis kan detta bero på den dagsaktuella
situationen på Källby ARV de dagarna slammen hämtades. Istället för att jämföra siffrorna för
hastigheterna och maxsläppet mellan försöken kan siffrorna istället jämföras inbördes inom
respektive försök för att sedan jämföra försökens trender. Liksom i Försök 1 hade
referensslammet den största förmågan att släppa ifrån sig fosfatfosfor. Då släpphastigheten
beräknades framgick att det ozonerade slammet, till skillnad från i Försök 1, hade en betydligt
högre hastighet jämfört med referensslammet. Differensen uppgick till
3,3 mg PO 4 -P/(g VSS · h). Detta är dock starkt knutet till VSS-halten hos slammen. Om
54

hastigheten istället hade beräknats med referensslammets VSS-halt skulle istället
referensslammet ha den högre släpphastigheten (differens på 0,80 mg PO 4 -P/(g VSS · h)).
Tabell 12. Fosforsläppshastigheten (V P ) och likaså maxsläppet beräknades utifrån de stigande fosfatfosforhalterna
hos det behandlade respektive obehandlade slammet från Försök 4.
parameter enhet referensslam ozonerat slam
SS g SS/L 3,57 1,65
VSS g VSS/L 2,73 1,30
V P mg PO 4 ‐P/(g VSS ∙ h) 4,51 7,79
maxsläpp mg PO 4 ‐P/L 33,3 28,3
I Figur 31 visas att halten fosfatfosfor, främst hos referensslammet, inte fullt planat ut då
försöket avbröts. De båda slammens maxsläpp är därför angivna som den sista mätpunkten i
försöksserien. Innan försöket påbörjades luftades slammen under en timme. I samband med att
första provet togs ut mättes bland annat syrehalten för att kontrollera att denna var anaerob
(< 0,5 mg O 2 /L). I båda reaktorerna var syrehalten omkring 2 mg O 2 /L men stadigt sjunkande.
Senare mätningar som genomfördes visade < 0,5 mg O 2 /L.
Figur 31. Stigande fosfathalter hos referensslam och ozonerat slam från Försök 4.
I diskussionen ovan angående varför nitrifikationshastigheten inte påverkades negativt av
ozonbehandlingen nämndes att en teori enligt Boehler och Siegrist (2004) var att heterotrofa
bakterier växte runtomkring de nitrifierande bakterierna och därmed skyddade dessa från att i
samma utsträckning skadas av ozonbehandlingen. Denna teori stöttas av resultaten från Försök 1
men motsägs utifrån resultaten i Försök 4 med fosforsläppshastigheten som på grund av den
reducerade VSS-halten ökade betydligt efter ozonbehandlingen. Enligt
Tchobanoglous et al. (2004) har PAO-bakterier samma tillväxtkinetik som andra heterotrofa
bakterier. Även PAO borde då enligt hypotesen från Boehler och Siegrist (2004) ha tagit skada
vilket överensstämmer med resultaten från Försök 1 men motsägs av resultaten från Försök 4.
Förslagsvis kan även PAO till viss del vara skyddade av nätverket med filamentbakterier som
diskuterades i avsnittet om nitrifikationshastigheten ovan.
55

6.6. Syrerespiration (OUR)
Försök 1
I Figur 32 visas resultaten från de försök som genomfördes på slammens
syrerespirationshastigheter den 14 december 2009. I försökens början låg hastigheterna mer eller
mindre stabilt vilket tyder på att all lättnedbrytbar kolkälla var förbrukad hos de båda slammen.
Efter ungefär en timme tillsattes ett överskott av natriumacetat (kolkälla) vilket syns i
diagrammet som en plötslig stigning i OUR-kurvorna och här mättes OUR max upp. Efter ungefär
två timmar är det mesta av den lättnedbrytbara kolkällan förbrukad och de båda slammens OUR
sjunker igen. Referensslammet har, jämfört med det ozonerade slammet, därefter en mer jämnt
sluttande kurva vilket är mer likt till exempel OUR-försöken gjorda av Hagman et al. (2006).
Under denna del förbrukar organismerna de mindre lättnedbrytbara kolkällorna. Varför kurvan
hos det ozonerade slammet uppträder oroligt under försökets avslutande del är svårt att avgöra.
En möjlig förklaring kan vara att det har förekommit problem med syrehaltsmätaren.
Tabell 13 och Figur 32 visar att det ozonerade slammet förbrukade en något större mängd syre i
förhållande till mängden organiskt material jämfört med referensslammet. Skillnaden mellan de
båda slammens OUR max uppgick till 0,9 mg O 2 /(g VSS · h). Liksom i försöken med
nitrifikationshastighet och fosfatsläpp påverkar skillnaden mellan de båda slammens VSS-halter
uträkningarna. Kontrollberäkningar som genomförts med samma VSS-värde visar att
referensslammets OUR max blev 0,6 mg O 2 /(g VSS · h) högre än för det ozonerade slammet.
Skillnaderna i slammens OUR anses dock vara för små för att några slutsatser om en eventuell
negativ inverkan vid denna relativt låga dos ska kunna dras.
Tabell 13. Maximal syrerespirationen (OUR max ) hos referensslammet respektive det ozonerade slammet tillsammans
med SS- och VSS-halter från Försök 1.
parameter enhet referensslam ozonerat slam
SS g SS/L 3,81 3,37
VSS g VSS/L 2,82 2,47
OUR max mg O 2 /(g VSS ∙ h) 10,5 11,4
56

OUR [mg O 2 /(g VSS ∙ h)]
14
12
10
8
6
4
2
0
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0
referensslam
ozonerat slam
tid [h]
Figur 32. Syrerespirationshastigheten för de båda slammen i Försök 1.
Försök 4
I Figur 33 visas syrerespirationshastigheterna för de båda slammen som undersöktes i försöken
som påbörjades den 18 januari 2010. Referensslammets uppmätta hastighet var något ostabil till
en början men stabiliserades efter tillsatsen av acetat. Hastigheten hos det ozonerade slammet var
till en början stabil och reagerade på tillsatsen av acetat. Att det ozonerade slammets hastighet i
figuren är mer ihållande jämfört med referensslammets kan ha orsakats av en eventuell
feldosering av acetat. Ett misstag kan ha begåtts vid doseringen av acetat vilket kan ha resulterat
i att endast hälften av den förbestämda acetatmängden tillsattes till någon av reaktorerna. En
annan möjlig förklaring är att det kan ha varit problem med syrehaltsmätaren som användes i
reaktorn med det ozonerade slammet. Även om den högra delen av det ozonerade slammets
kurva inte är tillförlitlig kan ändå OUR max beräknas. Syrerespirationen hos ett aktivt slam bör
reagera lika kraftigt vertikalt i figuren oavsett om acetat tillsatts i överflöd som det var avsett,
eller om hälften av acetaten tillsatts. En eventuell skillnad bör istället ses horisontellt i figuren då
nedgången av hastigheten i figurens högra del orsakas av att den lättnedbrytbara kolkällan är
förbrukad. Om det ozonerade slammet fått mer acetat än referensslammet kan det förklara
figurens utseende.
Figur 33 visar att referensslammets OUR max var högre än det ozonerade slammets. Mätvärdena
för det ozonerade slammet till höger om referensslammets påbörjade nedgång har inte tagits
hänsyn till med tanke på värdenas ostabila uppförande. Referensslammet maximala hastighet var
2,4 mg O 2 /(g VSS · h) högre än för det ozonerade slammet. Genomförs kontrollberäkningar med
samma VSS-halt ökar differensen ytterligare något. I dessa försök visas att den maximala
syrerespirationen hos slammet som ozonerades med 0,010 g O 3 /g SS kan ha påverkats negativt
av behandlingen. Att en ozonbehandling inhiberar slammets OUR stöttas av batchförsöken som
utförs i laboratorieskala av Cokgor et al. (2005) där slam ozonerades under bestämda tider (upp
till 6 h) för läkemedelsreduktion. Hämningen uppgick till ungefär 10 % men efter ett tag
återhämtade sig slammen. Zhang et al. (2009) visar på en snabb initial minskning av OUR vilket
57

används som argument för att cellerna i slammet snabbt skadas vid en ozonbehandling
(se kapitel 4.3. Praktisk tillämpning, ovan).
Tabell 14. Maximal syrerespirationen (OUR max ) hos referensslammet respektive det ozonerade slammet tillsammans
med SS- och VSS-halter från Försök 4.
parameter enhet referensslam ozonerat slam
SS g SS/L 3,57 2,73
VSS g VSS/L 2,73 1,3
OUR max mg O 2 /(g VSS ∙ h) 13,2 10,8
Figur 33. Syrerespirationshastigheten för de båda slammen i Försök 4.
Förutsatt att ovanstående resultat från OUR-mätningarna stämmer kan det konstateras att
slammets förmåga att ta upp syre minskar i samband med en ozondosering. Detta avslöjar dock
inte vilka organismer som möjligen hämmas. Resultaten från nitrifikationshastighets- och
fosforsläppshastighetsförsöken visar på en förhöjd effektivitet avseende nitrifikation och i
Försök 4 även förmågan att snabbt släppa ifrån sig fosfor vilket tyder på att det inte är dessa
organismer som tagit skada utan snarare andra organismer i slammet. Vilka funktioner dessa
organismer kan tänkas ha är inte möjligt att bestämma utifrån dessa försök. Men då avsikten med
ett aktivt slam är bio-P eller nitrifikation behöver inte en nedsatt OUR vara av ondo. Istället kan
dessa försök, även om de genomförts som korttidsförsök, tyda på att slammens
nitrifikationshastighet och möjligen även dess fosforsläppshastighet har trimmats något efter
ozonbehandlingen.
58

7. SLUTSATSER
Några slutsatser kan dras utifrån resultaten från batchförsöken som presenterats i denna rapport
men en viktig faktor att ta hänsyn till är att resultaten kommer från korttidsförsök. De flesta
försök genomfördes med en ozoneringstid inte längre än 9,2 h.
Slammets sedimenteringsegenskaper visade sig påverkas positivt efter en ozonbehandling och
parametrarna slamvolym (SV och DSV), SVI samt DSVI reducerades. En kraftig reduktion av
SS- och VSS-halterna uppmättes efter ozonbehandling medan förhållandet mellan halterna VSS
och SS (VSS/SS-kvoten) förändrades endast litet. Den största förändringen hos de ovan
uppräknade parametrarna uppmättes då en ozondos mellan 0,005 och 0,010 g O 3 /g SS användes.
Uppgifterna tyder på att någon form av tröskelvärde förekom omkring dessa doser.
Mikroskoperingsbilder visar tydligt att slamflockarna blir mindre till storleken och inte binds lika
hårt till varandra av filament i det slam som ozonerats jämfört med referensslammet.
Då slammet ozonerades med 0,010 g O 3 /g SS förbättrades samtliga undersökta parametrar
rörande sedimenteringsegenskaperna betydligt. Däremot hade denna ozondos en varierande
effekt på slammets processhastigheter. Nitrifikationshastigheten påverkades positivt medan
fosforsläppshastighetens resultat divergerade. Maxsläppet hos det ozonerade slammet var något
mindre jämfört med referensslammet då enheten [mg PO 4 -P/L] användes. Efter att
0,010 g O 3 /g SS doserats sjönk OUR max något.
59

8. FÖRSLAG PÅ VIDARE STUDIER
Nästa naturliga steg efter detta arbete med ozonets inverkan på aktivt slams funktioner under
korttidsförsök, vore att utvidga försöken till att undersöka hur de i denna rapport omnämnda
parametrar påverkas under långtidsförsök. Till exempel visade sig inte ozonbehandlingens
effekter på SVI i Wennberg et al. (2009a resp. 2009b) förrän efter nästan tre veckor. I
korttidsförsöken utförda i detta arbete däremot visade sig ozongasen ha en kraftig och omedelbar
effekt på till exempel SVI men en mindre effekt på till exempel nitrifikationshastigheten. Vice
versa kan dock försök i liten skala vara lämpligt för att avgöra huruvida ozonbehandling av
aktivt slam är optimalt eller ens lämpligt på ett avloppsreningsverk. Ozoneringsutrustningen som
designades och byggdes i samband med detta arbete är efter några justeringar möjlig att använda
till detta.
Långtidsförsök med kontinuerlig ozondosering i SBR-utformning genomförda av
Dytczak et al. (2008) visade att reduktionen av överskottsslam och produktionen av CODf avtog
efter ungefär 190 dagar. Istället uppstod starkare, mer täta och i större utsträckning
ozonresistenta slamflockar. Förslagsvis genomförs ozoneringsförsök med intermittent
ozondosering för att undersöka om slamflockarna även i detta fall utvecklar en viss resistens mot
ozon.
Till sist föreslås även studier genomföras för att undersöka vilka organismer som påverkas och
hur de påverkas av en ozonbehandling. På så sätt kan en mer optimal ozoneringsstrategi uppnås
med bättre resultat till en mindre kostnad. Vid försöken som genomfördes i detta arbete togs
prover ut och stabiliserades inför en kommande analys med hjälp av Fluorescent In Situ
Hybridisering (FISH).
61

9. REFERENSER
Ahn, K. H., Park, K. Y., Maeng, S. K., Hwang, J. H., Lee, J. W., Song, K.-G., Choi, S. (2002).
Ozonation of wastewater sludge for reduction and recycling. Wat. Sci. Tech., vol. 46, no. 10,
pp. 71 - 77.
Andersson, P-G., Nilsson, P. (1999). Slamspridning på åkermark- Fältförsök med kommunalt
avloppsslam från Malmö och Lund 1981 – 1997. Svenskt Vatten Utveckling, rapport
nr. 1999-22.
Andreozzi, R., Canterino, M., Marotta, R., Paxeus, N. (2005). Antibiotic removal from
wastewaters: The ozonation of amoxicillin. Journ. Haz. Mat., vol. 122:3, 243 – 250.
Anox Educator AB (1992). ”Mikrobiologi för avloppsvattenrening”. Kursmaterial Backagården
Höör.
Arbetarskyddsstyrelsens föreskrifter AFS 1996:2, Hygieniska gränsvärden
Balcioglu, I. A., Otker, M. (2003). Treatment of pharmaceutical wastewater containing
antibiotics by O3 and O3/H2O2 processes. Chem., vol. 50:1, pp. 85 – 95.
BMT Messtechnik GMBH (2005). BMT Technote TN-2: Ozone: Different “concentrations”.
Rev 11/2005. [Elektronisk] http://www.bmt-berlin.de/TN2_Concentrations.pdf
BMT Messtechnik GMBH (2009). BMT Technote TN-1: High concentration photometric ozone
measurement palimpsest. Rev 03/2009. [Elektronisk] http://www.bmtberlin.de/ozone_handbook.pdf
[2009-10-07].
Boehler, M., Siegrist, H. (2004). Partial ozonation of activated sludge to reduce excess sludge,
improving denitrification and control scumming and bulking. Wat. Sci. Tech., vol. 49, no. 10,
pp. 41 - 49.
Bogh, A-M. (2002). Trådformiga bakterier och slamflockens uppbyggnad. Vattenspegeln, nr. 3.
Kemira Miljö NS Danmark.
Bühler, R.E., Staehelin, J., Hoigné, J. (1984). Decomposition of ozone in water in the presence
of organic solutes acting as promoters and inhibitors of radical chain reactions. J. Phys. Chem.
88, 2560 - 2564.
Cokcor, E. U., Karahan, O., Arslan-Alaton, I., Saruhan, H., Orhon, D. (2005). Biological
treatability of raw and ozonated synthetic penicillin formulation effluent. Wat. Sci. Tech.,
vol. 52, no. 10 – 11, pp. 89 – 96.
Degrémont (2007). Water treatment handbook. vol. 1, 7 th English editition. Rueil-Malmaison
Cedex: Lavoisier.
63

Deleris, S., Paul, E., Audic, J.M., Roustan, M., Debellefontaine, H. (2000). Effect of ozonation
on activated sludge solubilization and mineralization. Ozone Sci. Eng., 22, 473 - 486.
Deleris, S., Geaugey, V., Camacho, P., Debellefontaine, H., Paul, E. (2002). Minimization of
sludge production in biological processes- an alternative solution for the problem of sludge
disposal. Wat. Sci. Tech., vol. 46 (10), pp. 63 - 70.
Dytczak, M.A., Londry, K.L., Siegrist, H., Oleszkiewicz, J.A. (2007). Ozonation reduces sludge
production and improves denitrification. Wat. Res., 41, 543 - 550.
Dytczak, M.A., Oleszkiewicz, J.A. (2008). Performance change during long-term ozonation
aimed at augmenting denitrification and decreasing waste activated sludge. Chemosphere, 73
1529 - 1532.
Elding, L.I. (2009a). Ozon - Egenskaper. [Elektronisk] Nationalencyklopedin.
http://www.ne.se/lang/ozon [2009-09-11].
Elding, L.I. (2009b). Ozon - Framställning och användning. [Elektronisk] Nationalencyklopedin.
http://www.ne.se/lang/ozon [2009-09-10].
Generella säkerhetsföreskrifter (2009). Kemicentrum, Lunds Universitet.
http://www.kc.lu.se/fileadmin/kc/Dokument/Pdf/sakforeskr_sv_2009.pdf
Gillberg, L., Hansen, B., Karlsson, I., Nordström Enkel, A., Pålsson, A. (2003). About water
treatment. Helsingborg: Kemira Kemwater.
Hagman, M., Nielsen, J.L, Nielsen, P.H., Jansen, J. la C. (2006). Identification of functional
groups of denitrifiers in activated sludge. IWA.
Henze, M., Harremoës, P., la Cour Jansen, J., Arvin, E. (2002). Wastewater treatment. Biological
and chemical processes. Berlin: Springer Verlag, third edition.
Hoigné, J., Bader, H. (1976). The role of hydroxyl radical reactions in ozonation processes in
aqueous solution. Wat. Res., vol. 10, pp. 377 - 386.
Ingeniörsfirman Sigurd Holm AB (1984). Rotameter ® informationsbroschyr nr 1/84.
Jönsson, K. (2001). Inhibition of nitrification in municipal wastewater – sources, effects,
evaluation and remedies. Lund: Bloms i Lund Tryckeri AB.
Kamiya, T., Hirotsuji, J. (1998). New combined system of biological process and intermittent
ozonation for advanced wastewater treatment. Wat. Sci. Tech., vol. 38, no. 8-9, pp. 145 – 153.
Kärrman, E., Malmqvist, P-A., Rydhagen, B., Svensson, G. (2007). Utvärdering av ReVAQprojektet.
Svenskt Vatten Utveckling, rapport nr. 2007-02.
64

Jansen, J. la Cour (1991). Danish design practice for nitrogen removal. Workshop on Design for
nitrogen removal and guarantees for aeration, Braunschweig. Edited by Rolf Kayser.
Veröffentlichungen des Instituts für Siedlungswasserwirtschaft Technische Universität Braunschweig,
Heft 50 E. 75-89. ISSN 0934-9731.
Levlin, E., Tideström, H., Kapilashrami, S., Stark, K., Hultman, B. (2001). Slammängder och
slamkvalitet vid kommunala avloppsverk. VA-FORSK, rapport nr. 2001-5.
Manterola, G. Uriarte, I., Sancho, L. (2008). The effect of operational parameters of the process
of sludge ozonation on the solubilisation of organic and nitrogenous compounds. Wat. Res.,
vol. 42, 3191 – 3197.
Mines, R. O., Lackey, L. W. (2009). Bench-scale ozonation study of waste activated sludge.
J. Env. Sci. Health. Part A., vol. 44, iss. 1, pp. 38 – 47.
MKS Instruments (2004). Ozone data and conversion tables. [Elektronisk]
http://www.mksinst.com/docs/UR/astexOZONEdata.pdf [2009-09-11].
Nationalencyklopedin (2010a). Ozonskiktet. [Elektronisk]
http://www.ne.se/enkel/ozonskiktet [2010-01-05].
Nationalencyklopedin (2010b). Gramfärgning. [Elektronisk]
http://www.ne.se/lang/gramfärgning [2010-01-21].
Naturvårdsverket (2009a). Läkemedel sprids till vatten från reningsverken. [Elektronisk]
http://www.naturvardsverket.se/sv/Tillstandet-i-miljon/Miljogifter/Organiskamiljogifter/Kallor-till-miljogifter/Lakemedel-i-avloppsvatten/
[2009-10-01].
Naturvårdsverket (2009b). De nationella miljökvalitetsmålen. [Elektronisk]
http://www.swedishepa.se/sv/Sveriges-miljomal--for-ett-hallbart-samhalle/Sverigesmiljomal/Miljomalssystemet/De-nationella-miljokvalitetsmalen/
[2009-11-03].
Ozoneapplications (2009a). Material Safety Data Sheets. [Elektronisk]
http://www.ozoneapplications.com/info/ozone_msds.htm [2009-09-22].
Ozoneapplications (2009b). Material compatibility with ozone. [Elektronisk].
http://www.ozoneapplications.com/info/ozone_compatible_materials.htm [2009-11-27].
Picard, C., Larbot, A., Sarrazin, J., Janknecht, P. Wilderer, P. (2001). Ceramic membranes for
ozonation in wastewater treatment. Ann. Chim. Sci. Mat., 26(2), pp. 13 – 22.
Ried, A., Stapel, H., Koll, R., Schettlinger, M., Wemhöner, F., Hamann-Steinmeier, A., Miethe,
M., Brombach, A. (2002). Optimierungsmöglichkeiten beim betrieb von biologischen
kläranlagen durch den einsatz von ozon. KA, 49(5), 648 – 661.
65

Scheminske, A., Krull, R., Hempel, D.C. (2000). Oxidative treatment of digest sewage sludge
with ozone. Wat. Sci. Tech., 42:9, 151 - 158.
Statens Naturvårdsverks Författningsskydd (SNFS) 1994:7 med ändring 1998:7. Kungörelse med
föreskrifter om rening av avloppsvatten från tätbebyggelse. Stockholm: Naturvårdsverket.
SFS 1998:808. Miljöbalken. Stockholm: Miljödepartementet.
Staehelin, J., Hoigné, J. (1985). Decomposition of Ozone in Water in the Presence of Organic
Solutes Acting as Promoters and Inhibitors of Radical Chain Reactions. Environ.
Sci.Technol., vol. 19, no. 12, 1206 - 1213.
Stockholm Vatten (2010). Biologisk rening. Biosteget - slamålder - begrepp och innebörd.
[Elektronisk]http://www.stockholmvatten.se/Stockholmvatten/commondata/269/PDF_fordjup
ning_avlopp.pdf [2010-02-03].
Stoyanov, B., Beyazov, J. (2005). Determination of the flow rate of different fluids by a
Rotameter. Problems of Engineering Cybernetics and Robotics, 55.
Svenson, A., Ek, M. (2008). Risker med rester av läkemedel i avloppsvatten – Kommentarer till
osäkerhet i värdering och bedömning samt förslag till åtgärder. Svenskt Vatten Utveckling,
rapport nr. 2008-06.
Tchobanoglous, G., Burton, F.L., Stensel. H.D. (2004). Wastewater engineering, treatment and
reuse. UK: McGraw-Hill Education, fourth edition.
Thiringer, G., Elding, L.I., Björn, L.O. Ozon – Biologisk roll. [Elektronisk]
Nationalencyklopedin. http://www.ne.se/lang/ozon [2009-09-10].
VA-labbets säkerhets- och ordningsföreskrifter (2005). Kemicentrum, Lund.
van Leeuwen, J., Sridhar, A., Harrata, A. K., Esplugas, M., Onuki, S., Cai, L. S., Koziel, J. A.
(2009). Improving the biodegradation of organic pollutants with ozonation during biological
wastewater. Ozone: Sci. Eng., vol. 31:2, pp. 63 – 67.
Vennard, J.K., Street, R.L. (1982). Elementary Fluid Mechanics. John Wiley & Sons, sixth
edition.
Wennberg, M., Nyberg, U., Mante, J., Rydén, M., Jönsson, K. (2009a). Decreasing filamentous
growth using alumina-based chemical and ozone at Klagshamn wastewater treatment plant.
Presenterad på IWA 2 nd Specialized Conference- Nutrient Management in Wastewater
Treatment Processes. Krakow, Polen 6 – 9 september 2009.
Wennberg, M., Nyberg, U. och Jönsson, K. (2009b) Bekämpning av filament med aluminium
eller ozon vid Klagshamns avloppsreningsverk? Den 11. Nordiske/NORDIWA
Spildevandskonference, Odense, 10-12 november, 2009.
66

Yasui, H., Shibata, M. (1994). An innovative approach to reduce excess sludge production in
the activated sludge process. Wat. Sci. Tech., vol. 3, no. 9, pp. 11 - 20.
Zhang, G., Yang, J., Liu, H., Zhang, J. (2009). Sludge ozonation: Disintegration, supernatant
changes and mechanisms. Biores. Techn., vol. 100, 1505 - 1509.
Zuber, A., Elding, L.I. (2010). Ozon- Förekomst och kretslopp. Nationalencyklopedin.
[Elektronisk] http://www.ne.se/lang/ozon [2010-01-05].
67

10. BILAGA 1 - FÖRKORTNINGSLISTA / FÖRKLARINGAR
Tabell 15. Förklaringar till i rapporten använda förkortningar.
förkortning förklaring
AOB
Ammoniumoxiderande bakterier
AOP
Advanced Oxidation Process
ARV
Avloppsreningsverk
COD
Chemical Oxygen Demand
DD COD Upplösningsgrad hos slam med hänsyn till COD, se ekvation 13.
DOC
Dissolved Organic Carbon
DS
Dry Solids, antas vara ungefär lika stor som SS
DSV
Diluted SV (se SV30)
DSVI
Diluted SVI
EOP
Electrochemical Oxidation Potential [V]
EPS
Extracellulär Polymerisk Substans
FP(SA) Gasflödesmätare från tillverkaren Fischer & Porter med flottör av safir (FP‐1/8‐16‐G‐5/81).
FP(TA) Gasflödesmätare från tillverkaren Fischer & Porter med flottör av tantalum (FP‐1/8‐08‐G‐5/81).
MBBR Moving Bed Biofilm Reactor
MLSS Mixed Liquer Suspended Solids
NGV
Nivågränsvärde: det hygieniska gränsvärde för exponering av ozon under en arbetsdag (8 timmar).
NOB
Nitratoxiderande bakterier
OUR
Oxygen Uptake Rate
PAO
Phosphorus Accumulating Organism
SBR
Sequencing Batch Reactor
SCOD Soluble COD
SRT Solid Retention Time, se ekvation 5
SS
Suspended Solids; fasta partiklar i avloppsvatten
SV
SV30 är enligt Bogh (2002) slamvolymen som bestäms efter 30 minuters sedimentering i en
mätcylinder med 6 cm diameter och en volym på 1 000 mL.
SVI
Sludge Volume Index
TGV
Takgränsvärde: det hygieniska gränsvärde för exponering under en referensperiod av 15 minuter.
TCOD Total COD
TS
Torrsubstanshalt
VSS
Volatile SS, även kallad glödningsförlust.
69

11. BILAGA 2 - GASFLÖDESMÄTARE
För att kunna tillsätta önskad mängd ozon till reaktorn krävs korrekt angivna gasflöden. För att
mäta gasströmmen in till ozongeneratorn användes till en början en Rotameter (L0,16/10) med
möjlighet att mäta både gas- och vätskeflöden. Rotameterns maximala flödeskapacitet för vatten
och luft redogörs i Tabell 16. Till Rotametern fanns ingen kalibreringskurva för luftflöden
tillgänglig men i tillverkarens tabell med Rotameterns flödesuppgifter anges att det minimala
mätbara flödet är en tiondel av det maximala (Ingeniörsfirman Sigurd Holm AB, 1984). Enligt
Stoyanov och Beyazov (2006) kan dock mätspannet för Rotametrar antas vara linjärt vilket ger
möjligheten att själv tillverka en flödeskurva utifrån tabellvärden.
Tabell 16. Mätbara maxflöden för vatten och luft till flödesmätarna Rotameter och Fischer & Porter.
modell Q H2O Q luft
[L/h] [L/min] [L/h] [L/min]
Rotameter L0,16/10 0,16 0,00267 10 000 167
FP‐1/8‐16‐G‐5/81 (SA) 2,142 0,0357 83,1 1,385
Då vatten- och gasflödena för Rotametern i Tabell 16 jämförs med mätaren av märket
Fischer & Porter och utrustad med safirflottör (FP(SA)-mätare), visas att Rotametern ska kunna
mäta ett mer än 120 gånger större luftflöde jämfört med FP(SA)-mätaren medan dess kapacitet
att mäta ett vattenflöde är mer än 130 gånger mindre, vilket i sig kan tyckas motsägelsefullt.
För att kontrollera rimligheten i dessa tabelluppgifter genomfördes en förenklad uträkning med
en vattendensitet (ρ H2O ) på 998,2 kg/m 3 vid 20 °C (Vennard och Street, 1982) och en luftdensitet
(ρ luft ) på 1,204 kg/m 3 vid samma temperatur och vid atmosfärstryck
(Tchobanoglous et al., 2004). Utifrån det i Tabell 16 maximala angivna vattenflödet för
Rotametern beräknades med hjälp av förhållandet mellan vatten- och luftdensiteterna ett
teoretiskt maximalt luftflöde fram enligt ekvation 16:
ρ
ρ
Q
H2O
luft
luft
kg ⎫
= 998,2
3
m ⎪
⎬
kg
= 1,204 ⎪
3
m
⎭
= Q
H2O
ρ
ρ
H2O
luft
kg
998,2
3
= m
kg
1,204
3
m
= 829
3
3
dm
dm
⋅829
= 0,00267 ⋅829
= 2,214
min
min
ekv. 16
Sanningshalten i detta teoretiska värde undersöktes genom att ett så pass stort luftflöde leddes
igenom Rotametern att svävkroppen gav näst intill maximalt utslag på mätskalan. Samma
gasflöde leddes till FP(SA)-mätaren och utslaget på dess skala lästes av på tillhörande
kalibreringskurva som levererats från tillverkaren tillsammans med flödesmätaren.
FP(SA)-mätaren visade att luftflödet uppgick till ungefär 0,21 L/min vilket är i storleksklassen
en tiopotens för litet för att värdet från Rotametern ska kunna godtas.
FP(SA)-mätarens kalibreringskurva kontrollerades för säkerhets skull med hjälp av ett luftflöde,
vattenbad, 500 mL stort mätglas samt ett tidtagarur. Ett konstant luftflöde leddes igenom
71

FP(SA)-mätaren, ner i vattenbadet och samlades upp i det uppochnedvända och vattenfyllda
mätglaset, se Figur 34 nedan. Allt eftersom mätglaset fylldes med luft noterades tiden med jämna
intervall, till exempel var 100 mL. Detta upprepades på ett flertal steg på flödesmätarens
mätrörsskala och på så sätt tillverkades en ny flödeskurva. Rotameterns flöde jämfördes med
FP(SA)-mätarens nya flödeskurva och uppgick då till 0,19 L/min vilket fortfarande skiljer sig
ungefär en tiopotens från det i ekvation 16 framräknade värdet. Slutsatsen dras att
flödesangivelsen från produkttabellen inte kan tillämpas i dessa försök.
Figur 34. Gasen leds via gasflödesmätaren ner i vattenbadet och samlas upp i det vattenfyllda mätglaset samtidigt
som tiden noterades med jämna intervall. Fotograf: Gertrud Persson.
Likadana mätningar med tidtagning på vattenbad och mätglas genomfördes även på FP-mätaren
med tantalumflottör (FP(TA)-mätare) och en ny flödeskurva tillverkades efter dessa uppmätta
värden. De egentillverkade flödeskurvorna visas nedan i Figur 35 och Figur 36.
72

1800
1600
1400
gasflöde [cm 3 /min]
1200
1000
800
600
400
200
y = 2,624x 2 + 61,53x ‐ 199,8
R² = 0,998
FP(SA)
trendlinje FP(SA)
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16
mätrörsskala
Figur 35. Gasflödeskurva för FP-1/8-16-G-5/81 (SA) enligt genomförda flödesmätningar.
1800
1600
1400
gasflöde [cm 3 /min]
1200
1000
800
600
FP(TA)
trendlinje FP(TA)
400
200
y = 5,425x 2 + 18,03x ‐ 89,79
R² = 0,999
0
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 7,5 8
mätrörsskala
Figur 36. Gasflödeskurva för FP-1/8-08-G-5/81 (TA) enligt genomförda flödesmätningar.
73

12. BILAGA 3 - INFÄRGNINGAR
Följande två recept och infärgningsscheman är hämtade från Anox Educator AB (1992).
12.1. Gramfärgning
Recept
• Kristallviolettlösning: 2 % kristallviolett och 0,8 % ammoniumoxalat blandas i en lösning
av 1:4 etanol:destillerat vatten.
• Jodlösning: 0,33 % I 2 och 0,67 % KI blandas i destillerat vatten. Denna blandning ska
förvaras mörkt och kallt. Hållbarheten är då högst 3 månader.
• Safraninlösning: 0,25 g ”safranin 0” löses i 10 mL etanol (95 %) och spädes sedan med
100 mL destillerat vatten.
Utförande
1. Färga preparatet en minut med kristallviolettlösning.
2. Skölj försiktigt bort överskottsfärgen med destillerat vatten i några sekunder.
3. Fixera i en minut med jodlösning.
4. Skölj försiktigt med destillerat vatten under ett par sekunder.
5. Avfärga med etanol (95 %) tills sköljvätskan är ljusblå.
6. Skölj med destillerat vatten i ett par sekunder.
7. Motfärga med safraninlösning i en minut.
8. Skölj med destillerat vatten under cirka 10 sekunder.
12.2. Neisserfärgning
Recept
• Lösning 1A: Lös 0,3 g metylenblått med 15 mL etanol (95 %) och 15 mL isättika. Späd
lösningen med 300 mL destillerat vatten.
• Lösning 1B: 1 g kristallviolett löses i 30 mL etanol (95 %). Lösningen spädes med
300 mL destillerat vatten.
• Lösning 1: Blanda lösning 1A och lösning 1 B med förhållande 2:1. Hållbarheten för
denna lösning i kyl är ungefär en månad.
• Lösning 2: 1 g bismarkbrunt blandas med 300 mL destillerat vatten.
75

Utförande
1. Färga provet i 30 sekunder med lösning 1.
2. Skölj försiktigt med destillerat vatten i några sekunder.
3. Färga en minut med lösning 2.
4. Skölj några sekunder med destillerat vatten.
76

13. BILAGA 4 - RISKANALYS
13.1. Metodbeskrivning för ozoneringsutrustning i laboratorieskala
Den använda försöksuppställningen visas schematiskt i Figur 37 nedan.
Figur 37. Schematisk bild över ozoneringsutrustningen.
77

Förslag på försöksprocedur som kan genomföras vid ozoneringsutrustningen
• Ozonering av aktivt slam i batchförsök. Läs igenom hela försöksproceduren innan försök påbörjas.
1. Kontrollera att samtliga kopplingar sitter fast ordentligt och att icke-ozonresistenta detaljer är i gott skick.
2. Kontrollera att ventiler är ställda så att inte baksug från reaktorn till analysatorn kan uppstå då övrig utrustning
startas. Ventilen mellan flödesmätare FP(SA) och reaktorn ska till en början vara ställd så att gasströmmen från
analysatorn INTE leds till reaktorn.
3. Starta ozondetektorn. Denna behöver 300 sekunder för att värma upp och nedräkning visas på displayen.
4. Starta ozonanalysatorn. Analysatorn värms upp under 20 minuter och tiden räknas ned på displayen. Därefter
startar analysatorns insugningspump.
5. Töm reaktorn på eventuella vattenrester antingen genom det större sidouttaget eller genom att trycksätta
reaktorn och pressa ut vattnet genom teflonslangen som leder gas till reaktorns botten. Denna måste då vara
bortkopplad från övrig utrustning.
6. Vänta tills analysatorn är färdiguppvärmd. Öppna kranen som leder luften till uttaget i draghuven. Led en
tillräckligt stor gasström igenom generator och analysator (1,5 L/min). Låt överskottet efter analysatorn gå
direkt till destruktorn genom att strypa flödet med hjälp av ventilen mellan analysator och flödesmätare FP(SA).
7. Starta ozongeneratorns kylfläkt och därefter ozongeneratorn. Justera luftflödet (blå kran) så att en gasström på
1,5 L/min leds till generatorn. Vänta tills en stabil ozonhalt uppmäts av analysatorn. Stäng sedan av generatorn.
8. Led in ozonfri luft till reaktorn då flödesmätare FP(SA) visar flöde.
9. Öppna det övre uttaget så att totalt tre vägar är öppna i toppen av reaktorn (sidouttag till destruktor, sidoöppning
för uppfyllnad av reaktorn samt den rostfria kulventilen i reaktorns topp). Tillsätt slammet genom kulventilen
ovanpå reaktorn med hjälp av kanna (1 L) och en tratt med lång hals. Stäng samtliga öppningar i reaktorns övre
del förutom sidouttaget till destruktorn när uppfyllnaden är klar.
78

10. Starta ozongeneratorn och tidtagningen då bubbelstorleken och omblandningen i reaktorn är tillfredsställande.
Notera mätarställningar för att bestämma när försöket ska avbrytas.
11. Då försöket är avslutat, töm reaktorn på slam genom sidoventilen nedtill på reaktorn.
12. Rengör reaktorn genom att skölja noga med rikligt med vatten samtidigt som luftningen pågår. Fyll reaktorn
med vatten och låt ozonera reaktorn vid behov. Kontrollera att slang och övrig använd utrustning är ren och
återställ sedan till ursprungsskick.
79

13.2. Riskbedömning 1 vid Laboratoriearbete med kemikalier (AFS 1997:10) 2
Institution: Institutionen för kemiteknik
Arbetsmoment: Forskningsarbete i laboratorium
I arbetsmomentet ingående kemikalier, blandningar och lösningar
kemikalie/blandning/lösning CAS‐nr mängd farlighet 3
avloppsslam/vatten från Källby ARV ej tillämpbart ≤ 25 L ej tillämpbart
oxygen (syrgas) (O 2 ) 7782‐44‐7 1 – 10 m 3 /h O: oxiderande
R8: kontakt med brännbart material kan orsaka
brand
S17: förvaras åtskilt från brandfarliga ämnen
ozongas (O 3 ) 10028‐15‐6 ≤ 1 g O 3 /h Oxiderande.
Mycket reaktiv.
Explosiv vid kontakt med organiska ämnen då
koncentrationen överstiger 15 %.
Irriterar ögon och andningsvägarna. Kan ge
andningssvårigheter, huvudvärk och illamående.
kaliumdivätefosfat (KH 2 PO 4 )* 7778‐77‐0 begränsade
mängder
‐
dikaliumvätefosfat (K 2 HPO 4 )* 7758‐11‐4 begränsade
mängder
* Kan användas som pH-buffert i vissa försök.
‐
1. Andra föreskrifter (ex AFS 2000:4 och AFS
1997:7) innehåller också krav på och har
information om riskbedömning.
2. Om momentet är riskfyllt eller mycket
riskfyllt skall riskbedömningen dokumenteras,
vilket skall innefatta en beskrivning av arbetet
med riskbegränsande åtgärder. Det går också
bra att referera till andra dokument. Enligt krav
i andra föreskrifter, se ovan, så skall alla
riskbedömningar dokumenteras!
3. Se kemikalieinspektionens föreskrifter om
klassificering och märkning av kemiska
produkter, KIFS 1994:12 ändrad och omtryckt i
KIFS 1999:3 och AFS 2000:3. Hygieniska
gränsvärden bilaga 2 grupp A och B.
80

delmoment/aktivitet risk/problem konsekvens sannolikhet bedömd risk riskbegränsande åtgärd
1
2
3
4
5
Före försöket:
1. Montering av anläggning.
2. El och vatten i samma skåp.
Under försöket:
1. Förflyttning av 25‐litersdunk
med avloppsslam/vatten.
2. Stopp i vattenslang.
3. Trasig vattenslang.
4. Läckage från syrgasslang
eller syrgasflaskan.
5. Syrgasflaskan faller.
6. Ozonläckage.
1. Reaktorn går sönder.
2. Vatten kommer i kontakt
med elektrisk utrustning.
1a. Skada rygg.
1b. Stänk och spill.
2. Stänk och spill.
3. Stänk och spill.
4. Syrgas läcker ut i omgivande
utrymmen.
5. Syrgasflaskan går sönder.
6. Ozon läcker ut i omgivande
utrymmen.
1. Skärskador.
2. Elektrisk stöt.
1a. Belastningsskada.
1b. Infektionsrisk.
2. Infektionsrisk.
3. Infektionsrisk.
4. Ökad brandrisk.
5. Personskada.
6. Irriterar ögon och
andningsvägarna. Kan ge
andningssvårigheter,
huvudvärk och illamående.
1a. Låg
(PVC‐reaktor).
1b. Möjlig
(glasreaktor).
2. Möjlig.
1a. Möjlig.
1b. Möjlig.
2. Liten.
3. Liten.
4. Liten.
5. Liten.
6. Möjlig.
1a. Låg.
1b. Medel.
2. Medel.
1a. Hög.
1b. Medel.
2. Låg.
3. Låg.
4. Låg.
5. Låg.
6. Medel.
1. Var två personer då montering utförs.
2. Hög placering av elektrisk utrustning. Korrekt
montering. Jordfelsbrytare.
1a. Var två personer då förflyttning sker. Använd
korrekt lyftteknik.
1b. Använd tratt, skyddskläder såsom glasögon,
handskar och labbrock. Rengöring av ytor.
Desinfektion.
2. Tillsyn. Försöket utförs i draghuv. Rengöring av
ytor. Rengöring av slangar efter avslutat försök.
3. Tillsyn. Försöket utförs i draghuv. Rengöring av
ytor. Utbyte av slang vid behov.
4. Tillsyn. Försöket utförs i draghuv.
5. Syrgasflaskan förankras i ställning.
6. Håll försöket borta från värme, gnistor och
öppna lågor. Försöket utförs i draghuv med
ozondetektor.
Vid strömavbrott. Översvämning. Infektionsrisk. Liten. Låg. Skyddskläder såsom glasögon, handskar och
labbrock.
Vid brand. Öppet tryckkärl (syrgasflaska). Förvärrar brand Liten. Låg. Stäng ned försöket, stäng draghuven och
syrgasflaska.
Vid utrymning. Öppet tryckkärl (syrgasflaska). Förvärrar brand. Liten. Låg. Stäng ned försöket, stäng draghuven och
syrgasflaska.
Datum: Riskbedömning upprättad av: Riskbedömning inlämnad:
2009-10-22 Namn: Mattias Paulsson Namn:________________________________
81

13.3. Säkerhetsdatablad för ozon
Alla uppgifter i dokumentet är tagna från Ozoneapplications (2009a).
Effective date: 06/01/00
1. Product Identification
Synonyms: Triatomic oxygen
CAS No.: 10028-15-6
Molecular Weight: 48.0
Chemical Formula: O 3
2. Composition/Information on Ingredients
Ingredient CAS No Percent Hazardous
Ozone gas 10028-15-6 1 – 15 % Yes
3. Hazards Identification
Emergency Overview
Highly reactive, ozone concentrations above 15% can explode on contact with organic
substances, especially strong reducing agents. Ozone is a powerful oxidizing agent and oxidation
with ozone evolves more heat and usually starts at a lower temperature than oxidation with
oxygen. It reacts with non-saturated organic compounds to produce ozonides, which are unstable
and may decompose with explosive violence. Ozone is an unstable gas which, at normal
temperatures, decomposes to diatomic oxygen. At elevated temperatures and in the presence of
certain catalysts such as hydrogen, iron, copper and chromium, this decomposition may be
explosive.
Potential Health Effects
Inhalation: Causes dryness of the mouth, coughing, and irritates the nose, throat, and chest. May
cause difficulty in breathing, headache, and fatigue. The characteristic sharp, irritating odor is
readily detectable at low concentrations (0.01 to 0.05 ppm).
Skin: Absorption through intact skin is not expected.
Eye Contact: Ozone is an irritant to the eyes causing pain, lacrimation, and general
inflammation.
Ingestion: Not a route of exposure.
Aggravation of Pre-existing Conditions: Ozone may increase sensitivity to bronchoconstrictors
including allergens.
4. First Aid Measures
Inhalation: Remove to fresh air; if breathing is difficult a trained person should administer
oxygen. If respiration stops, give mouth-to-mouth resuscitation. Get medical attention.
Ingestion: Not an expected route of exposure.
Skin Contact: Wash skin thoroughly with soap and water.
Eye Contact: Immediately flush eyes with large amounts of water for at least 15 minutes, while
forcibly holding eyelids apart to ensure flushing of the entire eye surface. If irritation, pain, or
other symptoms persist seek medical attention.
83

Acute: May cause irritation of skin, eyes, and mucous membranes of the respiratory tract.
Drowsiness, dizziness, headache, and fatigue have been associated with exposure.
Chronic: Long term health effects are not expected from exposures to ozone. A partial tolerance
appears to develop with repeated exposures.
5. Fire Fighting Measures
Flash Point:
N/D
Auto ignition Temperature: N/D
Flammable Limits in air, % by volume - Upper: N/D Lower: N/D
Extinguishing Media: Use extinguishing media suitable for surrounding fires.
Unusual Fire and Explosion Hazard: None expected. Since ozone is highly unstable and
decomposes under all conditions and is not encountered except at very small levels in the
immediate vicinity where formed.
6. Accidental Release Measures
Evacuate danger area. Open doors and windows to allow area to ventilate. Consult an expert.
Ozone should be contained within a chemically compatible piping system. Ozone is a powerful
oxidizing agent and oxidation with ozone evolves more heat and usually starts at a lower
temperature than oxidation with oxygen. It reacts with non-saturated organic compounds to
produce ozonides, which are unstable and may decompose with explosive violence. Ozone is an
unstable gas which, at normal temperatures, decomposes to diatomic oxygen.
8. Exposure Controls/Personal Protection
Exposure Guidelines: OSHA PEL: 0.10-ppm PEL/TLV
Ventilation Requirements: General exhaust recommended. Avoid working with ozone
generating equipment in enclosed spaces.
Specific Personal Protective Equipment
Respiratory: Respirators may be used when engineering and work practice controls are not
technically feasible, when such controls are in the process of being installed, or when they fail
and need to be supplemented. Respirators may also be used for operations which require entry
into tanks or closed vessels, and in emergency situations. Only appropriate respirators shall be
provided and used when the use of respirators is the only means of controlling exposure for
routine operations, or during an emergency. (Refer to Table 1 of ANSUI/ASTM E591-77 for
appropriate respirator selection ). Positive pressure air line with mask or self-contained breathing
apparatus should be available for emergency use.
Eye: Not necessary
Gloves: Not necessary.
Other Clothing and Equipment: Not necessary.
9. Physical and Chemical Properties
Specific Gravity (H 2 O=1): 2.144 g/L
Molecular Weight: 48.00
Boiling Point: -111.9°C
Melting Point: -192.7°C
Vapor Pressure: N/A
Evaporation Rate (BuAc=1): N/A
84

Vapor Density (Air=1): 1.7
Solubility in H 2 O % by Weight: 0.49
Appearance and Odor: Colorless to bluish gas with a characteristic pungent odor similar to the
smell after strong lightning storms.
10. Stability and Reactivity
Stability: Ozone spontaneously decomposes under all ordinary conditions, so that it is not
encountered except in the immediate vicinity of where it was formed. The decomposition is
speeded by solid surfaces and by many chemical substances.
Hazardous Decomposition Products: Free radical oxygen. (O - )
Hazardous Polymerization: Will not occur.
Incompatibilities: Ozone is a powerful oxidizing agent and reacts with all oxidizable materials,
both organic and inorganic. Some reactions are highly explosive. Alkenes, benzene and other
aromatic compounds, rubber, dicyanogen, bromine diethyl ether, dinitrogen tetroxide, nitrogent
trichloride, hydrogen bromide, and tetrafluorohydrazine.
11. Toxicological Information
Ozone is extremely irritating to the upper and lower respiratory tract. The characteristic odor is
readily detectable at low concentrations ( 0.02 ppm to 0.05 ppm). Ozone produces local irritation
of the eyes and mucous membranes and may cause pulmonary edema at high exposure.
Systematically, ozone has been reported to mimic the effects of ionizing radiation, and may
cause damage to chromosomal structures. A partial tolerance appears to develop with repeated
exposures. Although most effects are acute, the possibility of chronic lung impairment should be
considered, based upon animal experimentation.
12. Ecological Information
Environmental Fate: No information found.
Environmental Toxicity: No information found.
13. Disposal Considerations
Do not dispose of ozone off gas to atmosphere without properly designed off gas destruct unit.
State and local disposal regulations may differ from federal disposal regulations.
14. Transport Information
Proper Shipping Name: N/A
Hazard Class: N/A
Identification Number: N/A
Packing Group: N/A
15. Regulatory Information
SARA TITLE III: N/A
TSCA: The ingredients of this product are on the TSCA Inventory List.
OSHA: Nonhazardous according to definitions of health hazard and physical hazard provided in
the Hazard Communication Standard (29 CFR 1910.1200)
85

16. Other Information
Label Hazard Warning: HIGHLY REACTIVE. OZONE GAS AFFECTS THE
RESPIRATORY SYSTEM.
Label Precautions: Keep away from heat, sparks and flame. Avoid contact with eyes, skin and
clothing. Avoid breathing. Use with adequate ventilation.
Label First Aid: If inhaled, remove to fresh air. Get medical attention for any breathing
difficulty.
Product Use: Laboratory Reagent.
Revision Information: Pure. New 16 section MSDS format, all sections have been revised.
Disclaimer: Ozone Solutions provides the information contained herein in good faith but makes
no representation as to its comprehensiveness or accuracy. This document is intended only as a
guide to the appropriate precautionary handling of the material by a properly trained person
using this product. Individuals receiving the information must exercise their independent
judgment in determining its appropriateness for a particular purpose. OZONE SOLUTIONS
MAKES NO REPRESENTATIONS OR WARRANTIES, EITHER EXPRESS OR IMPLIED,
INCLUDING WITHOUT LIMITATION ANY WARRANTIES OF MERCHANTABILITY,
FITNESS FOR A PARTICULAR PURPOSE WITH RESPECT TO THE INFORMATION SET
FORTH HEREIN OR THE PRODUCT TO WHICH THE INFORMATION REFERS.
ACCORDINGLY, OZONE SOLUTIONS WILL NOT BE RESPONSIBLE FOR DAMAGES
RESULTING FROM USE OF OR RELIANCE UPON THIS INFORMATION.
86

14. BILAGA 5 - METODBESKRIVNING
NITRIFIKATIONSHASTIGHET
Uppgifter från: Metodbeskrivning Nitrifikation samt hämning version 2008-10-16
Institutionen för Kemiteknik
Lunds Tekniska Högskola
Lunds Universitet
14.1. Bakgrund
Processen då ammonium (NH 4 + ) omvandlas till nitrit (NO 2 - ) och nitrat (NO 3 - ) av autotrofa
bakterier under aeroba förhållanden kallas för nitrifikation. Denna process används på många
svenska avloppsreningsverk som ett delsteg i kvävereningen. Ofta används luftade bassänger
med höga koncentrationer av nitrifierare i suspension, ett så kallat ”aktivt slam”. Genom att mäta
ökningen av nitrit och nitrat eller minskningen av ammonium i slammet kan
nitrifikationshastigheten i bestämmas.
14.2. Syfte
Nitrifikationstestet genomförs för att bestämma om och i så fall hur slammets förmåga att
nitrifiera påverkas vid olika ozondoser. För att mäta en eventuell påverkan görs analyser på en
referensreaktor med slam där ingen ozonbehandling genomförts. En påverkan upptäcks genom
att jämföra resultaten.
14.3. Mätprincip
Både nitrifikationsprocessen och tillväxten av heterotrofa bakterier kräver ammonium.
Ammoniumhalten påverkas också av att en mindre mängd ammonium frigörs då organiskt
material hydrolyseras. Nitrifikationshastigheten, framräknad utifrån förändringen av
ammoniumkoncentrationen, kan därför skilja sig från hastigheten beräknad med hjälp av nitritoch
nitratkoncentrationerna. Båda tillvägagångssätten kan användas men vanligast är att ange
hastigheten med enheten [mg NO x -N/(g VSS · h)].
14.4. Faktorer som påverkar försöket
• Syrehalt. Om det råder brist på syre hämmas nitrifikationen. Dessutom kan det uppstå
denitrifikation i slammet vilket medför att nitrat omvandlas till kvävgas och avdrivs till
atmosfären. Vid experimenten är en syrehalt på 3 – 4 mg O 2 /L tillräcklig för att inte
hämma nitrifikationen.
• Ammoniumkoncentration. Blir halten ammonium alltför hög kan den ha en hämmande
effekt på de nitrifierande bakterierna. Försöken utförs normalt med halter på
≤ 50 mg NH 4 + /L.
• Alkalinitet. Nitrifikationsprocessen är en försurande process vilket påverkar
alkaliniteten. För att hämningar inte ska uppstå på grund av lågt pH krävs tillräcklig
tillgång på alkalinitet. Enligt Henze et al. (2002) är en alkalinitet över 5 meq/L tillräcklig
för att inte hämma nitrifikationen.
87

• pH. Nitrifikationen fungerar optimalt vid pH-intervallet 7,5 – 8,5.
• Temperatur. Nitrifierarna är temperaturkänsliga och därför är det viktigt att
temperaturen hålls konstant under hela försöket. Detta görs genom att hålla de båda
reaktorerna i vattenbad med konstant temperatur på 20 ˚C.
14.5. Utrustning
• reaktorer (e-kolv eller bägare)
• vattenbad (20 °C)
• luft
• diffusorer
• provtagare (spruta med slang)
• analysutrustning för SS, VSS, ammonium, nitrit och nitrat
• pH-meter
• termometer
• filterutrustning (ställ, provrör, trattar, filterpapper Munktell nr 1002)
• tidur
14.6. Reagens
• aktivt slam
• stamlösning
Stamlösningen förbereds så att ammoniumkoncentrationen uppgår till 5 mg NH 4 -N/mL genom
följande recept:
näringslösning 4,4 g KH 2 PO 4 /L
alkalinitet 67,2 g NaHCO 3 /L
ammonium 23,6 g (NH 4 ) 2 SO 4 /L
destillerat vatten Fylls på tills den totala volymen uppgår till 1 L.
14.7. Utförande
1. Häll upp 400 mL av obehandlat respektive 400 mL ozonerat slam i e-kolvar/bägare.
2. Ta ut prover för bestämning av SS, VSS, pH och alkalinitet.
3. Placera bägarna i vattenbad som håller temperaturen 20 ˚C och tillsätt luft.
4. Stamlösning med näring, alkalinitet och ammonium tillsätts. Mängden som tillsätts är
10 mL stamlösning/L slam vilket ger 50 mg N/L.
5. Ta ut prover för bestämning av NH 4 -N, NO 3 -N och NO 2 -N vid t = 1 minut.
6. Ta ut prov var 15 minut fram till och med t = 120 min för analys av de olika
kvävefraktionerna.
88

14.8. Resultat
För att tydliggöra resultatet från referensslammet och det ozonerade slammet plottas
koncentrationerna av ammonium respektive nitrat och nitrit mot tiden. Kurvorna bör bli linjära.
Hastigheten anges som [mg NO x- N/(g VSS · h)] och beräknas enligt ekvation 17:
k ⋅ 60
v = ekv. 17
VSS
v = nitrifikationshastighet [mg NO x- N/(g VSS · h)]
k = kurvans lutningskonstant [mg N/(L · min)]
60 = tidskompensation då lutningskonstanten anges per minut [min/h]
VSS = slammets VSS-halt [g/L]
89

15. BILAGA 6 - METODBESKRIVNING SYRERESPIRATION
Uppgifter från: Metodbeskrivning Syrerespiration OUR version 2008-10-06
Institutionen för Kemiteknik
Lunds Tekniska Högskola
Lunds Universitet
15.1. Bakgrund och syfte
OUR beräknas genom att bestämma den mängd syre som mikroorganismer konsumeras under en
bestämd tid i förhållande till slammets organiska del. OUR kan exempelvis användas för att
karaktärisera ett avloppsvatten och dess nedbrytbarhet, karaktärisera ett slam och dess kapacitet
(eller förändringar i dessa), utvärdera nedbrytningshastigheten orsakad av heterotrof biomassa i
ett aktivt slam eller som indikation på ett ämnes toxicitet. OUR kan även användas till att
kalibrera modeller av avloppsreningsverk. Detta i sin tur kan vara underlag för beslut om ett
reningsverks utformning, driftsstrategi eller för optimeringsarbete.
15.2. Mätprincip
Då OUR ska bestämmas används ett luftat aktivt slam som innehåller de näringsämnen som
krävs samt ATU (N-allylthiourea), vilket inhiberar syreupptaget från nitrifikationen. Slammets
syrekoncentration mäts och registreras under försöket. Sambandet mellan minskningen av
syrekoncentrationen och tiden är oftast linjär och syreupptagningshastigheten bestäms genom att
beräkna linjens lutning. Då hastigheten relateras till VSS erhålls det specifika OUR
[mg O 2 /(g VSS · h)].
15.3. Faktorer som påverkar försöket
• Syrehalt. Luftningen är en av de faktorer som styr händelseförloppet i försöket.
Luftningen styrs av en timer för att erhålla tillräckligt med syre vid rätt tidpunkt.
• Temperatur. Biologisk aktivitet i slam är temperaturkänslig och det är därför viktigt att
temperaturen hålls konstant under hela försöket. Detta görs genom att hålla de båda
reaktorerna i vattenbad med konstant temperatur på 20 ˚C.
• Kolkälla. I försökets början tillsätts en stamlösning innehållande buffert och näring. Efter
att stabila syrehalter uppmätts tillsätts en kolkälla (i detta fall acetat) för att undersöka hur
slammens OUR påverkas och OUR max bestäms.
15.4. Utrustning
• reaktor med lock
• vattenbad (20 °C)
• luft
• diffusor
• magnetomrörare
• syrehaltsmätare
• analysutrustning för SS och VSS
91

• dator
• timer
Reaktorn är fylld med det aktiva slam som ska undersökas, ATU för att hämma nitrifikationen
samt pH-buffert och näring. En schematisk bild över laboratorieuppställningen visas i Figur 38
nedan.
Figur 38. Schematisk bild av försöksuppställningen med reaktor, vattenbad, magnetomrörare, syrehaltsmätare,
luftpump med timer, diffusor, datalogg samt dator.
15.5. Reagens
• aktivt slam 900 mL
• stamlösning ATU (n-allylthiourea) 2,7 mL [4,0 g/L]
• stamlösning med näring och buffert
• kolkälla (till exempel acetat) [80 – 200 mg/L]
Stamlösning ATU förbereds genom att späda 4 g n-allylthiourea med destillerat vatten till den
totala volymen 1 L. Stamlösningen med näring och buffert tillreds enligt följande recept:
näringslösning 4,4 g KH 2 PO 4 /L
alkalinitet 61,2 g NaHCO 3 /L
ammonium 23,6 g (NH 4 ) 2 SO 4 /L
destillerat vatten Fylls på tills den totala volymen uppgår till 1 L.
15.6. Provförberedelse
• Provet utförs helst på ett dagsfärskt slam.
• Beroende på vad som ska testas kan slammet behöva förtunnas eller förtjockas.
• Temperera slammen och vattenbadet till aktuell testtemperatur.
• Lufta slammen i cirka 30 minuter eller tills stabil syrehalt inställer sig för att säkerställa
att allt tillgängligt kol är förbrukat.
• Ta fram och rumstemperera eventuell kolkälla.
92

15.7. Utförande
Tillvägagångssättet nedan är generellt utformad.
1. Häll 900 mL referensslam respektive ozonerat slam i reaktorerna.
2. Mät SS samt VSS på slammen.
3. Lägg i en magnetloppa i vardera reaktorn och sätt på locken. Ställ in temperaturen 20 ˚C
på vattenbadet och placera reaktorerna så att magnetlopporna ger en jämn omrörning av
slammen. I lockens öppningar ska en luftdiffusor och en syreelektrod fästas. Placera dem
så nära botten som möjligt utan att magnetloppan stöter emot dem. Anslut diffusorerna
till en akvariepump.
4. Tillsätt 2,7 mL ATU och 9 mL näringslösning av stamlösningen till vardera reaktorn.
5. Lufta slammet tills stabil syrenivå erhålls, ungefär 1 h. Syrehalten ligger normalt mellan
6 och 9 mg O 2 /L beroende på SS-halt och temperatur.
6. Starta programmet på datorn som styr syremätningen (se manual). Koppla syrepumpen
till timern och starta timern.
7. Låt cyklarna pågå under 1 h.
8. Tillsätt kolkälla till reaktorn. Kolkällan tillsätts i samband med luftning av reaktorn för att
förbättra omblandningen.
9. Låt försöket pågå i 2,5 h.
10. Avbryt försöket och mät SS och VSS.
11. Spara data från dataloggen.
15.8. Resultat
Då mätningarna av syrehalten är avslutade används den skapade datafilen till att genomföra en
regressionsanalys och OUR beräknas utifrån linjens lutning. Detta sätts i relation till mängden
VSS vilket ger enheten [mg O 2 /(g VSS · h)].
93

16. BILAGA 7 - METODBESKRIVNING
FOSFORSLÄPPSHASTIGHET
Uppgifterna från: Metodbeskrivning P-släppsförsök version 2009-02-16
Institutionen för Kemiteknik
Lunds Tekniska Högskola
Lunds Universitet
16.1. Bakgrund
I den anaeroba fasen i aktivt slam frigörs vid förstärkt biologisk fosforavskiljning (EBPR,
Enhanced Biological Phosphorus Removal) fosfor från fosforkedjor av vissa bakterier. Detta
medför att fosforhalten i vattenfasen stiger vilket kallas för fosforsläpp. Den energi som frigörs
då fosforkedjorna bryts nyttjar bakterierna till att lagra organiskt material i cellerna som PHB
(PolyHydroxyButyrat) och PHV (PolyHydroxyValyrat).
Då vattenfasen övergår från anaerob till aerob förbränns det lagrade organiska materialet, vilket
medför ett positivt energiutbyte för organismerna. Denna energi används för tillväxt och för att
återuppbygga de energirika polyfosfatkedjorna som bröts sönder i den anaeroba fasen, vilket
innebär att fosforhalten i vattenfasen sjunker och ett fosforupptag sker hos bakterierna.
Som elektronacceptor används nitrat om inte syre finns närvarande. Om så är fallet sker ett
fosforupptag och denitrifikation samtidigt. Nitrat kan dock ha en negativ inverkan på själva
processen där fosfor frisläpps då det organiska materialet, som annars lagras upp i cellerna,
istället används för denitrifikation.
Ett antagande som görs är att kolkällan som används vid denna EBPR-process måste vara VFAkomponenter
såsom acetat, propionat, butyrat eller komponenter som lätt kan hydrolyseras eller
fermenteras till VFA med korta kedjor.
16.2. Syfte
Med hjälp av ett fosforsläppsförsök kan det avgöras ifall ett aktivt slam har kapacitet till en så
kallad bio-P-process. Det går också att avgöra om en specifik kolkälla är tillgänglig för bio-Pbakterierna.
16.3. Mätprincip
Under den anaeroba fasen försvinner inget fosfor utan omvandlas från bunden form i cellerna till
löst fosfor. Det är därför möjligt att mäta ökningen av lösligt fosfor i denna anaeroba fas vilket
görs med jämna mellanrum.
16.4. Faktorer som påverkar försöket
• Syrehalt. Då fosfor övergår från bunden form i cellerna till löst form i vattenfasen är det
viktigt att fasen förblir anaerob. Även nitrat kan påverka frisättningen då denna kan
fungera som en alternativ elektronacceptor då syre inte är närvarande.
95

• Kolkälla. Under försöket används en lättnedbrytbar kolkälla som tillsätts i försökets
början, till exempel acetat.
• pH. Normalt behöver inte pH justeras men det är ändå lämpligt att följa dess utveckling
under försöket. Ett neutralt pH är att föredra.
• Temperatur. Frisättningshastigheten av fosfor antas vara beroende av temperaturen.
Därför bör temperaturen vara stabil under försökets gång.
16.5. Utrustning
För att utföra försöket behövs följande utrustning:
• reaktor med lock (1 – 2 L)
• omrörare
• diffusor
• provtagare (spruta med slang)
• vattenbad (20 °C)
• termometer
• pH-meter
• syrehaltsmätare
• provrör
• filterutrustning (ställ, provrör, trattar, filterpapper Munktell nr 1002)
• analysutrustning för SS, VSS och fosfatfosfor
• tidur
16.6. Reagens
• aktivt slam
• luft
• kvävgas
• natriumacetat stamlösning [20 000 mg COD/L]
Stamlösningen förbereds genom att späda 25,625 g NaCOOCH 3 med destillerat vatten tills den
totala volymen uppgår till 1 L. 15 mL stamlösning till 1 L slam ger koncentrationen
300 mg COD/L. Mängd och typ av kolkälla kan variera.
16.7. Utförande
1. Häll upp 900 mL slam i reaktorn som rymmer 1 L.
2. Temperera slammet till 20 ˚C.
3. Mät pH, temperatur och syrehalt direkt i reaktorn och ta ut prov för bestämning av SS,
VSS och PO 4 -P.
4. Lufta slammet i 1 h.
5. Mät pH, temperatur och syrehalt direkt i reaktorn och ta ut prov för bestämning av PO 4 -P.
96

6. Led kvävgas ner till ytan av slammet som en ridå med hjälp av en diffusor och starta
omrörarna.
7. Starta tidtagningen samtidigt som 13,5 mL av stamlösningen (300 mg COD/L) tillsätts i
reaktorn.
8. Då t = 1 min tas prov från reaktorn för bestämning av SS, VSS och PO4-P. Syrehalten
(ska vara anaerob, < 0,50 mg O 2 /L), pH och temperaturen mäts direkt i reaktorn.
9. Ta prover från reaktorn var 15 minut under minst 180 minuter (max 210 minuter) för
bestämning av PO 4 -P.
10. Vid t = 180 minuter (eller vid avslutat försök) mät pH, temperatur och syrehalten i
reaktorn och ta ut prov för bestämning av SS, VSS och PO 4 -P.
16.8. Resultat
Det maximala fosforsläppet kan anges antingen som [mg PO 4 -P/L] eller som [mg PO 4 -P/g VSS].
Fosfatfosforkoncentrationen plottas mot tiden och till en början fås en linjär kurva som sedan
planar ut. Fosforsläppshastigheten beräknas enligt ekvation 18.
v
släpp
PII
− PI
= ekv. 18
( t − t ) ⋅ VSS
II
I
v släpp = fosforsläppshastighet [mg PO 4 -P/g VSS]
P I = fosfathalt vid tillfälle I [mg PO 4 -P/L]
P II = fosfathalt vid slutet av kurvans linjära del [mg PO 4 -P/L]
t I = tiden då prov P I togs från reaktorn [h]
t II = tiden då prov P II togs från reaktorn [h]
VSS = slammets VSS-halt [g VSS/L]
97

17. BILAGA 8 - ANALYSRESULTAT
Samtliga analysresultat från de i rapporten presenterade försöken finns sammanställda i denna
bilaga.
17.1. Försök 1
Tabell 17. Uppmätt slamvolym (SV) och spädd slamvolym (DSV) för referensslam och ozonerat slam (Försök 1).
parameter enhet referensslam ozonerat slam
SV mL/L 920 800
DSV mL/L 150 90
SS g/L 3,81 3,37
VSS g/L 2,82 2,47
Tabell 18. Analysdata från Försök 1 med fosforsläppshastighet med både referensslam och ozonerat slam. *Ingen
analys genomförd. **Analys genomförd på slam innan förluftning.
tid referensslam SS ref VSS ref ozonerat slam SS ozon VSS ozon
[min] [h] [mg PO 4 ‐P/L] [g/L] [g/L] [mg PO 4 ‐P/L] [g/L] [g/L]
1 0,02 2,5 3,81** 2,82** 4,0 3,37** 2,47**
15 0,25 12,5 * * 10,5 * *
30 0,50 27,5 * * 18,2 * *
45 0,75 38,4 * * 25,6 * *
60 1,00 48,1 * * 38,2 * *
75 1,25 56,6 * * 45,5 * *
90 1,50 63,1 * * 46,5 * *
105 1,75 65,0 * * 56,1 * *
120 2,00 68,9 * * 59,1 * *
135 2,25 70,9 * * 62,4 * *
150 2,50 74,8 * * 65,8 * *
165 2,75 77,2 * * 67,8 * *
180 3,00 76,4 * * 69,2 * *
195 3,25 79,6 * * 70,0 * *
210 3,50 79,4 3,81 2,93 72,8 3,29 2,53
99

I Tabell 19 visas samtliga analysresultat från nitrifikationshastighetsförsöket med
referensslammet. Värden för CODof och CODf saknas på grund av misslyckade spädningar och
provtagning för bestämning av alkaliniteten i försökets början och slut glömdes av. I Tabell 20
visas analysresultaten från nitrifikationshastighetsförsöket med det ozonerade slammet. Även här
misslyckades spädningarna för COD-analyserna och alkalinitetsmätningen i försökets början och
slut glömdes av.
Tabell 19. Sammanställning av analysresultaten från nitrifikationshastighetsförsök med referensslam från Försök 1.
*Ingen analys genomförd. **Misslyckad spädning.
parameter tid NH 4 ‐N NO x ‐N NO 2 ‐N NO 3 ‐N COD ofil COD fil SS VSS pH alkalinitet
enhet [min] [mg/L] [mg/L] [mg/L] [mg/L] [mg/L] [mg/L] [g/L] [g/L] [mmol HCO 3 /L]
0

I Tabell 21 och Tabell 22 visas data från OUR-försöken för referensslam och för ozonerat slam.
SS vid försökens början var
Tabell 21. Till vänster visas mätningar av syreförbrukningen och OUR på referensslammet (Försök 1).
Tabell 22. Till höger visas mätningar av syreförbrukningen och OUR på det ozonerade slammet (Försök 1).
tid
OUR
[min] [h] [mg O 2 /(L ∙ h)] [mg O 2 /(g VSS ∙ h)]
1 0,01 10,3 3,6
10 0,17 9,5 3,4
20 0,33 9,4 3,3
30 0,50 9,7 3,4
40 0,66 8,9 3,1
50 0,83 8,4 3,0
60 1,01 9,4 3,3
68 1,14 19,2 6,8
80 1,34 28,0 9,9
90 1,51 29,0 10,3
101 1,68 29,6 10,5
111 1,84 29,7 10,5
121 2,01 24,1 8,6
131 2,17 14,2 5,0
141 2,34 13,5 4,8
151 2,51 13,6 4,8
161 2,67 13,0 4,6
171 2,84 12,6 4,5
181 3,01 12,0 4,3
191 3,17 12,0 4,3
200 3,34 10,5 3,7
211 3,52 10,5 3,7
tid
OUR
[min] [h] [mg O 2 /(L ∙ h)] [mg O 2 /(g VSS ∙ h)]
1 0,02 8,5 3,4
11 0,18 8,1 3,3
21 0,34 8,6 3,5
31 0,51 8,8 3,6
41 0,68 8,6 3,5
51 0,85 8,7 3,5
61 1,02 8,7 3,5
70 1,18 22,2 9,0
80 1,34 26,8 10,9
90 1,51 27,1 11,0
101 1,68 27,9 11,3
111 1,84 28,3 11,4
121 2,01 27,2 11,0
131 2,18 14,4 5,8
141 2,34 13,5 5,5
151 2,51 22,6 9,1
161 2,67 18,6 7,5
171 2,84 18,4 7,5
180 3,00 15,6 6,3
190 3,17 13,4 5,4
200 3,34 17,4 7,0
210 3,51 17,8 7,2
Tabell 23. SS- och VSS-halter från undersökningen av OUR i Försök 1.
17.2. Försök 2
parameter enhet referensslam ozonerat slam
SS start g/L 3,81 3,37
SS slut g/L 3,31 3,33
VSS start g/L 2,82 2,47
VSS slut g/L 2,45 2,44
Tabell 24. Använd ozondos tillsammans med ospädd respektive spädd slamvolym (SV och DSV) under Försök 2.
*Ingen analys genomfördes.
dos SV DSV SS VSS
[g O 3 /g SS] [mL/L] [mL/L] [g/L] [g/L]
0 910 80 3,12 2,35
0,005 270 50 * *
0,010 120 25 * *
0,015 60 15 * *
0,020 40 10 0,89 0,73
101

17.3. Försök 3
Tabell 25. Beräknad ozondos tillsammans med ospädd respektive spädd slamvolym (SV och DSV) under Försök 3.
*Ingen analys genomfördes.
17.4. Försök 4
dos SV DSV SS VSS
[mg O 3 /g SS] [mL/L] [mL/L] [g/L] [g/L]
0 940 170 3,03 2,29
0,005 870 100 * *
0,010 820 90 * *
0,015 560 80 * *
0,020 360 70 2,92 2,19
Tabell 26. Uppmätt slamvolym (SV) och spädd slamvolym (DSV) för referensslam och ozonerat slam under
Försök 4.
parameter enhet referensslam ozonerat slam
SV mL/L 950 120
DSV mL/L 190 30
SS g/L 3,57 1,65
VSS g/L 2,73 1,30
Tabell 27. Analysdata från Försök 4 med fosforsläppshastighet med både referensslam och ozonerat slam. *Ingen
analys genomförd.
tid referensslam SS ref VSS ref ozonerat slam SS ozon VSS ozon
[min] [h] [mg PO 4 ‐P/L] [g/L] [g/L] [mg PO 4 ‐P/L] [g/L] [g/L]
1 0,02 1,3 2,06 1,66 3,7 1,63 0,92
15 0,25 2,3 * * 5,5 * *
30 0,50 6,1 * * 7,8 * *
45 0,75 10,0 * * 11,1 * *
60 1,00 13,4 * * 14,3 * *
75 1,25 16,5 * * 16,2 * *
90 1,50 19,7 * * 18,2 * *
105 1,75 22,6 * * 19,2 * *
120 2,00 23,9 * * 20,8 * *
135 2,25 26,5 * * 21,6 * *
150 2,50 27,4 * * 22,4 * *
165 2,75 29,7 * * 24,3 * *
180 3,00 30,8 * * 26,0 * *
195 3,25 32,1 * * 27,4 * *
210 3,50 33,3 1,98 1,61 28,3 1,65 1,35
102

Tabell 28. Sammanställning av analysresultaten från nitrifikationshastighetsförsök (Försök 4) med referensslam.
parameter tid NH 4 ‐N NO x ‐N NO 2 ‐N NO 3 ‐N COD ofil COD fil SS VSS pH alkalinitet
enhet [min] [mg/L] [mg/L] [mg/L] [mg/L] [mg/L] [mg/L] [g/L] [g/L] [mmol HCO 3 /L]
0

I Tabell 31 visas mätvärdena från OUR-försöket på det ozonerade slammet. Efter ungefär 1,5 h
börjar syrehaltsmätaren uppträda instabilt och mätvärdet för tiden 88 minuter ströks då detta
ansågs orimligt.
Tabell 30 (t.v.). Mätningar av syreförbrukningen och OUR på referensslammet under Försök 4.
Tabell 31 (t.h.). Mätningar av syreförbrukningen och OUR på det ozonerade slammet under Försök 4.
tid
OUR
[min] [h] [mg O 2 /(L ∙ h)] [mg O 2 /(g VSS ∙ h)]
1 0,02 5,0 1,8
11 0,18 12,0 4,4
17 0,28 11,1 4,1
28 0,46 9,3 3,4
50 0,83 22,4 8,2
58 0,97 26,0 9,5
70 1,17 34,4 12,6
80 1,33 35,8 13,1
90 1,50 36,0 13,2
100 1,67 31,0 11,3
110 1,83 19,1 7,0
120 2,00 17,7 6,5
130 2,17 17,0 6,2
140 2,33 16,1 5,9
149 2,48 16,8 6,2
159 2,65 14,9 5,5
169 2,82 15,8 5,8
179 2,97 15,0 5,5
189 3,15 12,3 4,5
199 3,32 12,4 4,6
209 3,48 13,6 5,0
tid
OUR
[min] [h] [mg O 2 /(L ∙ h)] [mg O 2 /(g VSS ∙ h)]
1 0,02 6,3 4,8
11 0,18 6,4 4,9
20 0,33 5,6 4,3
31 0,51 5,9 4,5
40 0,67 5,6 4,3
50 0,83 5,3 4,1
60 1,00 12,4 9,5
70 1,17 13,5 10,4
80 1,33 13,2 10,2
88 1,47 (30,0) (23,1)
100 1,67 14,1 10,8
110 1,83 14,4 11,1
120 2,00 15,2 11,7
129 2,15 10,1 7,8
140 2,33 13,1 10,1
149 2,48 14,6 11,2
159 2,65 13,0 10,0
169 2,82 8,5 6,5
179 2,98 7,5 5,8
191 3,15 6,9 5,3
198 3,31 7,2 5,6
209 3,48 6,7 5,1
Tabell 32. SS- och VSS-halter från undersökningen av OUR i Försök 4.
parameter enhet referensslam ozonerat slam
SS start g/L 3,58 1,65
SS slut g/L 3,16 1,54
VSS start g/L 2,73 1,30
VSS slut g/L 2,35 1,19
104

17.5. Försök 5
Tabell 33. Slamvolym (SV) och spädd slamvolym (DSV) tillsammans med tillhörande ozondos, SS- och VSS-halt
(Försök 5).
dos SV DSV SS VSS
[g O 3 /g SS] [mL/L] [mL/L] [g/L] [g/L]
0,000 950 130 3,16 2,40
0,005 800 100 2,98 2,26
0,010 230 50 2,19 1,68
0,015 120 30 1,60 1,24
0,020 60 20 1,25 0,98
105

18. BILAGA 9 - VETENSKAPLIG ARTIKEL
Ozonation of activated sludge and the effect
on settling properties and nitrification rate
M. Paulsson
Water and Environmental Engineering, Department of Chemical Engineering, Lund University,
Sweden
(E-mail: paulsson.mattias@gmail.com)
Abstract Activated sludge from the municipal wastewater treatment plant Källby in Lund
was ozonated in intervals by 0.005 g O 3 /g SS from 0 to 0.020 g O 3 /g SS in a batch
ozonation equipment in laboratory scale for investigation of the effect on settling properties
and the nitrification rate. The settling properties were greatly improved. The nitrification
rate of ozonated sludge was investigated after ozonation with 0.010 g O 3 /g SS and
compared to untreated sludge from the same treatment plant. The reference sludge had a
rate of 5.5 mg NH 4 -N/(g VSS · h) and the rate of the ozonated sludge was
7.3 mg NH 4 -N/(g VSS · h). The amount of SS and VSS was reduced with 54 % and 52 %
respectively.
Keywords Activated sludge; filamentous bacteria; nitrification rate; ozone treatment;
sludge reduction; settling properties
INTRODUCTION
One of the most common methods to treat
wastewater in the wastewater treatment
plant (WWTP) is by activated sludge. The
sludge is composed of a high concentration
of bacteria which are breaking down or
accumulate pollutants and in the same time
reproduces themselves under favorable
conditions. The bacteria are mostly living
in flocks which are keeping together inter
alia with filamentous bacteria which gives
the flock a more dense structure
(Gillberg et al., 2003). In a reasonable
amount the filamentous bacteria are good
for the sludge structure but in case of
surplus the filaments will result in bulking
sludge which makes sludge separation
difficult. If the water load into a larger
WWTP increase as is the case if several
smaller WWTP are rebuilt or wind up (e.g.
Dalby WWTP in the municipality of Lund
and Sanda WWTP in the municipality of
Karlskrona), the time for the sludge to
settle will decrease. The consequence can
be that the sludge that needs the longest
time to settle follows with the outgoing
water and the treatment results will
deteriorate. A solution is to increase the
retention time in the sedimentation basins
by increasing the volumes. An alternative
solution is to increase the sedimentation
properties by breaking down the
filamentous bacteria by exposure to ozone.
The filamentous are then shortened and the
sludge settle in an easier way
(Wennberg et al., 2009). The main aims of
this study were to ozonate activated sludge
and investigate the sludge’s settling
properties (sludge volume index (SVI) and
diluted sludge volume index (DSVI))
together with the nitrification rate for
eventual effects from the ozone treatment.
MATERIAL AND METHODS
Ozonation equipment
A schematic picture of the ozonation
equipment used in this experiment is found
in Figure 1. Although both oxygen (1a)
and air (1b) was available, only air (dried
and filtered) was used for ozone
107

production. The air was lead through a gas
flow meter ((2), Fischer & Porter
FP-1/8-08-G-5/81 with a tantalum float) to
secure a gas flow on 1.5 L/min in to the
analyzer (6) of model Ebara Jitsugyo
EG-2001R. The gas stream was lead from
the gas flow meter to an ozone generator
((3), O 3 -Tech model 1330) able to produce
1 g O 3 /h. The generator was cooled by a
small fan (4) to raise the efficiency. Most
of the gas was by-passed after the analyzer
to an ozone destructor (9) to avoid too
large bubbles in the reactor. The gas flow
into the reactor was measured with a
second gas flow meter ((7), Fischer &
Porter FP-1/8-16-G-5/81 with a sapphire
float) to be able to calculate the ozone
dose. The reactor (8) was a PVC-column
(height 810 mm and diameter 100 mm)
with a diffusor of glass (pore size 16 –
40 μm). An ozone detector ((5), Ozone
monitor/controller F2000 IAQ-03-1011-
WO), was placed near the equipment to
measure the ozone concentration in the
ambient air. If the concentration passed a
specific value the detector cut the power to
the ozone generator and the ozone
production stopped.
Analysis
SS and VSS were determined according to
Swedish standard SS 02 81 12 and triplet
samples were used on the reference sludge
and the ozonated sludge. SVI was
calculated by dividing the sludge volume
(SV) with the SS when SV was between 0
and 300 mL/L. When SV was in the
interval of 300 to 800 mL/L SVI was
calculated by:
SV
200 +
SVI = 3 eq. 1
SS
If SV is greater than 800 mL/L the
SVI-method is not valid (Gillberg et al.,
2003). DSVI was then calculated as shown
in equation 2 where DSV is the diluted
sludge volume and f is the dilution factor.
DSV ⋅ f
DSVI = eq. 2
SS
The SVI and DSVI were then compared to
the given values for classification of SVI
and DSVI in Gillberg et al. (2003) and
Degrémont (2003). The nitrification rate
test was performed with 400 mL sludge,
one aerated beaker for the reference sludge
and one for the ozonated sludge
respectively, in a water bath (20°C). The
sludges were aerated during the whole test
period. After adding stock solution with
nutrient solution, alkalinity and ammonium
(4.4 g KH 2 PO 4 /L, 67.2 g NaHCO 3 /L and
23.6 g (NH 4 ) 2 SO 4 /L together with distilled
water up to the total volume of 1 L) with a
concentration of 5 mg NH 4 -N/mL, samples
was taken with 15 minutes interval and
filtered with Munktell 1002 filter. The total
time for the nitrification rate test was
120 minutes.
Figure 1. A schematic picture of the ozonation equipment used in this experiment.
108

The alkalinity was measured according to
Swedish standard SS EN ISO 9963-1 and
the pH measured with WTW pH 320 in the
beginning and in the end of the test to
check if the process had good conditions
during the test. The ammonium
concentration was determined with
Dr Lange LCK 303. The nitrite
concentration and the amount of NO x -N
(nitrite plus nitrate) were measured with a
Technicom Autoanalyzer II (cadmium
reductor). The nitrate concentration was
determined by subtract the amount of
nitrite from the amount of NO x -N. The
pictures of the activated sludge (100x)
were taken with a Carl Zeiss microscope.
The sludges were dyed according to the
Neisser method (Anox Educator AB,
1992).
Performance
Sludge was collected close to the end of
the aerated zone of the activated sludge
basin in Källby wastewater treatment plant
in Lund and brought to the laboratory of
Water and Environmental Engineering at
Department of Chemical Engineering,
Lund University for ozonation and
analyses. The amount of SS in the sludge
decided how long time the sludge would be
ozonated. 4 L of the sludge was ozonated
with the dose 0.010 g O 3 /g SS and
compared with a reference sludge. The
sludge was ozonated in 6.4 h and the
nitrification rate test was performed in the
same day. The reference sludge and the
ozonated sludge was, together with the
samples, stored in a cold storage (5°C)
during the night and analyzed the next day.
4 L of activated sludge, collected from the
same spot on Källby WWTP as the sludge
used for the nitrification rate test, was
ozonated in intervals of 0.005 g O 3 /g SS.
SVI and DSVI was investigated for the
reference sludge and after each ozone dose
until the total dose of 0.020 g O 3 /g SS had
been added.
RESULTS AND DISCUSSION
The results from the study of the settling
properties are presented in
Table 1 and SVI and DSVI shown in
Figure 2. An ozone dose around
0.010 g O 3 /g SS was needed to get the SVI
classified as “normal” according to
Gillberg et al. (2003) and the DSVI could,
according to Degrémont (2007), be
classified as “good” after this dose. SVI
was not calculated for SV greater than 800
mL/L. The results from the nitrification
rate test in the reference sludge are shown
in Figure 3 and for ozonated sludge in
Figure 4. The rising amount of NO x -N in
this figure is considered to be too insecure
to be used for calculation of the
nitrification rate.
Table 1. The values for the sludge volume (SV), diluted sludge volume (DSV) and the diluted and not diluted
sludge volume index (DSVI and SVI) for the reference sludge and the ozonated sludge.
parameter unit reference sludge 0.005 g O 3 /g SS 0.010 g O 3 /g SS 0.015 g O 3 /g SS 0.020 g O 3 /g SS
SV mL/L 950 800 230 120 60
DSV* mL/L 130 100 50 30 20
SS g SS/L 3.16 2.98 2.19 1.60 1.25
VSS g VSS/L 2.40 2.26 1.68 1.24 0.98
SVI mL/g ** 156 105 75 48
DSVI* mL/g 164 134 91 75 64
*Dilution factor = 4.
**SV for the reference sludge was greater than 800 mL/L which is the upper limit for SVI without dilution.
109

SVI and DSVI [g/L]
200
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
0,000 0.000 0,005 0.005 0,010 0.010 0,015 0.015 0,020 0.020
dose [g O 3 /g SS]
SVI
DSVI
Figure 2. Sludge volume index (SVI) and diluted sludge volume index (DSVI) for the reference sludge and the
ozonated sludge. The SV-value for the reference sludge was too high for SVI-calculations.
Table 2 shows the calculated nitrification
rates from the reference sludge and from
the ozonated sludge together with SS and
VSS. The nitrification rate of the untreated
sludge was 5.5 mg NH 4 -N/(g VSS · h)
according to the decreasing amount of
ammonium and 5.3 mg NO x -N/(g VSS · h)
according to the increasing amount of
NO x -N. The nitrification rate for the
ozonated sludge, according to the
decreasing amount of ammonium, was
7.3 mg NH 4 -N/(g VSS · h). No rate was
calculated for the increasing amount of
NO x -N due to the insecure gradient of the
curve (see Figure 4). When the amounts of
SS and VSS for the two sludges are
compared it is seen that there has been a
reduction during the ozonation with 54 %
for the amount of SS and 52 % for the
amount of VSS respectively which is
shown in Table 2. The decrease of the
amount of VSS has a big influence for the
calculations of the nitrification rate. After
control calculations of fictive nitrification
rates where all rates was related to the
original VSS-concentration instead of the
actuality amount of VSS that was in the
reactor after the ozone treatment, the
reference sludge had a considerable higher
rate than the ozonated sludge. The
difference between the two sludges was
then 4.2 mg NH 4 -N/(g VSS · h) to the
reference sludge’s favour. When similar
calculations was made according to the
volume used in the tests, the difference
between the sludges was
13.6 mg NH 4 -N/(L · h) to the untreated
sludge’s favour.
Table 2. The nitrification rate (V N ) calculated on the decreasing ammonium concentration and the increasing
nitrite and nitrate concentration for the reference and the ozonated sludge. The amount of SS and VSS are also
presented.
parameter unit reference sludge ozonated sludge
SS g SS/L 3.57 1.65
VSS g VSS/L 2.73 1.30
V N,decr. mg NH 4 -N/(g VSS · h) 5.5 7.3
V N,incr. mg NO x -N/(g VSS · h) 5.3 *-
*The gradient of the increasing amount of NO x -N for the ozonated sludge seems to be too rough to be reliable for the
calculations of the nitrification rate (see Figure 4).
110

NH 4 ‐N [mg/L]
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
y = ‐0.250x + 40.72
R² = 0.992
y = 0.243x + 3.711
R² = 0.951
0 20 40 60 80 100 120
time [min]
Figure 3. Decreasing amount of ammonium and increasing amount of nitrite + nitrate in the reference sludge
during the nitrification rate test.
NH 4 ‐N [mg/L]
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
y = ‐0.159x + 44.01
R² = 0.966
0 20 40 60 80 100 120
time [min]
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
NO x ‐N [mg/L]
NO x ‐N [mg/L]
NH4‐N
NOx‐N
trend line NH4‐N
trend line NOx‐N
NH4‐N
NOx‐N
trend line NH4‐N
Figure 4. Decreasing amount of ammonium and increasing amount of nitrite + nitrate in the ozonated sludge
during the nitrification rate test.
In the beginning of the experiment, after
adding the stock solution, the amount of
ammonium was almost the same while the
NO x -N-concentration was more than three
times higher for the ozonated sludge, see
Figure 3 and Figure 4. A possible
explanation could be that the ozonation
released intracellular ammonium which
was kept in the organic part of the sludge,
which is supported by Zhang et al. (2009).
The ammonium could than been nitrified
during the ozonation treatment when air
mixed with ozone was added to the sludge.
It might explain the difference in the total
amount of nitrogen in the beginning
compared to the end of the experiment. A
possible explanation for the increasing
nitrification rate according to the amount
of VSS in the sludge could be that the
ozonation treatment in the first place does
not harm the nitrifying bacteria due to their
location in the sludge flock. Filamentous
bacteria are reaching out from the flock
(see Figure 5) and protect to some degree
the centre of the flock from the ozone in
the water phase. After ozonation with
0.010 g O 3 /g SS a lot of filaments have
been destroyed and the former centre of the
flock is more exposed (see Figure 6) and
might possibly gain a better access to the
substrates, for example ammonium ions. A
similar theory about the protection of the
nitrifying bacteria in the centre of the flock
from ozone are presented in Boehler and
111

Siegrist (2004) which suggests that the
more fast growing heterotrophic bacteria
are growing around the nitrifiers and in
that way protect the centre of the flock
from ozone.
Figure 5. Untreated sludge from Källby WWTP
coloured with the Neisser method. (Magnification
100x).
sludge. A strong affecting parameter for
this result was the reduction of VSS.
ACKNOWLEDGEMENTS
This work is a part of the master thesis
“Ozonation of activated sludge – effect on
sedimentation properties and process rates”
at Water and Environmental Engineering at
Department of Chemical Engineering,
Lund University. The author would like to
thank his examiner Prof. Jes la Cour
Jansen and his supervisor Ass. Prof. Karin
Jönsson for a very good and instructive
time during the master thesis. Many thanks
to the PhD students and the technical staff
at the department that have been involved
and helped the work to advance. Thanks
also to VA SYD for a very pleasant
attitude to this work and to
O 3 -Technology AB and Primozone
Production AB for technical support.
Figure 6. Ozonated sludge from Källby WWTP
coloured with the Neisser method. (Magnification
100x).
CONCLUSIONS
The ozone treatment had a good effect on
the settling properties. The investigated
sludge needed an ozone dose of
0.010 g O 3 /g SS to reach “normal” and
“good” settling properties respectively
according to SVI and DSVI. The specific
nitrification rate increased after an ozone
treatment of 0.010 g O 3 /g SS from
5.5 mg NH 4 -N/(g VSS · h) for the
untreated sludge to
7.3 mg NH 4 -N/(g VSS · h) for the ozonated
REFERENCES
Anox Educator AB (1992). ”Mikrobiologi för
avloppsvattenrening”. Course material
Backagården Höör.
Boehler, M., Siegrist, H. (2004). Partial ozonation
of activated sludge to reduce excess sludge,
improving denitrification and control scumming
and bulking. Wat. Sci. Tech., vol. 49, no. 10.
Degrémont (2007). Water treatment handbook.
vol. 1, 7 th English editition. Rueil-Malmaison
Cedex: Lavoisier.
Gillberg, L., Hansen, B., Karlsson, I., Nordström
Enkel, A., Pålsson, A. (2003). About water
treatment. Helsingborg: Kemira Kemwater.
Wennberg, M., Nyberg, U., Mante, J., Rydén, M.,
Jönsson, K. (2009). Decreasing filamentous
growth using alumina-based chemical and
ozone at Klagshamn wastewater treatment plant.
Presented at IWA 2 nd Specialized Conference-
Nutrient Management in Wastewater Treatment
Processes. Krakow, Poland 6 – 9 September
2009.
Zhang, G., Yang, J., Liu, H., Zhang, J. (2009).
Sludge ozonation: Disintegration, supernatant
changes and mechanisms. Biores. Techn.,
vol. 100.
112

113