Biologisk fosforavskiljning - Lunds Tekniska Högskola

LUNDS TEKNISKA HÖGSKOLA
Lunds universitet
Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik
Biologisk fosforavskiljning –
en studie av bio-P-processen och slamhydrolys samt en
utvärdering av Smålandsstenar avloppsreningsverk
Examensarbete av
David Gustavsson
Lund, september 2005

Avdelningen för Vattenförsörjnings- och
Avloppsteknik
Lunds Tekniska Högskola
Lunds Universitet
Department of Water and Environmental
Engineering
Lund Institute of Technology
University of Lund
Sweden
Biologisk fosforavskiljning –
en studie av bio-P-processen och slamhydrolys samt en
utvärdering av Smålandsstenar avloppsreningsverk
Biological phosphorus removal –
a study of the bio-P-process and sludge hydrolysis and an
evaluation of Smålandsstenar wastewater treatment plant
Examensarbete / Master´s Thesis number: 2005-11
David Gustavsson
Department of Water and Environmental Engineering
September 2005
Handledare / Supervisor
Professor Jes la Cour Jansen
Assisterande handledare / Assisting supervisor
Environmental engineer Carl Dahlberg
Examinator
Lektor Karin Jönsson
Postal address Visiting address Telephone
Box 118 John Ericssons väg 1 +46 46 222 89 96
SE-221 00 LUND +46 46 222 00 00
Sweden
Telefax
+46 46 222 42 24
Web address
www.vateknik.lth.se
3

Bild på framsida: Smålandsstenar avloppsreningsverk är förlagt inomhus.
4

Sammanfattning
För att minska övergödningen av hav, sjöar och vattendrag finns hårda utsläppskrav gällande
fosforavskiljning vid svenska kommunala avloppsreningsverk. Den kemiska fosforavskiljningens
enkelhet i jämförelse med biologisk fosforavskiljning har hindrat användningen
av den senare metoden. Driften av biologisk fosforavskiljning har ofta visat sig vara
svår och kräver mer övervakning och kunskap, men minskar kemikaliedosering och förbättrar
slamegenskaper.
Genom att läsa denna rapport fås en ökad förståelse för biologisk fosforavskiljning, men
rapporten fungera också som ett hjälpmedel vid en etablering och utvärdering av denna
process. Slamhydrolys, som ett hjälpmedel vid brist på lättflyktiga fettsyror (VFA), studeras
också ingående i rapporten. Dessutom görs en utvärdering av den biologiska fosforavskiljningen
vid Smålandsstenar avloppsreningsverk.
Den biokemiska modellen för biologisk fosforavskiljning är principiellt klar idag. Ofta råder
det brist på lättnedbrytbart organiskt material, som är eller kan omvandlas till VFA, i det inkommande
avloppsvattnet. Andra faktorer som försvårar driften av bio-P-processen är nitratrecirkulation
till den anaeroba zonen, sekundärt fosforsläpp, för häftig luftning samt
konkurrens med glykogenackumulerande organismer (GAO).
Smålandsstenar avloppsreningsverk, som saknar krav på kväveavskiljning, drivs med en A/Oprocess
där en del av avloppsvattnet inte genomgår försedimentering och där allt returslam
pumpas till den anaeroba zonen. Denna konfiguration sattes igång i februari 2004 för att
gynna den biologiska fosforavskiljningen. Denna studie kunde genom fosforsläppförsök och
datasimulering konstatera att verket har en väl fungerande bio-P-process. Utökad övervakning
kan dock innebära att den kvarvarande kemikaliedoseringen kan sänkas ytterligare. Eventuellt
råder magnesiumbrist för bio-P-processen i verket.
Slamhydrolys av primär- och returslam men även hydrolys av en 50/50-blandning av de två
slammen utfördes för att undersöka respektive slams VFA-produktion. Både primär-, returoch
det blandade slammet visade ge en hög VFA-produktion. Utbytena var högre hos
returslammet än hos primärslammet, dock producerade primärslammet VFA snabbare.
Returslamshydrolysen gav för höga ortofosfathalter som skulle leda till att den producerade
VFA inte skulle räcka för att gynna bio-P-processen.
Blandningen av primär- och returslam förväntades ge en snabbare VFA-produktion än de
respektive slammen. Denna hastighet visade sig också vara något högre men fler försök
behövs för att kunna konstatera detta. Intressant vore också att testa andra
blandningsproportioner.
5

Hydrolysis of primary, secondary and mixed sludge
GUSTAVSSON, D. J. I.
Master student at Department of Water and Environmental Engineering, Lund Institute of
Technology.
Abstract
Enhanced biological phosphorus removal (EBPR) suffers when sufficient amounts of easily
biodegradable organic matter as VFA is lacking in the wastewater, which often is the case in Sweden.
Biological hydrolysis under anaerobic conditions of sludge has often been used to increase the
availability of VFA for the EBPR-process. This study investigated the hydrolysis of primary and
secondary sludges but also a hydrolysis of a 50/50-mixture of the two sludges. The hydrolysis
experiments were performed in the laboratory in batch reactors at 20ºC, with stirring and nitrogen gas
supply and without adding any chemicals. An increase in concentrations of dissolved COD, acetate,
propionate, NH 4 -N and PO 4 -P during the first days of the hydrolysis was stated in all experiments.
Hydrolysis of secondary sludge showed the highest yields of all products, while the hydrolysis of
primary sludge seemed to produce VFA faster. However, the mixture produced VFA fastest.
Hydrolysis of secondary sludge produced too high phosphorus concentrations to be used as an extra
VFA source.
Keywords: sludge hydrolysis, enhanced biological phosphorus removal (EBPR), primary sludge,
secondary sludge, mixed sludge, volatile fatty acids (VFA)
Introduction
Enhanced biological phosphorus removal (EBPR) is a treatment that has been known for quite
a while without becoming dominant. Chemical precipitation of phosphorus is easy to perform
while EBPR often has been experienced with operational problems caused by for example
nitrate recirculation into the anaerobic zone, secondary phosphorus release and competition
with glycogen accumulating organisms (GAOs). However, a more basic problem, often
experienced in Sweden, is the lack of sufficient amounts of volatile fatty acids (VFAs) (Särner
et al., 2004). One solution for this problem is biological hydrolysis of sludge under anaerobic
conditions, which increases VFA production without using external chemicals and energy
input.
The phosphate accumulating organisms (PAOs) are responsible for the “luxury” uptake of
phosphorus and are known to need a varying anaerobic and aerobic/anoxic environment. In
the anaerobic zone PAOs take up VFAs, preferably acetic acid, using energy from breaking
polyphosphate bindings causing a release of orthophosphate into the surrounding water. Later,
in the aerobic/anoxic zone, PAOs grow and orthophosphate is taken up again using the stored
carbon. A net uptake of phosphorus is seen and the microbial growth is taken out as surplus
sludge. Abu-ghararah & Randall (1991) and Christensson et al. (1995) suggest that at least
between 10 and 20 mg HAc-COD is needed to remove 1 mg phosphorus.
Biological hydrolysis under anaerobic conditions can be seen as four degradable steps;
hydrolysis, fermentation, anaerobic oxidation and methane production (Gujer & Zehnder,
1983). Acetic acid is produced through fermentation and anaerobic oxidation. If the
degradation goes too far, the acetic acid is lost to methane production. Morgenroth et al.
(2002) stated that the mechanism in biological hydrolysis of wastewater is not totally known,
however, according to Banister & Pretorius (1998) the hydrolysis is affected by retention time
6

(see Fig. 1), pH, temperature, wastewater content, plant configuration, trace metals and redox
potential.
VFA production
Methane production
VFAconc.
Sludge retention time
Figure 1 VFA concentration increases with the solid retention time in a hydrolysis basin or tank, but
decreases when methane production starts.
The sludge types of interest in sludge hydrolysis are primary and secondary sludge. The
secondary sludge contains mainly of bacteria, while primary sludge contains more easily
biodegradable substrate. Primary sludge hydrolysis in external tanks has been used for
decades to increase the fraction of easily degradable COD for the EBPR. However, solid
retention times of several days often leads to technical problems such as clogging, production
of smelly and poisonous gases such as hydrogen sulphide and low pH (Teichgräber et al.,
2000). Hydrolysis of secondary sludge has not been applied in many wastewater treatment
plants. The problem with this hydrolysis is often high internal loadings of nitrogen and
phosphorus, coming from the degradation of biomass. In addition, the VFA production rate is
lower than in primary sludge hydrolysis (Petersen, 2002). Anyway, in 2002 13 Danish
wastewater treatment plants hydrolysed secondary sludge for VFA production and Särner et
al. (2004) investigated one Swedish wastewater treatment plant working with this type of
hydrolysis. The advantages with secondary sludge hydrolysis are the highly available amounts
of secondary sludge, the lack of smell problems and the fact that pH does not decrease as
much as when hydrolysing primary sludge (Petersen, 2002; Särner et al., 2004). Jönsson &
Jansen (2005) showed that treatment without primary settling and low solid retention times
increases the production of easily biodegradable COD in hydrolysis of secondary sludge.
Nobody has earlier studied the effect of hydrolysing a mixture of primary and secondary
sludge. Mosel-Engeler et al. (1998) studied a mixed sludge without studying the two different
sludges at the same time. In this study, three different batch reactors containing primary,
secondary respectively a 50/50-mixed sludge was held under anaerobic conditions under
several days to follow the hydrolysis of the different sludges. The hypothesis was that the
VFA production rate would increase because of the using of the numerous bacteria in a
secondary sludge together with the more easily degradable substrate of a primary sludge.
Material and methods
The sludge used in the study was collected from Smålandsstenar wastewater treatment plant
in southern Sweden, which has an A/O-configuration and a yearly mean inflow of more than
2000 m 3 /day. Around 30 % of the inflowing water is unsettled and flows directly into the
anaerobic zone where it is mixed with all return sludge, hereafter called secondary sludge.
The plant uses post-precipitation without mixing chemical sludge with secondary sludge. No
discharge limit regarding nitrogen exists. The aerobic solid retention time is approximately
8.5 days and the total approximately 15 days.
7

Experiments were carried out at two different occasions, two months in between, during the
spring of 2005. The sludge was delivered from the plant to the laboratory of the Department
of Water and Environmental Engineering at Lund Institute of Technology. The experiments
were started the same day as the sludge arrived. The first occasion only included hydrolysis of
primary and secondary sludge, while the second also included a hydrolysis of a 50/50-mixture
of the two former sludges.
Two respectively three beakers of glass containing four litres of sludge were placed in a
temperature regulated water bath where the temperature was held at 20ºC ± 1ºC. Each beaker
was covered with a plastic lid with holes for a stirrer, a nitrogen gas supplier and sampling.
The stirring speed was kept as low as possible without letting the sludge settle. The
experimental set-up was the same as Jönsson & Jansen (2005) and Daton & Wallergård
(2003) have used. In the beginning, two samples per day were taken, decreasing to one per
day during the last days. The samples were filtrated before analysing concentrations of
dissolved COD, NH 4 -N and PO 4 -P with Dr Lange-ampoules and concentration of VFA with a
gas chromatograph. The VFAs measured were acetic acid and propionic acid. Also, pH was
measured in every sample. Before and after the experiments total COD, SS, VSS, TS and VS
were measured.
Results
All experiments are summarised in Tab. 1, where start date, sludge type, experiment time and
different initial conditions are shown. The first hydrolysis was carried out a few days longer
in order to find out how the hydrolysis behaved. The analysis of total COD failed during the
first occasion, as did the measurements of solids in the primary sludge. Anyway, the latter’s
results can be seen in Tab. 1. Tab. 2 shows the hydrolyses’ yields and initial rates in different
units.
Table 1 The different hydrolysis batch reactors.
Start
date
Id. Sludge type Experiment time
(days)
Initial tot-COD
(mg/l)
Initial VSS
(g/l)
Initial TS
(%)
28 feb P1 Primary 8,7 - 6,8 0,6
28 feb R1 Secondary 9,7 - 9,4 1,2
27 apr P2 Primary 5,7 16840 9,5 1,2
27 apr R2 Secondary 5,7 14180 9,3 1,1
27 apr PR2 50/50-mixture 5,7 14100 9,1 1,1
Table 2 Yields and hydrolysis rates.
Experiment P1 P2 R1 R2 PR2
Maximum yields
mg dissolved COD/g VSS
VFA-COD/initial total COD in %
mg VFA-COD/g VSS
mg VFA-COD/l
mg PO 4 -P/g initial total COD
mg NH 4 -N/g initial total COD
Initial hydrolysis rates
mg dissolved COD/(g VSS . h)
mg VFA-COD/(g VSS . h)
g VFA-COD/(g initial COD . d)
mg NH 4 -N/(g VSS . h)
Other yields
VFA/dissolved COD in %
Acetate/dissolved COD in %
Propionate/dissolved COD in %
268
-
118
800
-
-
-
1,74
-
0,08
43
22
21
251
6,9
107
1159
1,6
5,2
6,06
2,12
0,033
0,13
44
27
17
363
-
96
902
-
-
-
0,89
-
0,17
32
18
15
394
10,3
157
1455
2,8
17
6,47
2,08
0,033
0,32
42
24
17
302
10,0
155
1406
2,5
13
6,21
2,19
0,018
0,25
46
26
20
8

The production of dissolved COD decreased after 3-4 days in all experiments, see Fig. 1.
Initial hydrolysis rates and yields, expressed in dissolved COD, was higher for the secondary
sludge. The production of VFA in the primary sludge had higher initial rates, however, the
yield may be higher in the secondary sludge. The mixture showed the highest initial VFA
production rate. Experiment R1 and P2 showed a decrease in VFA production after
approximately 4.5 days, while the production in the other experiments seemed to decrease
after approximately 6 days, see Fig. 2. R2 and PR2 had the highest VFA production. The
initial VFA concentration was zero in the hydrolyses of secondary sludge, while the primary
sludge consisted of 34.8 VFA-COD/l (P1) and 108.5 mg VFA-COD/l (P2). The mixture had
an initial VFA concentration in between the two sludges, 49.8 mg VFA-COD/l, which could
be a proof of good mixing. If one look at the ratios VFA/dissolved COD, acetate/dissolved
COD and propionate/dissolved COD, it can be seen that almost every ratio is higher in the
primary sludge hydrolyses than in the secondary sludge hydrolyses.
Löst COD (mg/g VSS)
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
0 2 4 6 8 10
P1
R1
P2
R2
PR2
VFA (mg COD/g VSS)
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
0 2 4 6 8 10
P1
R1
P2
R2
PR2
Tid (dygn)
Tid (dygn)
Figure 1 The production of dissolved COD during
the experiments.
Figure 2 The production of VFA during the
experiments.
pH during the hydrolyses is shown in Fig. 3. In hydrolysis of secondary sludge pH decreased
during the first days, thereafter pH increased. Favourable conditions for methane production
occurred when hydrolysing secondary sludge, since a pH interval between 6.7 and 7.4 favours
methane production (Bitton, 1994). The pH of the primary sludge decreased to 5.5 and
stabilised after approximately 5 days. The mixture showed a pH development in between the
two different sludges.
pH
8,5
8,0
7,5
7,0
6,5
6,0
5,5
5,0
0 2 4 6 8 10
Tid (dygn)
P1
R1
P2
R2
PR2
Figure 3 The pH development during the experiments.
When comparing Fig. 2 and Fig. 3 one can see that pH decreased when the VFA
concentration increased, which is natural since VFAs are acids. However, in experiment R2
9

pH increased even if the VFA concentration increased, which may be explained by an
extensive methane production.
Fig. 4 and Tab. 2 show that the concentration respectively the yield and initial hydrolysis rates
of NH 4 -N was higher in the secondary sludge than in the primary sludge. The mixture
resembled a secondary sludge. Also the production and release of PO 4 -P was higher in the
secondary sludge, see Fig. 5.
NH 4 -N (mg/g VSS)
35
30
25
20
15
10
5
0
0 2 4 6 8 10
P1
R1
P2
R2
PR2
PO4-P (mg /g VSS)
12
10
8
6
4
2
0
0 2 4 6 8 10
P1
R1
P2
R2
PR2
Tid (dygn)
Tid (dygn)
Figure 4 The production of NH 4 -N during the
experiments.
Figure 5 The production of PO 4 -P during the
experiments.
Fig. 6 shows that when a VFA-COD/P-ratio of 10 is valid hydrolyses of primary and mixed
sludge resulted in a surplus of VFA in the hydrolysate. The secondary sludge reached the
limit after two days, however, thereafter R1 most likely got methane production. With a
stricter ratio of 20, only the primary sludge produced a surplus of VFA during the whole
experiment, while the mixture reached that ratio after 3,7 days.
PO 4 -P (mg/g VSS)
14
12
10
8
6
4
2
0
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180
VFA (mg COD/g VSS)
P1
R1
P2
R2
PR2
10
20
Figure 6 PO 4 -P as a function of VFA-COD. The black and the grey lines show the limit for net
addition of VFA when a VFA-COD/P-ratio of 10 respectively 20 is needed for EBPR.
A relation between produced VFA and produced NH 4 -N could be found. Fig. 7 shows the
relation in primary sludge, but the same relation could also be found in secondary and mixed
sludge. The secondary sludge produced most NH 4 -N per VFA, 0,17 mg NH 4 -N/mg VFA-
COD and the primary least, 0,08 mg NH 4 -N/mg VFA-COD. The mixture again showed a
value in between, 0,13 mg NH 4 -N/mg VFA-COD.
10

NH4-N (m g /g VSS)
14
12
10
8
6
4
y = 0,0756x + 2,3289
R 2 = 0,8905
P1
P2
2
0
0 20 40 60 80 100 120 140
VFA (mg COD/g VSS)
Figure 7 NH 4 -N as a function of VFA-COD in the primary sludge.
Discussion
An increase in concentrations of dissolved COD, acetate, propionate, NH 4 -N and PO 4 -P
during the first days of the hydrolysis was stated in all experiments. The experiment
temperature was 20ºC, which probably is between 5-10ºC higher than the real process
temperature in Smålandsstenar wastewater treatment plant. Therefore, the found yields and
hydrolysis rates should be higher than in reality.
Hydrolysis of secondary sludge got the highest yields of all products, while the hydrolysis of
primary sludge seemed to produce VFA faster. The primary sludge also produced more VFA
per produced dissolved COD than the secondary sludge. The hydrolysis of the mixture often
resulted in values in between the two different sludges. However, the initial VFA production
seemed to be the fastest in the mixture which also had the highest VFA production per
produced dissolved COD. Anyhow, trustable conclusions about the mixture cannot be drawn
after a single experiment. It would also be interesting to test different proportions of the two
different sludges.
A hydrolysis of primary sludge during one or two days should be preferred if tanks tolerating
low pH are used. The hydrolysis of secondary sludge gave a too high load of phosphorus why
no extra VFA was produced. An alternative would be to separate the clear phase of the
hydrolysed secondary sludge and add chemicals to precipitate phosphorus, before pumping it
to the anaerobic zone.
A relation between VFA production and increased NH 4 -N-concentrations was found which
also was seen by Daton & Wallergård (2003).
Conclusions
• Hydrolysis of secondary sludge showed the highest yields of all products, while the
hydrolysis of primary sludge seemed to produce VFA faster.
• The initial VFA production seemed to be the fastest in the 50/50-mixture of primary
and secondary sludge.
• Hydrolysis of secondary sludge produced too high phosphorus concentrations to be
used as an extra VFA source.
• A relation between VFA production and increased NH 4 -N-concentrations was found.
11

Acknowledgements
I would like to thank my supervisor Jes la Cour Jansen for his great help 24-hours a day. The
laborants Gerd Persson, Ylva Persson och Mona Wretling-Hamrin helped me a lot with my
laborations and was nice friends during my work. Also Carl Dahlberg at Gislaved´s
municipality, where all the sludge was taken, is worth to mention.
References
Abu-ghararah, Z. H. & Randall, C. W. 1991. The effect of organic compounds on biological
phosphorus removal. Water Science and Technology, 23(4-6): 585-594.
Banister, S. S., Pitman, A. R. & Pretorius, W. A. 1998. The solubilisation of N and P during
primary fermentation and precipitation of the resultant P. Water SA, 24(4): 337-342.
Bitton, G. 1994. Wastewater microbiology. John Wiley & Sons Inc., New York.
Christensson, M., Jönsson, K., Lee, N., Lie, E., Johansson, P., Welander, T. & Østgaard, K.
1995. Utvärdering av biologisk fosforavskiljning vid Öresundsverket i Helsingborg –
processtekniska och mikrobiologiska aspekter. VA-Forskrapport nr. 93-111. In Swedish.
Daton, M. & Wallergård, A. 2003. Evaluation of the VFA-resources for a BPR process at the
Västra Stranden wastewater treatment plant. Master´s Thesis Nr. 2003-01, Department of
Water and Environmental Engineering, Lund Institute of Technology.
Gujer, W. & Zehnder, A. J. B. 1983. Conversion processes in anaerobic digestion. Water
Science & Technology, 15(8-9): 127-167.
Jönsson, K. & Jansen, J. la C. 2005. Hydrolysis of return sludge for production of easily
biodegradable carbon – effect of pre-treatment, sludge age and temperature. Unpublished.
Morgenroth, E., Kommedal, K. & Harremoës, P. 2002. Processes and modelling of hydrolysis
of particulate organic matter in aerobic wastewater treatment – a review. Water Science &
Technology, 45(6):25-40.
Petersen, G. 2002. Biologisk slamhydrolyse af aktivt slam – en naturlig process i renseanlæg.
Spildevands-teknisk tidskrift, nr 4, okt 2002. In Danish.
Särner, E., Jonasson, C. & Petersson, M. 2004. Hydrolys av returslam för förbättrad biologisk
fosforavskiljning. Vatten, 60(4): 231-238. In Swedish.
Teichgräber, B. 2000. Acidification of primary sludge to promote increased biological
phosphorus elimination and denitrification. Water Science & Technology, 41(9): 163-170.
12

Förord
Denna rapport är ett examensarbete, som avslutar mina studier i civilingenjörsprogrammet
ekosystemteknik vid Lunds Tekniska Högskola. Examensarbetet utfördes på Avdelningen för
Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik i samarbete med Gislaveds kommun.
Jag vill tacka min handledare Jes la Cour Jansen, för att han under alla tider på dygnet haft tid
att svara på mina frågor. Mitt samarbete med min biträdande handledare Carl Dahlberg har
gett mig många skratt och inspiration för min framtida yrkesutövning.
Ett stort tack även till Gerd Persson, Ylva Persson och Mona Wretling-Hamrin på laboratoriet,
som har hjälpt mig vid mina labförsök men också för deras trevliga sällskap. Dessutom tack
till alla andra på avdelningen som har svarat på mina frågor.
Lund den 1 september 2005
David Gustavsson
13

Förkortningar/Ordlista
bio-P-processen
BOD 5 , BOD 7
COD
GAO
NH 4 -N
PAO
PHA
PHB
PO 4 -P
TKN
slamålder
SS
TS
VFA
VS
VSS
fosforavskiljningsprocessen med PAOs
biokemisk syreförbrukning (eng. Biochemical
Oxygen Demand) under 5 respektive 7 dagars
inkubationstid
kemisk syreförbrukning (eng. Chemical Oxygen
Demand)
glykogenackumulerande organism
ammoniumkväve
fosforackumulerande organism
polyhydroxyalkanoat
polyhydroxybutyrat
ortofosfatfosfor
total Kjeldahl-kväve
genomsnittlig uppehållstid för en slampartikel i de
biologiska bassängerna uttryckt i dagar
suspenderad substans
torrsubstans
lättflyktig fettsyra (eng. Volatile Fatty Acid)
organisk andel av TS (eng. Volatile Solids)
organisk andel av SS (eng. Volatile Suspended
Solids)
14

Innehåll
1 INLEDNING ..................................................................................................................................................... 17
1.1 BAKGRUND ................................................................................................................................................. 17
1.2 SYFTE.......................................................................................................................................................... 17
1.3 AVGRÄNSNINGAR........................................................................................................................................ 18
1.4 LÄSANVISNINGAR ....................................................................................................................................... 18
2 BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING......................................................................................................... 19
2.1 BIOKEMISK MODELL.................................................................................................................................... 20
2.2 DENITRIFIERANDE POLYFOSFATACKUMULERANDE ORGANISMER ............................................................... 21
2.3 GLYKOGENACKUMULERANDE ORGANISMER (GAOS) ................................................................................. 21
2.4 VIKTIGA FAKTORER OCH KONKURRENS MED GAOS.................................................................................... 22
2.4.1 Temperatur ......................................................................................................................................... 22
2.4.2 pH ....................................................................................................................................................... 23
2.4.3 Avloppsvattnets sammansättning........................................................................................................ 23
2.4.4 Kolkälla .............................................................................................................................................. 25
2.4.5 Nitrat och syre .................................................................................................................................... 25
2.4.6 Slamålder och belastning ................................................................................................................... 25
2.4.7 Anaerob uppehållstid.......................................................................................................................... 26
2.4.8 Motjoner ............................................................................................................................................. 26
2.4.9 Kombination med kemisk fosforavskiljning ........................................................................................ 27
2.5 FÖRDELAR OCH NACKDELAR....................................................................................................................... 28
2.6 FOSFORSLÄPPFÖRSÖK ................................................................................................................................. 29
2.7 KONFIGURATIONER..................................................................................................................................... 30
2.7.1 Phoredox och UCT ............................................................................................................................. 31
2.7.2 Dephanox............................................................................................................................................ 33
2.7.3 Bio-Denipho ....................................................................................................................................... 33
2.7.4 A/O...................................................................................................................................................... 34
2.7.5 Phostrip .............................................................................................................................................. 34
3 SLAMHYDROLYS.......................................................................................................................................... 36
3.1 TEORI .......................................................................................................................................................... 36
3.2 METODER.................................................................................................................................................... 38
3.2.1 Primärslamshydrolys.......................................................................................................................... 38
3.2.2 Returslamshydrolys ............................................................................................................................ 40
3.2.3 Blandning av primär- och returslam .................................................................................................. 41
4 DATAMODELLERING................................................................................................................................... 42
5 SMÅLANDSSTENAR AVLOPPSRENINGSVERK ................................................................................... 43
6 METODIK......................................................................................................................................................... 50
6.1 HYDROLYSFÖRSÖK ..................................................................................................................................... 50
6.1.1 Material .............................................................................................................................................. 50
6.1.2 Utförande............................................................................................................................................ 51
6.2 FOSFORSLÄPPFÖRSÖK ................................................................................................................................. 51
6.2.1 Material .............................................................................................................................................. 51
6.2.2 Utförande............................................................................................................................................ 52
6.3 NITRIFIKATIONSFÖRSÖK.............................................................................................................................. 53
6.3.1 Material .............................................................................................................................................. 53
6.3.2 Utförande............................................................................................................................................ 53
6.4 DATASIMULERING....................................................................................................................................... 53
6.4.1 Syfte .................................................................................................................................................... 53
6.4.2 Data.................................................................................................................................................... 53
6.4.3 Förenklingar och antaganden ............................................................................................................ 54
6.4.4 Kalibreringsstrategi............................................................................................................................ 55
6.4.5 Simuleringar....................................................................................................................................... 56
15

7 RESULTAT...................................................................................................................................................... 57
7.1 HYDROLYSFÖRSÖK ..................................................................................................................................... 57
7.2 FOSFORSLÄPPFÖRSÖK ................................................................................................................................. 63
7.3 NITRIFIKATIONSFÖRSÖK.............................................................................................................................. 67
7.4 DATASIMULERING....................................................................................................................................... 67
7.4.1 Kalibrering ......................................................................................................................................... 67
7.4.2 Simuleringar....................................................................................................................................... 69
8 DISKUSSION .................................................................................................................................................. 71
8.1 HYDROLYSFÖRSÖK ..................................................................................................................................... 71
8.2 FOSFORSLÄPPFÖRSÖK ................................................................................................................................. 72
8.3 NITRIFIKATIONSFÖRSÖK.............................................................................................................................. 73
8.4 DATASIMULERING....................................................................................................................................... 73
9 UTVÄRDERING AV SMÅLANDSSTENAR AVLOPPSRENINGSVERK .............................................. 75
10 BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING – EN SAMMANFATTNING ..................................................... 76
11 SLUTSATSER .............................................................................................................................................. 78
12 FÖRSLAG PÅ FORTSATTA STUDIER ................................................................................................... 79
13 REFERENSER.............................................................................................................................................. 80
BILAGA I............................................................................................................................................................. 86
BESTÄMNING AV ANDEL ICKE-FÖRSEDIMENTERAT VATTEN AV INFLÖDET ........................................................ 86
BILAGA II............................................................................................................................................................ 88
SLAMÅLDERSBERÄKNING ................................................................................................................................. 88
BILAGA III........................................................................................................................................................... 90
ANALYSMETODER............................................................................................................................................. 90
APPARATUR ...................................................................................................................................................... 90
BILAGA IV .......................................................................................................................................................... 92
BERÄKNING AV DOSERING I EFOR (2003)........................................................................................................ 92
BILAGA V ........................................................................................................................................................... 93
HYDROLYSFÖRSÖK: PRIMÄRSLAM 1.................................................................................................................. 93
HYDROLYSFÖRSÖK: PRIMÄRSLAM 2.................................................................................................................. 94
HYDROLYSFÖRSÖK: RETURSLAM 1 ................................................................................................................... 95
HYDROLYSFÖRSÖK: RETURSLAM 2 ................................................................................................................... 96
HYDROLYSFÖRSÖK: 50/50-BLANDNING AV PRIMÄR- OCH RETURSLAM............................................................. 97
BILAGA VI .......................................................................................................................................................... 98
FOSFORSLÄPPFÖRSÖK 1 .................................................................................................................................... 98
FOSFORSLÄPPFÖRSÖK 2 .................................................................................................................................... 99
FOSFORSLÄPPFÖRSÖK 3 .................................................................................................................................. 100
FOSFORSLÄPPFÖRSÖK 4 .................................................................................................................................. 101
BILAGA VII ....................................................................................................................................................... 102
NITRIFIKATIONSHASTIGHETSFÖRSÖK.............................................................................................................. 102
BILAGA VIII ...................................................................................................................................................... 103
OMRÄKNING AV NITRIFIKATIONS-, HYDROLYS- OCH SYRABILDNINGSHASTIGHET........................................... 103
16

1 Inledning
1.1 Bakgrund
Att minska övergödningen av hav, sjöar och vattendrag är ett av svenska Naturvårdverkets 15
miljökvalitetsmål. Detta miljöproblem har uppstått på grund av omfattande utsläpp av
näringsämnen, framför allt kväve och fosfor. Näringsläckage från gödslade jordbruksmarker
är den största bidragande orsaken till detta problem. Dock är även näringsurlakning från
skogsbruk, förbränning av fossila bränslen, utsläpp från reningsverk och enskilda avlopp
viktiga bidragande faktorer. Punktutsläpp, som från reningsverk, är lättare att förhindra, vilket
har gjort att det satsats en hel del de sista decennierna på att minimera deras utsläpp, även om
deras roll i övergödningen är mindre.
Alla reningsverk har som första krav att minska utsläppen av COD (eng. Chemical Oxygen
Demand), det vill säga kolföreningar som är syretärande genom dess naturliga nedbrytning.
Under sjuttiotalet ökade även kraven på fosforavskiljning på grund av fosforns bidragande del
i övergödningen. Lösningen blev att sätta till kemikalier för att fälla ut fosforn. Under sena
åttiotalet och tidiga nittiotalet byggdes många reningsverk ut för att även kunna inkludera
biologisk kväveavskiljning.
De stora utgifterna hos reningsverk är kemikalieanvändning, slamhantering och energikostnader.
Som ett ekologiskt alternativ till kemikalieanvändning vid fosforavskiljning, har
biologisk fosforavskiljning kommit att allt mer diskuteras och också användas. Dock har
driftsvårigheter och okunskap om bio-P-processen bidragit till att den inte har slagit igenom.
Dock minskar denna process kemikaliekostnader och ger en mer ekologiskt drift. Denna
rapport kan leda till att öka kunskapen och intresset för biologisk fosforavskiljning och
fungera som ett hjälpmedel vid uppförandet och drift av denna process.
Utsläppskraven för fosfor i Sverige är hårda. De flesta reningsverk har gränsvärden mellan 0,3
och 0,5 mg P/l som månads- eller kvartalsmedelvärde, beroende på recipientens känslighet
(Tykesson, 2005). Ofta har det visat sig vara svårt att uppfylla dessa krav med enbart
biologisk fosforavskiljning, varvid kemikaliedosering varit tvunget att fungera som ett
komplement.
Ett problem hos svenska kommunala avloppsreningsverk är att det ofta råder brist på
lättnedbrytbara organiska ämnen (Särner et al., 2004), som är en förutsättning för både
biologisk kväve- och fosforavskiljning. En extern kolkälla kan tillsättas, vilket ofta innebär
ytterligare en kostnad. Detta är naturligtvis inte önskvärt. Hydrolys av det slam som avskiljs i
verket, har visat sig kunna vara en lösning för att kunna öka tillgången av dessa ämnen.
1.2 Syfte
Syftet med detta examensarbete var att skapa en rapport om biologisk fosforavskiljning i
kommunalt avloppsvatten, som ska kunna fungera som ett hjälpmedel vid etablering och
optimering av bio-P-processen. För att uppnå syftet genomfördes arbetet genom att dela upp
studien i tre olika delar; en omfattande litteraturstudie, en undersökning av slamhydrolys, ett
hjälpmedel för förbättrad fosforavskiljning, samt en utvärdering av Smålandsstenar
avloppsreningsverks bio-P-process. Förutom litteraturstudier, har även laborationer och
datasimulering varit viktiga moment i studien.
17

1.3 Avgränsningar
Denna rapport är inte en fullgjord manual för biologisk fosforavskiljning, men väl ett mycket
bra hjälpmedel vid uppförandet av en sådan process. Forskningsområdet är så stort att ett
halvårs studier inte hinner omfatta alla delarna inom det. Exempelvis tas i princip ingenting
upp om hantering av slam från ett avloppsreningsverk med biologisk fosforavskiljning.
Dessutom behandlas inte det idag vanligaste sättet att avskilja fosfor från avloppsvatten,
kemisk avskiljning genom tillsats av kemikalier. Ingen noggrannare studie om kombination
av kemisk och biologisk fosforavskiljning har heller gjorts.
1.4 Läsanvisningar
Rapporten inleds med tre teoridelar. Kap. 2 förklarar teorin bakom och förutsättningarna för
biologisk fosforavskiljning. Kap. 3 berättar om slamhydrolys, medan Kap. 4 kort redogör
tidigare datamodellering av avloppsreningsverk med biologisk fosforavskiljning. I Kap. 5
finns en beskrivning av Smålandsstenar avloppsreningsverk. Kap. 6 innehåller metodiken
bakom laborativa försök och datasimuleringar, vars resultat sedan redovisas i Kap. 7 och
diskuteras i Kap. 8. I Kap. 9 görs en utvärdering av Smålandsstenar avloppsreningsverk. Kap.
10 sammanfattar vad som krävs och gäller vid biologisk fosforavskiljning. Kap. 11 innehåller
studiens slutsatser i punktform medan Kap. 12 ger förslag på fortsatta studier. Avslutningsvis
redovisas samtliga referenser i Kap. 13 och ett antal bilagor bifogas.
18

2 Biologisk fosforavskiljning
Fosfor delas ofta in i tre olika fraktioner i avloppsvatten: ortofosfat, polyfosfat och organiskt
bundet fosfor. De två förstnämnda fraktionerna är lösta föreningar, medan den sistnämnda är
uppbundet i kolloidala eller suspenderade partiklar. 30-50 % av den inkommande fosforn är
organiskt bundet (Kemira Kemwater, 2003). Det finns en rad olika processer i ett
avloppsreningsverk som bidrar till fosforavskiljningen. Vid den mekaniska reningen, som
inkluderar eventuella galler, sandfång och försedimenteringsbassänger, avlägsnas upp till 30
% av den inkommande fosforn som är i form av organiskt bundet fosfor (Kemira Kemwater,
2003). Vid assimilering, mikroorganismers näringsämnesupptag för fortlevnad och förökning,
sker generellt ett viktbaserat upptag av löst fosfor med kvoten BOD 5 :N:P = 100:5:1 (Kemira
Kemwater, 2003), som leder till en halt av fosfor i överskottslammet på cirka 2 % av
torrsubstansen (TS) med försedimentering och något under 2 % utan försedimentering
(Janssen et al., 2002). Vid en fungerande biologisk fosforavskiljning består 3-5 % av TS utav
fosfor (Janssen et al., 2003). När optimala förhållanden råder, kort sammanfattat med då
acetat och polyfosfat finns i överskott, kan dock en fosforhalt på 10-15 % av TS uppnås
(Janssen et al, 2002). Det sker även en kemisk fällning av löst fosfor i avloppsreningsverk.
Denna fällning kan ske helt naturligt med hjälp av de metaller, mest järn, aluminium, kalcium
och magnesium (Janssen et al., 2002), som följer med avloppsvattnet in i verket och är
beroende av rådande pH och ortofosfatkoncentrationer i verkets olika bassänger. Kemikalier,
innehållande järn eller aluminium, tillsätts även för att fälla ut fosfor för att klara det
utsläppskrav som respektive verk har.
Redan under slutet av 50-talet rapporterades det om så kallat biologiskt lyxupptag av fosfor då
man såg att mer fosfor togs upp än vad som krävdes vid enbart assimilering (Janssen et al.,
2002). Den mikrobiologiska och biokemiska bakgrunden bakom detta fenomen var dock
oklart länge. Idag tycker man sig i alla fall principiellt veta hur denna utökade biologiska
fosforavskiljning fungerar. En grupp som kallas polyfosfatackumulerande organismer (PAOs)
är de bakterier som ansvarar för den så kallade bio-P-processen där ett lyxupptag av fosfor
sker. På senare år har det även diskuterats mycket om en annan bakteriegrupp, så kallade
glykogenackumulerande organismer (GAOs), som konkurrerar om kolkälla med PAOs.
Även om allt inte varit känt gällande bio-P-processen har processen använts i fullskala runt
om i världen, vilket hela tiden bättrat på förståelsen om processen. I Sverige finns minst 24
anläggningar som antingen driver bio-P-processen eller som är dimensionerade för denna. Det
är främst mindre reningsverk som satsat på processen i Sverige då endast sju verk som driver
processen belastas med mer än 15 000 m 3 /dygn. Det finns olika konfigurationer som gynnar
en bio-P-process och dessa behandlas i Kap. 2.7.
Vid stabil drift av biologisk fosforavskiljning får ett fosforutsläpp runt 1 mg/l sägas vara
godkänt för bio-P-processen. Dock kan en bra process ge mycket lägre utsläpp.
Utsläppskravet på många svenska reningsverk är 0,5 mg/l eller ännu lägre, vilket gör att
kemisk avskiljning av fosforn ofta används som ett komplement.
För- och nackdelar gällande biologisk fosforavskiljning i jämförelse med kemisk fosforavskiljning
tas upp i Kap. 2.5.
19

2.1 Biokemisk modell
Principiellt vet man idag hur bio-P-processen fungerar. Två olika miljöer krävs, dels en
anaerob, dels en anoxisk eller aerob. Under anaeroba förhållanden har PAOs förmågan att ta
upp lättflyktiga fettsyror, VFAs (eng. Volatile Fatty Acids), framför allt acetat, vilka lagras
som polyhydroxyalkanoater (PHA), mest som polyhydroxybutyrat (PHB). VFA-upptaget är
möjligt på grund av att energi erhålls genom hydrolys av lagrad polyfosfat i bakteriernas cell.
Detta ger upphov till ett fosforsläpp i form av ortofosfat (PO 4 3- ) till omgivningen. Varifrån
den reducerande förmågan i reaktionen kommer ifrån finns det två olika teorier om. I ”Minomodellen”
(Mino et al., 1998) är det en reduktion av lagrat intracellulärt glykogen som bidrar
till denna, medan i ”Comeau/Wenzel-modellen” (Comeau et al., 1986) är det acetatet själv
som bidrar med denna när det går in i den anaeroba trikarboxylsyra-cykeln. Dock verkar det
som om många i litteraturen ser glykogen som reduktionsmedlet (t ex Smolders et al.,1994;
Janssen et al., 2002). Under anoxiska eller aeroba förhållanden används nitrat respektive syre
som elektronacceptorer för att kunna använda PHA, enligt Mino-modellen, till att skapa den
energi som behövs för tillväxt och för att fylla på polyfosfatlagret. PHA används också som
kolkälla för att till exempel bilda nytt glykogen. Ett nettoupptag av fosfor ses och fosfor kan
avskiljas genom slamuttag. En översiktsbild av processen kan ses i Fig. 2.1 och Fig. 2.2. De
PAOs som idag är identifierade kallas Candidatus Accumulibacter phosphatis och ingår i
släktet Rhodocyclus som så kallade beta-proteobakterier (Saunders et al., 2003). Det är dock
känt idag att det finns ett antal olika bakterier som kan kallas PAOs.
Anaerob miljö
Aerob/Anox miljö
VFA
tillväxt
glykogen
NADH 2
glykogen
poly-P
PHA
poly-P
PHA
ATP
ATP
NADH 2
P
P
H 2 O
O 2 eller NO 3
-
CO 2
Figur 2.1 En förenklad bild över bio-P-processen enligt Mino-modellen.
Polyfosfaten i bakteriernas celler lagras i granuler, vilka lätt kan ses i mikroskop efter
infärgning, exempelvis med Neisser-metoden (Janssen et al., 2002) eller Gohar-metoden
(Borglund, 2004).
Meinhold et al. (1999) kom fram till att två olika populationer PAOs existerar; dels de som
kan använda sig av både av nitrat och syre som elektronacceptor och dels de som endast kan
använda sig av syre som elektronacceptor.
20

Konc.
Anaerob
Fosforsläpp
Aerob
Fosforupptag
VFA-upptag
Nettoupptag
Tid
Figur 2.2 Koncentrationen av ortofosfat och VFA mot tiden i bio-P-processen.
Även om tillräckliga mängder VFA har påvisats i reningsverk, så har bio-P-processen inte
alltid fungerat så bra i alla fall. I dessa fall har två olika faktorer visat sig vara orsaken till
misslyckandena (Barnard & Scruggs, 2003); sekundärt fosforsläpp samt dominans av GAOs
framför PAOs. Sekundärt fosforsläpp sker när PAOs utsätts för anaeroba förhållanden utan att
VFA finns tillgängligt. Ett långsamt fosforsläpp sker då för att ge cellen energi för att
upprätthålla dess funktioner och i och med att inget VFA tas upp finns då inte heller energi för
att ta upp fosfor i den anoxiska/aeroba miljön. Förutom i den anaeroba bassängen, kan brist på
VFA och en anaerob miljö också hittas i den anoxiska bassängen när nitratet är slut, i den
efterföljande sedimenteringen om nitrathalten är väldigt låg samt i rötkammare. Överdimensionerade
anaeroba bassänger och för långa uppehållstider i anoxiska bassänger är
därför inte bra (Borglund, 2004). Mer om GAOs följer i Kap. 2.3.
2.2 Denitrifierande polyfosfatackumulerande organismer
PAOs som har förmågan att använda sig av nitrat som elektronacceptor fungerar också som
denitrifierare. I ett reningsverk med både biologisk fosfor- och kväveavskiljning skulle ett väl
fungerande anoxiskt fosforupptag av PAOs minska behövd mängd lättnedbrytbart COD men
även minska syrekonsumtionen samt slamproduktionen (Kuba et al., 1996). Detta eftersom
”vanliga” denitrifierare även de kräver COD-upptag i form av lättnedbrytbara organiska
föreningar, fosforupptag sker med nitrat istället för med syre samt för att denitrifierande
PAOs hjälper till vid både kväve- och fosforavskiljning.
Dock visade Hu et al. (2002) att den specifika denitrifikationshastigheten med PHB-COD är
en femtedel av vad de ”vanliga” heterotrofa denitrifierarna kommer upp i. Dessutom visade
samma studie att även om 60 % av PAOs var denitrifierare så stod dessa endast för 20 % av
denitrifikationen. Fler fullskaleförsök måste utföras för att kunna utvärdera om PAOs
signifikant bidrar med denitrifikation.
2.3 Glykogenackumulerande organismer (GAOs)
Vanliga heterotrofer kan inte ta upp VFA i anaeroba miljöer. Man trodde först att PAOs i
princip var ensamma om detta upptag, men efter en del misslyckanden i vissa verk med
”rätta” förhållanden, upptäcktes ännu en grupp som var kapabla att ta upp VFA i denna miljö,
så kallade glykogenackumulerande organismer (GAOs). GAOs metabolism är i stort sett
densamma som PAOs, med skillnaden att GAOs använder sig av glykogen som både
energikälla och reduktionsmedel (Satoh et al., 1994) och bidrar därmed inte till något
fosfatupptag. Konkurrensen med GAOs om VFA för PAOs är därmed uppenbar. De GAOs
21

som är identifierade idag kallas Candidatus Competibacter phosphatis, vilka även de tillhör
Rhodocyclus-släktet men hör istället till grupperna alfa- och gamma-proteobakterierna
(Saunders et al., 2003).
2.4 Viktiga faktorer och konkurrens med GAOs
2.4.1 Temperatur
Generellt kan man säga att reaktionshastigheter och mikroorganismers aktivitet är lägre vid
lägre temperaturer. Dock är olika mikroorganismer anpassade till att klara av ett visst
temperaturintervall. Detta gör att vissa grupper klarar sig och konkurrerar bättre vid en
specifik temperatur än andra.
Temperaturen på inflödande avloppsvatten varierar med årstiderna men även under dagen.
Exempelvis varierar temperaturen i Öresundverket i Helsingborg i försedimenterat vatten
mellan 8-18˚ (Christensson et al., 1995). Vid häftiga regnväder kan temperaturen sjunka med
så mycket som 5˚C.
Brdjanovic et al. (1997) kom fram till att stökiometrin för den anaeroba delen av bio-Pprocessen
inte förändrades med temperaturförändringar mellan 5ºC och 30ºC. Dock kunde en
viss skillnad påvisas under den aeroba delen. I samma studie skedde maximalt P-släpp vid
20ºC, medan den aeroba processens upptag ökade med temperaturen.
Enligt Erdal et al. (2003a) har många fullskaleförsök i litteraturen visat att bio-P-processen
fungerar bäst vid lägre temperaturer. Detta kan bero på den konkurrens övriga bakterier,
inklusive GAOs, bedriver mot PAOs vid högre temperaturer. PAOs har förmågan att anpassa
sig till låga temperaturer genom att öka viskositeten i cellmembranen och därmed bibehålla
förmågan att ta upp substrat (Erdal et al., 2003b). Erdal et al. (2003a) visade att temperaturer
på 10ºC eller lägre gynnar PAOs i förhållande till icke-PAOs. En lägre temperatur ger alltså
en större PAO-population och bättre fosforavskiljning. Dock finns det en specifik kritisk
slamålder för temperaturer mellan 10ºC och 30ºC (Mamais & Jenkins, 1992). Dessutom krävs
ett acklimatiserat slam och en tillräcklig anaerob uppehållstid för att få igång processen (Erdal
et al., 2003a). Bio-P-slam kan klara av en temperaturförändring men behöver två till tre
slamåldrar för att nå steady-state (Erdal et al., 2003a).
Dock visade Whang & Park (2002) att PAOs kan dominera även vid lite högre temperaturer.
Vid 20ºC dominerade PAOs medan GAOs tog över vid 30ºC med en slamålder på 10 dagar.
Alltför höga temperaturer är tydligen inte bra för bio-P-processen. En nedre temperaturgräns
för processen är runt 5ºC. Marklund & Morling (1994) såg en markant sänkning av fosforupptaget
med en sänkning av temperaturen från 5ºC till 4ºC.
Baetens et al. (1999) nämner en rad andra effekter av en temperatursänkning. Den biologiska
fosforavskiljningen gynnas då nedbrytningen av döda bakterierna minskar, vilket ger en större
slamproduktion. Nitrifikationen missgynnas och därmed minskar bildat nitrat som kan minska
VFA-tillgången för PAOs. Samtidigt sker dock en sämre hydrolys av nedbrytbart organiskt
material vilket minskar tillgången på VFA. Mer fosfor kemfälls ut vid lägre temperaturer om
löslighetsprodukten överskrids.
22

2.4.2 pH
Den mängd energi som krävs för att transportera acetat (ättiksyra) genom cellmembranet hos
bakterierna är pH-beroende. Detta visade Smolders et al. (1994), som observerade P/acetatkvoter
mellan 0,25 till 0,75 P-mol/C-mol i pH-intervallet 5,5 till 8,5. Vid lågt pH krävs ingen
energi för transport av acetat genom membranet utan den energi som går åt är vid
omvandlingen av acetat (Smolders et al., 1994). Ökat pH innebär alltså att mer polyfosfat
måste lagras och tillväxten i den aeroba miljön minskar. Filipe et al. (2001b) såg också ett
linjärt samband mellan P/acetat-kvoten och pH men påpekar att de absoluta värdena varierar
mellan olika studier. Dock är VFA-upptagets hastighet inte pH-beroende mellan pH 5,5 och
8,5 (Smolders et al., 1994). Även hos GAOs kostar det energi att ta upp VFA. Ökat pH
innebär att mer glykogen behöver användas till energi. Det vill säga mer PHA behövs för att
bilda glykogen i aeroba förhållanden i stället för att använda denna till tillväxt. Skillnaden
mellan PAOs och GAOs är att det krävs mindre PHA för att fylla på polyfosfatlagret än att
producera glykogen (Filipe et al., 2001a). Dessutom verkar GAOs upptagshastighet av acetat
vara beroende av pH (Filipe et al., 2001b), det vill säga att vid lägre pH-värden tar GAOs upp
acetat snabbare. PAOs kommer därmed att ha fördel vid konkurrens vid högre pH. Schuler &
Jenkins (2002) föreslog att optimalt pH för bio-P-processen är mellan 7,4 och 8,5. Vid lägre
pH-värde är konkurrensen hård med GAOs och vid högre pH-värde sjunker hastigheten på
acetatupptaget.
Ovanstående konstateranden och resultat kommer ifrån försök med satsvis reaktor, så kallad
SBR (eng. Sequencing Batch Reactor), i labskala och med acetat som kolkälla. Tykesson et
al. (2003) fann i fosforsläppförsök med slam från ett fullskaligt verk, att fosforsläpphastigheten
ökade med ökat pH
Kemisk fällning på naturlig väg förekommer vid högt pH (>7,5) då löslighetskonstanter för
flera metallfosfatföreningar överskrids (Janssen et al., 2002). Mängden utfällt fosfor beror,
förutom på pH, också på koncentrationen av katjoner och fosfater. Under den anaeroba
perioden då dessa koncentrationer ökar, sker en kemisk utfällning spontant när pH är högt.
2.4.3 Avloppsvattnets sammansättning
Bio-P-processen är starkt beroende av att en tillräcklig mängd VFA flödar in till eller hinner
produceras i reningsverkets anaeroba del. Om mängden lättnedbrytbart organiskt material inte
är tillräcklig kan en hydrolys av antingen primär- eller returslam, eller en tillsats av en extern
kolkälla, som till exempel ättiksyra, genomföras för att öka denna. De allra flesta kommunala
avloppsreningsverk i Sverige behöver idag ett tillskott av lättnedbrytbart organiskt material
om bio-P-processen ska kunna tillämpas helt utan kemisk fällning. Dock varierar
sammansättningen av de kommunala avloppsvattnen. Ett kommunalt avloppsvatten innehåller
vanligen 2-10 % VFA av totalt ingående COD och ytterligare 10-20 % är lättnedbrytbart,
hydrolyserbart organiskt material (Henze et al., 1995).
I litteraturen kan man hitta rekommendationer för hur sammansättning av avloppsvattnet bör
se ut för att en fungerande bio-P-process ska kunna uppnås. Enligt Pitman et al. (1992)
fungerar den biologiska fosforavskiljningen bra när inflödet innehåller mer än 100 mg/l
lättnedbrytbart organiskt material eller VFA. Är koncentrationen lägre än 50 mg/l är den svår
att upprätthålla. Ett återkommande riktvärde i litteraturen kommer från Abu-ghararah &
Randall (1991), som kom fram till att minst 20 mg ättiksyra-COD krävs för att avskilja 1 mg
fosfor biologiskt. Christensson et al. (1995) nämner en något lägre kvot och skriver att en
VFA/P-kvot på större än 10 krävs i Öresundverket i Helsingborg. En GAO-population i
23

slammet ökar mängden behövd VFA för fosforavskiljning (Saunders et al., 2003), vilket
också en tillförsel av nitrat och syre till den anaeroba bassängen gör.
Mätning av inkommande COD är dock enklare än mätning av inkommande VFA och sker
regelbundet vid de flesta avloppsreningsverk. VFA är väldigt lättnedbrytbart och prover kan
därmed inte förvaras under en längre tid. Metoder för VFA-bestämning kräver dessutom stora
analytiska kunskaper och/eller dyr utrustning. En relativt enkel titrermetod, den så kallade
fempunktstitrermetoden, finns beskriven i Jönsson (1995). En COD/P-kvot är ofta känd och
Fig. 2.3 kan då användas för att uppskatta hur mycket fosfor som måste tas upp biologiskt för
att få en god reningsgrad vid olika COD/P-kvoter. Observera dock att kvoten i Fig. 2.3 gäller
försedimenterat vatten, då mycket av det inerta, partikulära COD avskiljts. Fig. 2.3 bygger på
att 1 kg inkommande COD ger upphov till 0,5 kg biomassa (Kemira Kemwater, 2003). När
försedimentering tillämpas bidrar assimilationen med en andel fosfor på cirka 2 % i
överskottsslammet (Janssen et al., 2002), medan resterande mängd måste tas upp genom bio-
P-processen eller kemisk fällning.
I Sverige används ofta försedimentering. Denna minskar COD/P-kvoten, men koncentrationen
av de lättnedbrytbara kolföreningarna minskar endast marginellt på grund av att de redan är
lösta. Försedimentering minskar dock processvolymerna och den totala syreåtgången.
7
Andel fosfor i överskottslam (%)
6
5
4
3
2
1
0
30 40 50 60 70 80
COD/P-kvot i inflödet till det biologiska steget
90 % P-reduktion
Assimilation
Figur 2.3 Nödvändigt fosforinnehåll (vikt-%) i överskottslammet för 90 % reduktion av fosfor.
Assimilationen ger överskottslammet ett fosforinnehåll på cirka 2 % om försedimentering tillämpas.
Kraftiga regn kan påverka bio-P-processen, då ledningssystemet spolas rent från avlagrat,
delvis hydrolyserat slam, och har visat sig ge en förhöjd fosforavskiljning i flera veckor
efteråt (Särner et al., 2004). Längden på ledningssystemet är också av betydelse. Längre
ledningar innebär att en eventuell hydrolys hinner fortgå en längre period i avloppsvattnet
innan detta når reningsverket. Kombinerade ledningssystem och läckor som leder in regnvatten
eller grundvatten in i systemet kan orsaka ökade halter av nitrat och syre, vilka
förbrukar lättnedbrytbara kolföreningar.
Belastning av COD och näringsämnen varierar dagligen och säsongsvis. Speciellt låg
belastning brukar ses under sommaren under semestertider, men också under helger eller
under hög hydraulisk belastning då i vissa fall en spädningseffekt påvisas.
24

Generellt är ett molförhållande mellan inkommande järn och fosfatfosfor under 0,5 bra om
man driver en bio-P-process (Borglund, 2004). Kommer det in för mycket järn, fäller detta ut
den fosfor som PAOs vill ta upp i den aeroba delen.
Bio-P-processen är också beroende av att vissa andra katjoner, som fungerar som motjoner till
ortofosfat vid fosforsläpp och fosforupptag, finns närvarande i avloppsvattnet. Mer om dessa
katjoner kan hittas i Kap. 2.4.8.
2.4.4 Kolkälla
VFA, det vill säga lättflyktiga fettsyror, framför allt korta sådana som ättiksyra och
propionsyra, har visat sig vara den rätta kolkällan för PAOs. Ättiksyra är den mest förekommande
VFA i avloppsvatten men även propionsyra förekommer i högre koncentrationer. I
de flesta modeller idag behandlas all VFA som ättiksyra. Även längre fettsyror som smörsyra,
valeriansyra och mjölksyra kan fungera, men troligen måste dessa omvandlas till kortare fettsyror
innan upptag kan ske (Tykesson, 2002).
Tillsats av glukos (t ex Sudiana et al., 1999) och etanol (Christensson, 1997) har också visat
sig ge en förhöjd biologisk fosforavskiljning. Dock krävs det en tillräcklig anaerob
uppehållstid så att dessa kolkedjor ska kunna brytas ned till kortare sådana.
Oehmen et al. (2004) visade att GAOs i stor utsträckning inte kunde tillgodogöra sig VFA i
form av propionat. I alla fall när en snabb omställning gjordes. PAOs visade sig dock ha ett
bra upptag av propionat tillsammans med acetat. Propionat som VFA-källa skulle alltså kunna
gynna PAOs framför GAOs. Acetatupptag gav dock det bästa fosforupptaget. Det sistnämnda
stöds av Randall & Liu (2002), som såg en korrelation mellan typen av PHA och aerobt
fosforupptag. De visade att när acetat användes som VFA-källa bildades mest PHB medan
användning av propionat gav mest polyhydroxyvaleriat (PHV). PHB gav ett bättre fosforupptag
än PHV.
2.4.5 Nitrat och syre
Då VFA ofta är en begränsande faktor för bio-P-processen i den anaeroba miljön är det viktigt
att denna tas tillvara. Om syre eller nitrat kommer in i den anaeroba bassängen kommer VFA
att förloras. Dessa ämnen kan dels komma med i inloppet och dels med recirkulationsströmmar
och returslam i reningsverket. Nitratet utnyttjas av denitrifierare som också behöver
lättillgängligt kol och konkurrerar därmed med PAOs. Dessutom kan nitrat- eller syreläckage
leda till anoxiskt respektive aerobt fosforupptag istället för ett fosforsläpp. Exempel på olika
konfigurationer av reningsverk och deras lösningar för att minska nitrat- och syreläckage in i
den anaeroba zonen kan hittas i Kap. 2.7.
Vilken syre- eller nitrathalt som krävs för ett bra fosforupptag är inte beskrivet i litteraturen.
Christensson (1997) konstaterar dock att även när biologisk kväveavskiljning tillämpas tillsätts
sådana mängder syre att ett fosforupptag av PAOs sker. Ett antagande är att ju längre
uppehållstid i en anoxisk eller aerob miljö, desto lägre nitrat- respektive syrehalt krävs.
2.4.6 Slamålder och belastning
Den biologiska fosforavskiljningen har visat sig fungera dåligt vid låg organisk belastning
som under helger, semestertider samt vid hög hydraulisk belastning under längre perioder av
regn. Detta har visat sig bero på att vid dessa förhållanden sker en alltför häftig luftning som
gör att PAOs PHA gradvis försvinner (Brdjanovic et al., 1998) och slutligen att glykogen
25

örjar förbrännas under aeroba förhållanden (Janssen et al, 2002). Utan PHA kan ingen fosfor
tas upp och därmed försämras bio-P-processen. Luftningen bör alltså kontrolleras hela tiden
för att undvika detta.
En ökad slambelastning, det vill säga en högre slamproduktion, ger en lägre slamålder i
reningsverket. Janssen et al. (2002) diskuterade hur en minskning respektive ökning av slamproduktionen
påverkar bio-P-processen. En högre slamproduktion är det samma som ökad
tillväxt, vilket ger en högre fosforavskiljning genom assimilering. En låg slamålder minskar
dessutom nitrifikationen, vilket gynnar bio-P-processen då mindre nitrat kan störa denna. Den
lägsta aeroba/anoxiska slamåldern som krävs för att PAOs ska kunna använda den nödvändiga
mängd PHA som krävs för P-upptaget är minst tre dagar. Aspegren (1995) såg genom
sitt pilotförsök att den aeroba slamåldern bör vara över 2,5 dagar vid 10˚C för att få en väl
fungerande bio-P-process. Detta innebär att problemet med en för kort slamålder för en bio-Pprocess
aldrig existerar i ett verk med nitrifikation. För låg belastning ger lägre assimilering,
för häftig luftning (se ovan) samt ökad mineralisering. Det sistnämnda innebär att
nedbrytningen av döda PAOs ökar i de aktiva slambassängerna och därmed släpps
polyfosfater ut i vattnet.
2.4.7 Anaerob uppehållstid
Den anaeroba uppehållstiden som krävs beror på mängden lättnedbrytbart organiskt material
som finns och kan bildas i avloppsvattnet, den maximala lagringskapaciteten av PHA,
upptagshastigheten av VFA hos PAOs samt den mängd fosfor som ska avskiljas (Janssen et
al, 2002). Ju längre uppehållstid desto mer VFA kommer att produceras genom hydrolys, se
Kap. 3, samtidigt som bio-P-processen pågår. Har man en för lång uppehållstid, kan man dock
få problem med sekundärt P-släpp, se Kap. 2.1.
När också effektiv biologisk kväveavskiljning ska uppnås, ges en övre gräns av den anaeroba
slammassfraktionen av den valda slamåldern och minimitemperaturen (Ekama et al., 1984).
En anaerob fraktion mellan 10 % och 25 % rekommenderas av Ekama et al. (1984), som
också var mer specificerad för sydafrikanska förhållanden där ett inkommande COD-halt på
under 400 mg/l borde ge en fraktion mellan 20 % och 25 %. En COD-halt över 700 mg/l gav
en fraktion mellan 10 % och 15 %. I ett experiment gjort av Sheer & Seyfried (1997), kunde
endast en liten ökning av fosforavskiljningen ses när den anaeroba volymen ökades från 15 %
till 25 % av den totala volymen.
1997 hade mer än 60 % av reningsverk med bio-P-processen i tysktalande länder en anaerob
uppehållstid på mindre än två timmar medan de resterande hade en uppehållstid på mindre än
en timme (Sheer & Seyfried, 1997).
Barnard & Scruggs (2003) påpekade att GAOs metabolism verkar vara mera komplicerad än
PAOs, vilket kan leda till att längre anaeroba uppehållstider gynnar GAOs.
2.4.8 Motjoner
Arvin & Kristensen (1985) observerade att samtidigt som ett fosforsläpp skedde under
anaeroba förhållanden, ökade även kalium- och magnesiumkoncentrationerna. Kalium- och
magnesiumsläppen visade god korrelation med fosforsläppet. Senare har flera studier visat att
detta samband finns. Rickard & McClintock (1992) visade att när kalium eller magnesium var
begränsande i inflödet i ett labförsök, så var fosforsläppet dåligt. Bio-P-processen är alltså
beroende av att kalium och magnesium är närvarande. Detta beror på att dessa positiva joner
26

används för att skapa elektroneutralitet i bakteriernas celler när negativa ortofosfater tas upp
(Comeau et al, 1987).
Comeau et al. (1987) påvisade också ett samband med ökad kalciumkoncentration vid fosforsläpp
och menade att summan av molekvivalentkvoterna mellan kalium, magnesium och
kalcium och fosfor vid transport genom cellmembranet ska vara 1. Kvoterna vid släpp och
upptag var lika. Dock ansåg inte Rickard & McClintock (1992) att kalcium var en
nödvändighet för bio-P-processen.
Schönborn et al. (2001) fann att kalium, magnesium och kalcium tillsammans med fosfor var
de komponenter som dominerade i de polyfosfatrika granulerna. Men de kvantitativa
proportionerna mellan katjonerna varierade. De konstaterade också att litteraturen inte ofta
visat släpp av kalcium och föreslog att kalciumbundna polyfosfater är mindre känsliga för
förändring av redoxförhållanden och därmed mer inerta.
Imai et al. (1988) visade att ett gränsvärde för en fungerande bio-P-process, är ett inflöde med
en Mg-koncentration på minst 8 mg/l medan Ky et al. (2001) fann densamma till 10 mg/l.
Schönborn et al. (2001) såg också att tillsats av magnesium gav bättre stabilitet i bio-Pprocessen
även om initialkoncentrationen låg en bit över gränsvärdet 8 mg/l. Hur stor
magnesiumkoncentrationen är i kommunalt avloppsvatten, beror mestadels på hur mycket
magnesium som finns i dricksvattnet. Kalium, däremot, ingår i större mängder i urin och
avföring.
En litteratursammanställning av Tykesson & Jansen (2005a) gällande K/P- och Mg/P-kvoter
vid fosforsläpp gav K/P-kvoter mellan 0,17-0,37 och Mg/P-kvoter mellan 0,15-0,33. I sina
egna studier kunde Tykesson & Jansen (2005a) se en svag tendens till att låga fosforsläpphastigheter
gav höga K/P-kvoter och att detta inte berodde på kemisk fällning av fosfor i deras
fall. Själva hade de ett par höga K/P-kvoter upp till 0,72.
2.4.9 Kombination med kemisk fosforavskiljning
Idag sker en kombination av biologisk och kemisk fosforavskiljning i många avloppsreningsverk.
Tykesson (2002) diskuterade vad denna kombination kan innebära för PAOs.
Två effekter har setts; konkurrens om fosfor och inhibering av PAOs. Vid tillsats av
kemikalier kommer en stor del av fosforn att fällas ut, det vill säga den kommer inte att vara
tillgänglig för PAOs. Det bör också påpekas att de ingående mängderna fosfor i svenska
kommunala avloppsreningsverk redan är förhållandevis låga. Många av de kemiska
processerna går dessutom snabbare än bio-P-processen, vilket minskar PAOs upptag av
fosforn. Det verkar alltså som att ökad kemikaliedosering leder till att PAOs minskar i antal.
Minskar PAOs, kan GAOs ta upp den VFA som då blir tillgänglig. GAOs blir troligen mer
konkurrenskraftig jämfört med PAOs vid kemikaliedosering, se Fig. 2.4. Om man sedan
upphör med eller minskar kemikaliedoseringen, kan det vara svårt för PAOs att växa sig
starka igen då GAOs har vuxit till sig. Hur interaktionerna mellan PAOs och GAOs vid
kemikaliedosering fungerar exakt vet man inte idag (Tykesson, 2002).
27

%
PAO
GAO
Tid
Kemikaliedosering
startar
Figur 2.4 Möjligt scenario vid start av kemikaliedosering. Andelen (i %) PAOs minskar medan andel
GAOs ökar. Från Tykesson (2002).
Vid simultandosering, det vill säga vid dosering direkt i aktivslambassängerna, av aluminiumsulfat
och järnklorid i labförsök fann Haas et al. (2000a & b), att en viss inhibering av bio-Pprocessen
förekom. Mekanismen bakom denna inhibering är dock inte känd.
Efterfällning med kemikalier är vanligt i Sverige, även vid bio-P-anläggningar, för att kunna
klara av de lågt satta gränsvärdena. Denna metod kan alltså fungera som ett komplement och
blandning av kemslam- och returslamströmmar kan ofta undvikas. Dock är det svårt att särskilja
slambehandlingen helt, då kemslam är svårare att avvattna (Tykesson, 2002), vilket
innebär att rejektvatten från slambehandlingen kan tillföra kemikalier till aktivslamprocessen
om denna leds in i huvudströmmen. Efterfällning kräver mycket kemikalier jämfört med den
mängd fosfor som fälls ut, eftersom koncentrationerna av fosfor är låga (Tykesson, 2002).
Därför vill man ofta recirkulera kemslammet in i aktivslambassängerna. Det sistnämnda gör
att det finns bio-P-anläggningar som använder sig av simultanfällning.
Förfällning av fosfor med kemikalier minskar ingående fosforhalt men också ingående CODhalt
till den biologiska processen och kan inte fungera som ett komplement vid perioder med
sämre bio-P-process. Lägre COD-halt försämrar också eventuell kväveavskiljning. Utökad
processkontroll bör vara ett måste för att få de rätta förhållanden för en bio-P-process med
förfällning (Tykesson, 2002).
2.5 Fördelar och nackdelar
Nedan följer en rad olika för- och nackdelar med biologisk fosforavskiljning i jämförelse med
att använda sig av kemisk fosforavskiljning.
Fördelar
• Inga eller väldigt små mängder kemikalier behöver tillsättas, vilket minskar både
kostnaderna för dessa och miljöpåverkan.
• Slamproduktionen minskar och slammet får en högre koncentration av fosfor som inte
är bunden till en fällningskemikalie, vilket ökar slammets användbarhet som gödsel
samt gör att fosforn lättare kan skiljas från slammet.
• Bättre sedimentering och avvattningsegenskaper hos bio-P-slam.
• Ingen ökning av saliniteten i recipienten, som fällningskemikaliernas negativa joner,
klorid och sulfat, bidrar med.
28

• Fällningskemikalier består ofta av sura metallsalter, vilket kan, beroende på
alkaliniteten, inhibera nitrifikationen om pH sänks allt för mycket.
Nackdelar
• Avloppsvattnets måste innehålla en viss mängd organiskt bundet kol, i förhållande till
den mängd fosfor som ska avskiljas, som är eller kan göras lättillgängliga för PAOs.
• Känsligare process med exempelvis lägre stabilitet vid hög hydraulisk belastning och
låg organisk belastning.
• Lång tid för uppstart.
• Ett fosforsläpp kan ske under slambehandling, vars rejektvatten kan öka
fosforbelastningen på verket. Ett alternativ kan vara att tillsätta kemikalier, exempelvis
kalk, för att förhindra detta genom utfällning av fosforn.
• Om utökad slamhydrolys används för att öka mängden lättillgängligt kol, kan detta
minska den eventuella utvinningen av metan från överskottslammet, som används för
uppvärmning och elproduktion.
• Ökade övervaknings- och personalkostnader.
2.6 Fosforsläppförsök
Enligt Tykesson & Jansen (2005a) finns idag ingen standardiserad eller generellt accepterad
metod, för att undersöka hur väl PAOs fungerar i ett avloppsreningsverk (Tykesson & Jansen,
2005a). De föreslog dock fosforsläppförsök, som har använts på Avdelningen för
Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik vid Lunds Tekniska Högskola, som en bra metod.
Ett fosforsläppförsök kan utföras för att undersöka om ett reningsverk har en fungerande bio-
P-process eller för att undersöka om en viss kolförening eller hydrolysat fungerar bra som
kolkälla i en bio-P-process. Slammet som används i försöket tas från den aeroba delen av
verket för att använda sig av PAOs som är fullproppade med polyfosfater för att kunna påvisa
maximalt fosforsläpp. Temperaturen respektive pH hålls konstant för att kunna jämföra
resultaten med försök med slam från andra verk. Tykesson & Jansen (2005a) föreslår en
temperatur på 20ºC och pH 7. Det föreslagna pH-värdet beror på att fällning av fosfater med
kalcium sker vid högre pH än 7. Försöket består av en förluftningsperiod med en efterföljande
anaerob period. Förluftning krävs för att eventuellt släppt fosfor under transport ska tas upp av
bakterierna igen. En känd tillsats av kolkälla sker i början av den anaeroba perioden.
Tillsatsen är så stor att ingen brist kommer att uppstå under försöket. Under den anaeroba
perioden mäts olika parametrar för att följa fosforsläppets gång. Fosfatfosfor mäts för att följa
själva fosforsläppet. Förbrukningen av kolkällan mäts också. Kvoten P/VFA räknas ut och
kan påvisa om GAOs är närvarande. Enligt Barnard & Scruggs (2003) kan en kvot på mycket
mindre än 0,5 g P/g ättiksyra tyda på att GAOs finns närvarande, eftersom det då tas upp mer
ättiksyra än vad som behövs för bio-P-processen.
Även kalium, magnesium, kalcium och järn analyseras med jämna mellanrum under den
anaeroba perioden för att följa fosforsläppets gång och för att påvisa eventuell kemisk fällning
av fosfor. Nitrat och syre mäts också i början för att se om VFA förbrukas på andra sätt och
hämmar fosforsläppet till en början.
Tykesson & Jansen (2005a) föreslår två olika mätningar som kan utvärdera ett
fosforsläppförsöks PAOs; maximalt fosforsläpp och maximal fosforsläpphastighet. De båda
talen uttrycks per VSS för att kunna jämföra kapaciteten hos biomassan mellan olika försök.
Mätning av maximalt fosforsläpp kan påverkas av eventuell fällning av fosfor, då kon-
29

centrationerna av fosfor blir höga. Den maximala släpphastigheten sker oftast initiellt, dock
kan kvarvarande nitrat och syre påverka den initiella hastigheten, varav den maximala
släpphastigheten uppkommer senare.
Försöket kan också utökas till att även innehålla aerobt fosforupptag och/eller undersökning
av anoxiskt P-upptag. Vid ett aerobt fosforupptagsförsök luftas slammet efter den anaeroba
perioden. Ett problem är dock att kvarvarande VFA kommer att hämma upptaget till en
början. Negativt är också att den rekommenderade totala tiden för ett försök med förluftning,
anaerob och aerob period är 7 timmar (Tykesson & Jansen, 2005a). Efter ett avslutat fosforsläppförsök
kan VFA-förbrukningen uppskattas och ett P-upptag försök kan senare genomföras
genom att tillföra rätt mängd VFA i den anaeroba perioden. Anoxiskt fosforupptagsförsök
genomförs genom att tillföra ett överskott av nitrat efter den anaeroba perioden.
Om man regelbundet gör fosforsläppförsök vid ett verk, kan man använda sig av resultaten
vid optimering av bio-P-processen (Tykesson & Jansen, 2005a). Janssen et al. (2002)
graderade en skala för fosforsläpp-/fosforupptaghastigheter från försök vilken ses i Tab. 2.1.
Tabell 2.1 Klassificering av bio-P-slam beroende på dess fosforsläpp-/fosforupptaghastighet. Från
Janssen et al. (2002).
Släpp- eller upptagshastighet (mg P/(g VSS . h)) Klass
7 Mycket god
2.7 Konfigurationer
Det finns ett antal beprövade konfigurationer som använts vid drift med biologisk fosforavskiljning.
De mest kända och använda av dessa beskrivs i detta kapitel. I Kap 3 beskrivs ett
antal varianter av sidoströmsprocesser som kan användas i konfigurationer med utökad slamhydrolys.
Fig. 2.5 visar en fördelning av olika konfigurationer i de 24 svenska avloppsreningsverk, som
idag helt eller delvis satsar på biologisk fosforavskiljning. På flera håll bedrivs försökslinjer. I
princip alla verk använder sig av fällningskemikalier som ett supplement till den biologiska
avskiljningen. Det sker också automatiskt biologisk fosforavskiljning i andra verk, då
anaeroba zoner kan bildas i anoxiska bassänger vid brist av nitrattillförsel.
A/O
UCT
Bio-Denipho
Bardenpho
Figur 2.5 Fördelning av olika typer av bio-P-konfigurationer i Sverige.
30

Eftersom bio-P-slam innehåller mycket fosfor är det viktigt att hindra en eventuell slamflykt.
Att ha ett filter i slutet av reningsprocessen, som ser till att halterna av fosfor bundet till slam
fortsätter att vara låga, kan vara en lösning (Borglund, 2004).
Borglund (2004) visade också att online-mätning av redoxpotentialen i slutet av den anoxiska
zonen för styrning av recirkulation av nitrat gav en god bio-P-process.
2.7.1 Phoredox och UCT
Ofta har avloppsreningsverk krav på både fosfor- och kväveavskiljning. Många är de verk
idag använder sig av biologisk kväveavskiljning med endast för-, simultan- och/eller
efterfällning för att avskilja fosforn. Den biologiska kväveavskiljningen kan bestå av föroch/eller
efterdenitrifikation i form av en eller flera anoxiska bassänger före och/eller efter en
eller flera aeroba bassänger. När så ett nytt verk ska byggas eller ett gammalt ska konfigureras
om för att även använda sig av biologisk fosforavskiljning ska även en anaerob bassäng
finnas. Beroende på de redan byggda volymerna och avloppsvattnets karakteristika kan olika
konfigurationer användas.
Konfigurationen Bardenpho, som består av fyra steg för biologisk kväveavskiljning, har
anpassats till bio-P-processen genom att lägga till en anaerob bassäng i början av huvudströmmen.
Denna konfiguration kallas modifierad Bardenpho eller Phoredox och kan ses i
Fig. 2.6.
Anaerob
Anox
Aerob
Anox
Aerob
Figur 2.6 Phoredox eller modifierad Bardenpho. Modifierad från Tykesson (2002).
En enklare version av Phoredox, där den sekundära anoxiska bassängen och efterluftningen
tagits bort, är den modifierade Phoredox. Denna konfiguration kallas även trestegs-Phoredox
eller A 2 O (eng. Anaerobic/Anoxic/Oxic) och visas i Fig. 2.7.
Anaerob
Anox
Aerob
Figur 2.7 Modifierad Phoredox eller A 2 O. Modifierad från Tykesson (2002).
I konfigurationer med fördenitrifikation, som i den modifierade Phoredoxen, följer alltid en
viss mängd nitrat med i returslammet, vilket ger en försämrad bio-P-process, se Kap. 2.1.4.5.
För att minska denna hämning av bio-P-processen skapades UCT-processen (UCT =
University of Cape Town), som kan ses i Fig. 2.8. Denna konfiguration, leder istället
31

eturslammet till den anoxiska bassängen och en recirkulationsström från den anoxiska till
den anaeroba bassängen läggs till för att recirkulera det aktiva slammet. Returslammet och
recirkulationsströmmen från den aeroba bassängen pumpas in i början av den anoxiska
bassängen medan recirkulationsströmmen till den anaeroba bassängen tas ifrån slutet av den
anoxiska bassängen där nitrathalten bör vara väldigt låg.
Eftersom returslammet inte går direkt in i den anaeroba bassängen, blir slamhalten lägre i
denna bassäng i jämförelse med i den modifierade Phoredoxen. Därför krävs en större
anaerob volym för att få samma fosforsläpp och hydrolys i UCT-processen.
Anaerob
Anox
Aerob
Figur 2.8. UCT-processen. Modifierad från Tykesson (2002).
Det finns även en modifiering av UCT-processen i Fig. 2.9. Denna består i att den anoxiska
bassängen har delats upp i två delar. Den första delen är mindre, cirka 10 % av den totala
aktiva slamvolymen enligt Ekama et al. (1984), och mottar returslammet medan den andra
tillförs recirkulationsströmmen från den aeroba zonen. Recirkulationsströmmen till den
anaeroba bassängen tas från den första anoxiska. Denna konfiguration minskar ytterligare
risken att nitrat läcker in i den anaeroba zonen om returslammet innehåller låga mängder
nitrat, vilket den oftast gör om denitrifikationen i den andra anoxiska bassängen fungerar.
Anaerob
Anox
Anox
Aerob
Figur 2.9 Modifierad UCT-process. Modifierad från Janssen et al. (2002).
Ekama et al. (1984) gav rekommendationer när Phoredox, UCT respektive modifierad UCT
är att föredra när full nitrifikation krävs. De använde sig av TKN/COD-kvoten för att skilja på
de olika konfigurationerna och förutsatte att normalt avloppsvatten har en fraktion av lättnedbrytbart
organiskt material på 15 % till 20 %. När TKN/COD < 0,08 mg N/mg COD kan
fullständig nitratavskiljning ske, det vill säga att inget nitrat följer med i returslammet, och då
kan Phoredox användas. Om 0,08 < TKN/COD < 0,11 kan ingen fullständig nitratavskiljning
ske längre, men nitratet kan förhindras att nå den anaeroba bassängen genom en modifierad
UCT-process. Vid 0,11 < TKN/COD < 0,14 kan den modifierade UCT-processen inte förhindra
att nitrat läcker in i den anaeroba zonen och då är den vanliga UCT-processen att
föredra. Om TKN/COD är över 0,14 är det svårt att få en fungerande bio-P-process med
vanligt kommunalt avloppsvatten med ett krav på kväveavskiljning.
32

JHB (Johannesburg) och ISAH (Institut für Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik der
Universität Hannover) är två andra konfigurationer som bygger på att försöka undvika att
nitrat kommer med returslammet in i den anaeroba zonen (Janssen et al., 2002). De båda har
en anoxisk bassäng vid sidan av huvudströmmen i vilken returslammet tillåts gå igenom innan
denna leds till den anaeroba delen. Det som skiljer de båda åt, ses i Fig. 2.10, är att ISAH
även har en ström från den anaeroba bassängen till den anoxiska bassängen vid sidan om
huvudströmmen. Detta gör att denitrifikationen kan säkras genom denitrifierande PAOs om
tillgången av lättillgängligt COD för vanliga denitrifierare är låg.
Anaerob
Anox
Aerob
Anox
Figur 2.10 JHB och ISAH. Skillnaden mellan de två konfigurationerna utgörs av den streckade pilen
mellan den anaeroba bassängen och den lilla anoxiska bassängen som ingår i ISAH. Modifierad från
Janssen et al. (2002).
2.7.2 Dephanox
Genom att utnyttja att vissa PAOs har förmåga att kunna denitrifiera vid fosforupptag, kan
kväveavskiljningen gynnas vid höga TKN/COD-kvoter. Mindre lättillgängligt kol krävs då i
den anoxiska zonen. Dephanox är en konfiguration där denitrifikation av PAOs gynnas
(Bortone et al., 1996) och kan ses i Fig. 2.11. Efter en anaerob bassäng, avskiljs slammet i en
sedimentering och den ammoniumrika klarfasen går till en biobädd där nitrifikation sker. Det
avskiljda slammet leds sedan in i strömmen igen och blandas med det nu nitratrika slammet
och går in i en icke-luftad bassäng. Till sist sker en efterluftning för att kvävgasen ska
försvinna och för att fullständigt P-upptag ska uppnås. Fördelen med denna konfiguration är
också att man slipper de långsamt växande nitrifierarna i de aktiva slambassängerna.
Anaerob
Aerob
(biofilm)
Anox
Aerob
Figur 2.11 Dephanox. Modifierad från Tykesson (2002).
2.7.3 Bio-Denipho
Bio-Denipho är en vidareutveckling av Bio-Denitro med skillnaden att en anaerob bassäng
har lagts till. Konfigurationen för Bio-Denipho ses i Fig. 2.12. Flödet in i verket är konstant,
men inflödet styrs under olika tidsperioder till endast en av de bassänger som följer efter den
anaeroba. Luftningen i dessa två bassänger är antingen av eller på och flödet mellan dem är
tidsberoende. Mer detaljerad beskrivning av de sex tidsfaserna kan hittas i Bundgaard et al.
(1989).
33

Aerob/Anox
Anaerob
Anox/Aerob
Figur 2.12 Bio-Denipho. Modifierad från Tykesson (2002).
2.7.4 A/O
Kväve anses inte vara ett begränsande näringsämne i sjöar och i Bottenviken under naturliga
förhållanden (Bydén et al., 1996). Därför kan avloppsreningsverk som ligger långt ifrån havet
eller i norra Sverige sakna krav på kväveavskiljning. Dessa verk har ofta en väldigt enkel
konfiguration med endast luftning för att få bort COD och tillsats av kemikalier för fosforavskiljning.
Om biologisk fosforavskiljning tillämpas måste en anaerob zon tillföras, vilket
enkelt kan göras genom att dela upp den befintliga volymen. PAOs tar ju upp COD, vilket gör
att den aeroba zonen kan minskas. Fig. 2.13 visar den enkla konfigurationen A/O (eng.
Anaerobic/Oxic) som endast innehåller en anaerob bassäng och en aerob bassäng. A/O
karakteriseras av korta hydrauliska uppehållstider och hög belastning av organiskt material,
då nitrifikation sällan förekommer (Tykesson, 2002).
Anaerob
Aerob
Figur 2.13 A/O. Modifierad från Tykesson (2002).
En variant av A/O kan göras med en satsvis reaktor, även kallad SBR (eng. Sequencing Batch
Reactor), där hela reningsprocessen sker i endast en bassäng. Denna metod används ofta i
labförsök men praktiseras också i fullskala (Tykesson, 2002). En mängd avloppsvatten
pumpas in i bassängen. Denna hålls först anaerob, för att sedan luftas och till sist sker
sedimentering. Klarfasen pumpas sedan ut från, men även överskottslam tas ut. I Fig. 2.14
visas ett exempel på SBR.
Figur 2.14 Ett exempel på en cykel i en SBR-process. Modifierad från Tykesson (2002).
Uppfyllning
Anaerob Aerob Sedimentation Uttag
Tid
2.7.5 Phostrip
Levin et al. (1972) utvecklade sidoströmsprocessen Phostrip, se Fig. 2.15, där den anaeroba
zonen ligger i en sidoström. Slammet från den aeroba bassängen tillåts sedimentera och leds
sedan till en anaerob bassäng eller en förtjockare där ett fosforsläpp sker. Därefter tillsätts en
34

fällningskemikalie, till exempel kalk, till klarfasen och ett väldigt rent kemslam fås, medan
returslammet leds till den aeroba bassängen. Ett alternativ är att tillsätta acetat till den
anaeroba bassängen för att få maximalt släpp.
Aerob
Överskottsslam
Anaerob
Utfällning av
fosfor
Figur 2.15 Ett exempel på en Phostrip-konfiguration. Modifierad från Tykesson (2002).
35

3 Slamhydrolys
Hydrolys av det slam som produceras i avloppsreningsverk kan användas för att öka
tillgången på VFA. En bra definition på hydrolys när det gäller avloppsvattenrening är som
följer: “hydrolys är nedbrytning av organiskt material till mindre beståndsdelar som kan tas
upp och brytas ned av bakterier” (Morgenroth et al., 2002). En mer riktig definition lyder:
”hydrolys är tillsats av vattnets väte- och hydroxyljon till en molekyl, vilken därigenom bryts
ned till två eller flera delar” (Lawrence, 2000). I denna rapport används mestadels den
förstnämnda definitionen. Hydrolys av ett slam kan ske under olika förhållanden och Janssen
et al. (2002) nämner:
• biologisk hydrolys under anaeroba förhållanden;
• kemisk hydrolys med starkt sura eller basiska förhållanden och höga temperaturer;
• fysisk-kemisk hydrolys med ett tryck på 5-10 bar och 250ºC;
• kombinerad biologisk och kemisk hydrolys.
De tre sistnämnda förhållanden kräver mycket energi och/eller kemikalier, vilket ger den
biologiska hydrolysen ekonomiska fördelar. Detta kapitel kommer därför endast att behandla
biologisk slamhydrolys. Värt att nämna kan vara att hydrolys naturligtvis även pågår under
anoxiska och aeroba förhållanden men där förbrukas de producerade lättnedbrytbara kolföreningarna
omgående.
Slamhydrolys utförs antingen på primär- och/eller returslam. De två slamtyperna skiljer sig åt
både när det gäller sammansättning och tillgänglig mängd, vilket medför att de två olika
hydrolyserna också skiljer sig åt. Kap. 3.1 tar upp allmän fakta om biologisk hydrolys under
anaeroba förhållanden, medan Kap. 3.2 och Kap. 3.3 behandlar primärslamshydrolys respektive
returslamshydrolys.
En cost-benefit-analys bör göras innan man bestämmer sig för vilken slamhydrolysmetod man
väljer. Tillgängliga volymer och andra installationer, utrymmesbegränsningar, avloppsvattensammansättning,
uppvärmingsbehov, kemikaliepriser och utsläppsgränsvärden är exempel på
faktorer som måste begrundas (Andreasen et al., 1997).
3.1 Teori
Den biologiska hydrolysen under anaeroba förhållanden sker i fyra olika delprocesser:
hydrolys (definition av Lawrence (2002)), syrabildning, ättiksyrabildning och metanbildning.
En förenklad bild över de olika stegen ses i Fig. 3.1.
En slamhydrolys måste uppnå syrabildning och ättiksyrabildning för att ge produktion av
VFA. Går nedbrytningen för långt förloras ättiksyra genom metanbildning, vilket naturligtvis
inte är önskvärt. VFA-produktionen sänker pH, vilket kan förhindra metanbildning, då denna
sker mellan pH 6,7 och 7,4 (Bitton, 1994). Lågt pH gynnar alltså VFA-produktionen. Enligt
Janssen et al. (2002) avstannar dock hydrolysen vid pH under 5,5-6,0 och konstaterade
därmed att alltför höga slamkoncentrationer och låg alkalinitet hämmar VFA-produktionen.
Morgenroth et al. (2002) konstaterade i sin litteraturstudie att mekanismerna i hydrolysen av
avloppsvatten inte är helt kända. Enligt Banister & Pretorius (1998) har tidigare studier visat
att nedbrytningen av organiskt material i en hydrolys påverkas av parametrar som uppehållstid
(se Fig. 3.2), pH, temperatur, avloppsvattensammansättning, reaktorkonfiguration, spårmetaller
och redoxpotential. Mosel-Engeler et al. (1998) fann att hydrolyskonstanten för 20ºC
36

var tre gånger större än den vid 10ºC, vilket torde ge en säsongsvariation i VFA-produktion.
Morgenroth et al (2002) fyllde i och skrev att storlek och sammansättning på partiklarna
bestämmer hastigheten och mekanismen på hydrolysen. De flesta bakterier använder sig av
extracellulära enzymer, som bryter ned partiklar innan de kan tas in genom cellväggen för
vidare nedbrytning och metabolism (Morgenroth, 2002).
Partikulärt organiskt material
Proteiner Kolhydrater Fetter
Hydrolys
Aminosyror Sockerarter Fettsyror
Syrabildning
Flyktiga fettsyror
propionsyra, smörsyra etc
Ättiksyrabildning
Vätgas
Ättiksyra
Metanbildning
Metan
Figur 3.1 Förenklad bild över anaerob nedbrytning av organiskt material, slamhydrolys, genom
hydrolys, syrabildning, ättiksyrabildning och metanbildning. Modifierad från Gujer & Zehnder (1983).
VFA-bildning
Metanbildning
VFAkonc.
Slamuppehållstid
Figur 3.2 VFA-koncentrationen ökar med slammets uppehållstid i en hydrolystank, men minskar så
småningom när ättiksyra förbrukas vid metanbildning. Från Daton & Wallergård (2003).
37

Daton & Wallergård (2003) utförde slamhydrolysexperiment med extra tillsats av de enzymer
som hjälper till vid nedbrytningen. Ökad VFA-produktion kunde ses hos både primär- och
returslam. Den initiella hydrolyshastigheten hos primärslammet var så mycket som sju gånger
snabbare. Med lägre inköpspris på enzymer, skulle hydrolysprocessen kunna genomföras i
mindre volymer och bli lättare att styra.
Vid nedbrytning av organiskt material frigörs även ämnen som kväve och fosfor, som kan
leda till ökad belastning på verket vid återföring av hydrolysatet. För att minska mängden
återförd fosfor vid primärslamshydrolys har utfällning med kalk i klarvattenfasen visat sig
vara en bra lösning (Banister et al., 1998).
Om SS-halten är allt för hög i rejektvatten från slambehandling, kan mängden metanbakterier
i försedimenteringen öka och då förbrukas den bildade ättiksyran (Borglund, 2004).
Vanligtvis sker en omrörning i slamhydrolystankar, för att förhindra sedimentering och därmed
kanske igensättning. För häftig omrörning bör dock undvikas för att slippa syreinträngning.
Mängden primär- och/respektive överskottslam kommer att minska om ett verk använder sig
av slamhydrolys. Detta kommer då att minska eventuell utvinning av biogas vid ordinarie
slambehandling.
Fe(III)-reducerande bakterier finns närvarande i slam från avloppsreningsverk konstaterade
Nielsen (1996), som påpekade att reduktion av järn under anaeroba förhållanden ger upplösning
av kemiskt bundet fosfor men att dessa bakterier också kanske kan bidra med VFAproduktion.
3.2 Metoder
3.2.1 Primärslamshydrolys
Primärslam är det slam som fångas upp i försedimenteringsbassängen. Detta heterogena slam
går oftast direkt till slambehandling. En hydrolys av detta slam kan dock ge VFA och andra
lättnedbrytbara kolföreningar. Primärslamshydrolysen kan antingen ske direkt i försedimenteringen,
en så kallad huvudströmshydrolys, eller i en extern tank som en sidoströmshydrolys
(Janssen et al., 2002).
I Öresundsverket i Helsingborg utnyttjas en huvudströmshydrolys som består i att slammets
uppehållstid i försedimenteringsbassängen ökas och VFA, som bildas i slamtäcket, tvättas ur
genom en rundpumpning av slammet (Christensson et al., 1995). En bild som illustrerar
försedimenteringsbassängen finns i Fig. 3.3. Slamnivån i bassängen höjdes för att skapa en
anaerob miljö och för att öka slamåldern i bassängen. Ett års experiment i anläggningen
visade att mängden VFA i utflödet från försedimenteringen ökade med 5 till 10 mg/l. På
laboratoriet fick man fram ytterligare 15 till 20 mg VFA-COD/l genom att låta hydrolysen
pågå en längre tid. Slutsatsen blev då att utbytet inte var optimalt i anläggningen. Ett problem
med rundpumpningen var att den ledde till ökade halter suspenderat material och fosfor ut
från bassängen, speciellt under hög hydraulisk belastning.
38

Figur 3.3 En försedimenteringsbassäng med rundpumpning används vid Öresundsverket i
Helsingborg. Rundpumpningen var ungefär en sjättedel utav inflödet till bassängen. Modifierad från
Christensson et al. (1995).
En sidoströmshydrolys i en extern tank, skulle minska störningen vid hög hydraulisk
belastning. Dessutom kan man låta hydrolysen fortgå längre i en extern tank och därmed få ett
högre utbyte. Driften av primärslamshydrolystank med en slamuppehållstid på flera dagar kan
dock leda till en del tekniska problem. Teichgräber et al. (2000) nämner till exempel igensättning,
produktion av illaluktande, giftiga och explosiva gaser såsom svavelväte, H 2 S, samt
låga pH-värden och beskriver förslag på åtgärder. En rejäl utbyggnad och kontroll av
processen är viktiga för en god drift utan problem. De ekonomiska kostnaderna för detta
måste dock övervägas.
I Fig. 3.4 visas tre olika förslag på processuppbyggnad gällande primärslamshydrolys från
Janssen et al. (2002). Det första förslaget, (a), är en huvudströmshydrolys med en hydrolystank
före försedimenteringen. Det andra förslaget, (b), är en sidoströmshydrolys där en
förtjockare utnyttjas som hydrolystank och där klarfasen med ökat VFA-innehåll återförs till
det försedimenterade vattnet. Recirkulation av det förtjockade slammet i förtjockaren är att
föredra för att tvätta ut VFA. Janssen et al. (2002) rekommenderade en ungefärlig slamuppehållstid
i förtjockaren på 2-4 dagar. I det tredje förslaget, (c), har en tillbyggnad gjorts till
förslag (b). Primärslammet samlas upp i en hydrolystank innan det går vidare till förtjockaren.
I hydrolystanken kan man justera förhållandena till de optimala genom att till exempel höja
temperaturen. Ytterligare recirkulationsströmmar och kombinationer av de tre olika konfigurationerna
kan också tillämpas.
(a) (b) (c)
HR
F HR
F
Figur 3.4 Tre exempel på hur primärslamshydrolys kan konfigureras. HR = hydrolystank och F =
förtjockare. Modifierad från Janssen et al. (2002).
Primärslamhydrolys på fyra sydafrikanska reningsverk gav i medeltal 0,09 mg VFA-COD/mg
initiellt COD eller 0,150 mg VFA-COD/mg initiellt VSS med en TS-halt mellan 0,48-5,5 %
efter sex dagars hydrolys (Banister & Pretorius, 1998). Tidigare studier har visat att en
39

hydrolystid på mer än sex dagar, ofta innebär metanbildning och därmed en minskning av
VFA-mängden. Dessutom ökade ortofosfat- och ammoniumkoncentrationerna med 2 till 8 mg
P/g initialt COD respektive 5 till 18 mg N/g initialt COD (Banister et al, 1998). Uttryckt i
mängd per producerad VFA ökade koncentrationerna i genomsnitt med 0,03 mg P/mg
ättiksyra-VFA och 0,10 mg N/mg ättiksyra-VFA. De maximala koncentrationerna erhölls
efter 3-6 dagar. pH sjönk ner till mellan 4,8 och 5,2. Försöket gjordes vid rumstemperatur
med en daglig maxtemperatur mellan 18ºC och 28ºC.
Fullskaliga hydrolysförsök med primärslam gjorda av Andreasen et al. (1997) visade en
produktion av filtrerat COD som varierade mellan 9 % och 16 % av den totala COD i slammet
vid 20ºC.
Banister & Pretorius (1998) visade också att inokulering av slam, som redan hydrolyserats en
till tre dagar, till en andel av 10 till 20 % av den totala reaktorvolymen, ökade VFAproduktionen.
Dessutom verkar alltför höga TS-halter ge sämre VFA-produktion. En halt över
2-3 % (Banister & Pretorius, 1998) leder förmodligen till att ämnen som verkar hämmande för
hydrolysen då har för höga koncentrationer (Skalsky & Daigger, 1995). En utspädning av
slammet är oftast inte önskvärt då detta ökar de behövda volymerna. Dock fann Bouzas et al.
(2002) att en högre VS-halt gav bättre VFA-produktion när VS var mellan 0,6 % och 2,8 %.
Det verkar i alla fall som att koncentrationen av slam påverkar VFA-produktionen.
3.2.2 Returslamshydrolys
Biologiskt slam är det slam som bildas och finns i de aktiva slambassängerna. Det slam som
recirkuleras kallas returslam medan det slam som tas ut från verket kallas överskottsslam.
Hydrolys av returslam är inte alls lika vanligt, varken i praktiken eller i tidigare studier,
förekommande som primärslamshydrolys, vilken har en högre initiell hydrolyshastighet än
vad returslamshydrolys har (Petersen, 2002). I Danmark fanns det dock år 2002 13 danska
reningsverk som använde sig av returslamshydrolys (Petersen, 2002). Ett returslam innehåller
en lägre andel organiska ämnen som kan brytas ned till lättnedbrytbara ämnen än ett
primärslam, dock är tillgången av returslam stor (Särner et al., 2004). Inga luktproblem är
rapporterade från returslamshydrolys (Petersen, 2002; Särner et al., 2004) och dessutom
sjunker inte pH lika lågt som vid primärslamhydrolys (Petersen, 2002). Temperaturen på
returslammet är densamma som i verket. Jönsson och Jansen (2005) konstaterar också att man
inte behöver separera hydrolysatet från slammet som vid en primärslamhydrolys, vilket
innebär mindre utbyggnad och att all producerat lättnedbrytbart material kan föras in i det
biologiska steget.
Ett biologiskt slam innehåller mycket bakterier och många PAOs som kommer att ge upphov
till ett större fosforsläpp än ett primärslam i en anaerob miljö. Detta ökar belastningen av
fosfor i det biologiska steget i verket. Därför är det viktigt att undersöka hur mycket och hur
länge en hydrolysprocess ska fortgå för att denna ska ge ett överskott av VFA.
Jönsson och Jansen (2005) visade också att avsaknad av försedimentering och låg slamålder
ökar produktionen av lättnedbrytbart organiskt material. Inflödet av COD in i den biologiska
processen respektive grad av mineralisering, är alltså av stor betydelse.
Danska verk saknar ofta försedimentering och har normalt en inkommande COD/P-kvot
mellan 45 och 55 (Petersen, 2002). Returslamshydrolysens processvolym räknas som en del
av den anaeroba slamåldern och en föreslagen andel anaerob slamålder av total slamålder för
40

normala danska COD/P-kvoter är mellan 0,15 och 0,25 för att uppnå 95 % fosforavskiljning.
Det vill säga ju högre COD/P-kvot, desto lägre andel anaerob slamålder.
Särner et al. (2004) erhöll en initiell VFA-produktion på ca 0,01 g COD/(g initiell COD . d)
med försedimentering medan Petersen (2002) uppger värdet 0,018 g COD/(g initiell COD . d),
utan försedimentering vid 15ºC, som ett riktvärde. Andreasen et al. (1997) fick en produktion
av filtrerat COD som var 2,5 % av den totala COD i slammet vid temperaturer mellan 8-17ºC.
Att temperaturen har stor betydelse visade Jönsson & Jansen (2005) då den initiella hydrolyshastigheten
var tre gånger lägre och det totala utbytet lägre vid 10ºC än vid 20ºC.
Två exempel på hur en returslamshydrolys kan vara uppbyggd föreslogs av Jönsson & Jansen
(2005) och visas i Fig. 3.5. Det första exemplet, (a), innebär att allt returslam passerar en
hydrolystank medan endast en del av returslammet hydrolyseras i det andra exemplet, (b).
Exempel (a) ger korta slamuppehållstider i tanken men med mer slam medan en mindre
mängd slam kan hydrolyseras längre i exempel (b). I exempel (a) är risken för luktproblem
och metanproduktion mindre. De befintliga volymerna och möjligheterna till omläggningar
får dock bestämma konfigurationen.
(a)
(b)
Aktiv slambassäng
Aktiv slambassäng
HT
HT
Figur 3.5 Två exempel på hur returslamshydrolys kan konfigureras. HT = hydrolystank. Från Jönsson
& Jansen (2005).
3.2.3 Blandning av primär- och returslam
Ingen har tidigare studerat effekten av att blanda primär- och returslam. Hydrolysförsök har
tidigare gjorts med en blandning av de båda slammen, t ex av Mosel-Engeler et al. (1998),
dock gjordes dessa försök utan att samtidigt undersöka de två olika slammen var för sig. I
denna studie gjordes tre samkörande hydrolysförsök på slam från Smålandsstenar
avloppsreningsverk. Ett på primär-slammet, ett på returslammet samt ett på en 50/50-
blandning av de två föregående slammen för att se om produktionen av lättnedbrytbara ämnen
påverkades positivt eller negativt av en blandning. Returslammet innehåller mer bakterier än
primärslammet. En blandning skulle alltså kunna innehålla mer bakterier som hydrolyserar än
vad som finns i primärslammet. Samtidigt skulle mer lättnedbrytbart organiskt material finnas
tillgängligt då primärslammet innehåller mer av detta än vad returslammet gör. Hypotesen var
alltså att en snabbare och kanske ökad VFA-produktion skulle kunna ses i en blandning.
Dessutom skulle en blandning kunna minska den ökade belastningen av fosfor som en
hydrolys av enbart returslam ger upphov till.
41

4 Datamodellering
Dagens modellering av avloppsreningsverk domineras och speglas av IWA:s (eng.
International Water Association) modeller ASM (eng. Activated Sludge Models). ASM1
(Henze et al., 1997) visade sig vara bra på att modellera nitrifikation-denitrifikation-processer
och i ASM2 (Gujer et al., 1995) infördes även bio-P-processen, dock utan denitrifierande
PAOs, som tillkom i ASM2d (Henze et al., 1999). ASM3 (Gujer et al., 1999) förbättrade
ASM1 men innehöll inte bio-P-processen.
I denna rapport användes simuleringsprogrammet EFOR (2003) gjort av företaget DHI Water
& Environment, som baseras på ASM2d, för att göra en simulering av Smålandsstenar
avloppsreningsverk.
Henze et al. (1999) påpekade att ASM2d kan användas vid processoptimering och felsökning
av fullskaliga avloppsreningsverk och dessutom som hjälp vid design, framför allt av detaljer.
En rad begränsningar av modellen nämndes också som till exempel att modellen gäller endast
för kommunalt avloppsvatten, avloppsvattnet måste innehålla tillräckliga mängder kalium och
magnesium, pH bör vara nära neutralt och temperaturen mellan 10-25ºC. Kinetiken och
stökiometrin av de ingående processerna har gjorts så enkel som möjligt och de flesta
parametrar som påverkar reaktionshastigheter är baserade på Monod-kinetik. Lagring av
glykogen, pH-beroende vid acetatupptag och GAOs är inte med i modellen.
Tykesson et al. (2002) användes sig av EFOR för att undersöka möjligheten att kalibrera
modellen efter experimentellt utförda fosforsläppförsök, vilket lyckades i ett verk med hög
slamålder med både biologisk kväve- och fosforavskiljning. Första steget i modellering var att
justera avloppsvattnets sammansättning och fosforinnehållet i slammet. Koncentrationen av
utflödande COD och VSS i verket kalibrerades genom att ändra fraktionen löst inert COD och
partikulärt inert COD i avloppsvattnets startvärdesammansättning. Fosforinnehållet kalibrerades
genom att fermenteringshastigheten ändrades. Nästa steg var att använda sig av
resultat från fosforsläppförsök för att kalibrera hastigheten av PHA-upptag. Eftersom kalcium
fäller ut fosfor vid höga fosforkoncentrationer, visade sig den initiella fosforsläpphastigheten
vara bättre att titta på än det maximala fosforsläppet. En simulering av ett verk med samma
inströmmande avloppsvatten, men med kort slamålder och endast biologisk fosforavskiljning,
visade sig, med samma kalibreringsstrategi, inte vara lyckad, då fermenteringshastigheten inte
påverkade fosforns innehåll i slammet.
42

5 Smålandsstenar avloppsreningsverk
Smålandstenar avloppsreningsverk ligger i Gislaveds kommun i Småland. Hela verket är
förlagt inomhus förutom de tillhörande vassbäddarna. Verket var ursprungligen dimensionerat
för cirka 8800 personekvivalenter och cirka 4500 personekvivalenter är anslutna idag.
Avloppsvattnet kommer främst från kommunalt anslutna hushåll. Inget krav på kväveavskiljning
finns. Däremot måste verket uppnå minst 90 % rening när det gäller BOD 7 och
fosfor. Årsmedelvärden för 2004 i inflödet för fosfor och BOD 7 var 4,9 mg/l respektive 115
mg/l, det vill säga utgående värden borde ha varit 0,49 mg/l respektive 11,5 mg/l. Värdena var
0,42 mg P/l och 4,8 BOD 7 /l. Riktvärdena för verket, enligt ansvarig ingenjör, är 0,5 mg P/l
och 10 mg BOD 7 /l. För att minska BOD 7 används luftning och fosforavskiljningen har fram
till och med i slutet av februari 2004 skett endast med kemikaliedosering, då en ändring av
konfigurationen gjordes för att gynna biologisk fosforavskiljning. Dagens processchema ses i
Fig. 5.1 och anläggningsdata finns i Tab. 5.1.
Inflöde
Galler
Mellansedimentering
Sandfång
Försedimentering
Mellansedimentering
F
D
Slutsedimentering
Utflöde
Vassbäddar
Slutsedimentering
R
Figur 5.1 Processchema över Smålandsstenar avloppsreningsverk sedan i slutet av februari 2004, då
detta ändrades för att gynna biologisk fosforavskiljning. De gråa bassängerna är anaeroba och de
prickiga aeroba. De tjockare pilarna visar slamflöden. De två små bassängerna innan slutsedimenteringsbassängerna
är flockningsbassänger. F = förtjockningstank, D = kemikalietank och R =
slampressrejektintag.
Dagens konfiguration kan liknas vid en A/O-process där en del av avloppsvattnet inte
genomgår försedimentering. Dessutom sker en variant av returslamshydrolys, då nästan allt
biologiskt slam pumpas till en anaerob zon där detta slam blandas med det ickeförsedimenterade
avloppsvattnet. Slammet med fällningskemikalier, det så kallade kemslammet,
är helt avskiljt från det biologiska steget.
43

Det ingående vattnet till verket passerar först ett galler med 3,0 mm stora spalter. Efter gallret
finns ett luftat sandfång. Vattnet delas sedan upp i två strömmar; en del går till försedimenteringen
och en del till den första anaeroba bassängen. Flödet in i den anaeroba
bassängen regleras manuellt med en lucka och är uppskattningsvis 31 % av det totala flödet
enligt beräkningar i Bilaga I. Efter försedimenteringen går vattnet in i den andra aeroba
bassängen, som följs av den tredje aeroba bassängen. Efter den luftade delen strömmar vattnet
till två parallella mellansedimenteringsbassänger. Därefter sker en dosering av en fällningskemikalie,
Ekoflock 71, direkt in i strömmen innan denna når två parallella flockningsbassänger
som följs av två parallella slutsedimenteringsbassänger. Ekoflock 71 är ett flytande
polyaluminiumkloridbaserat fällningsmedel som tillverkas av Eka Chemicals AB. Det renade
vattnet släpps ut i ån Nissan. Primärslammet, det vill säga slam från försedimenteringen,
pumpas till en förtjockningstank. Allt slam från den ena mellansedimenteringsbassängen
pumpas till den första anaeroba bassängen medan en del av slammet från den andra mellansedimenteringsbassängen
går till förtjockaren. Slammet från mellansedimenteringen är det så
kallade returslammet. Slammet från slutsedimentering, kemslammet, pumpas också till
förtjockaren.
Returslammet blandas alltså med en del av det inkommande vatten som endast har passerat
gallret och det luftade sandfånget. Denna ström går genom tre anaeroba bassänger och en
aerob bassäng innan denna blandas med det försedimenterade vattnet och går in i den andra
aeroba bassängen.
Tabell 5.1 Anläggningsdata för Smålandsstenar avloppsreningsverk.
Anläggningsdel Antal Volym, m3 Yta, m2
Mekanisk rening
Galler 1 - 0,3
Sandfång 1 62 18
Försedimentering 1 370 107
Biologisk rening
Anaeroba bassänger 3 204 58
Aeroba bassänger 3 454 107
Mellansedimentering 2 630 214
Kemisk rening
Flockning 2 132 38
Slutsedimentering 2 928 290
Till förtjockaren går allt primärslam, överskottslam och kemslam, men denna tillförs också ett
slampressrejekt som kommer från tre andra små avloppsreningsverk i Gislaveds kommun.
Från förtjockaren går det blandade slammet till sex vassbäddar. Flödet skiftas dagligen mellan
de sex bäddarna. Ett rejektvatten tas ut från dessa och leds in i sandfånget.
Den tidigare konfigurationen innehöll inga anaeroba bassänger utan endast luftade. Dessutom
stod dagens tre anaeroba bassänger och den första aeroba helt tomma. Ändringen till en
konfiguration för att gynna biologisk fosforavskiljning gjordes för att försöka minska
åtgången av fällningskemikalie.
För att testa om en förbättrad biologisk fosforavskiljning skulle kunna uppnås genom att föra
in primärslam in i den anaeroba zonen, var konfigurationen något annorlunda under perioden
2 maj 2005 till och med 30 maj 2005. Allt primärslam pumpades till den första anaeroba
tanken istället för till förtjockaren. Detta gjorde att slamhalten ökade i aktivslambassängerna,
44

vilket ledde till att uttaget av överskottslam från den andra mellansedimenteringen ökades.
Försöket stoppades 31 maj på grund av att den tunna, provisoriska gummislang som
fungerade som rör mellan försedimenteringen och den första anaeroba bassängen hela tiden
slammade igen.
Från och med den 3 februari 2005 finns en mätare som noterar halten suspenderat material i
den sista aeroba bassängen. Medelvärdet fram till och med den 21 juli 2005 var 3,8 g SS/l.
Under försöksperioden 2 maj till 30 maj var medelslamhalten 4,3 g SS/l. Innan och efter
försöksperioden var den 4,0 g SS/l respektive 3,0 g SS/l. Ansvarig ingenjör säger att man på
verket siktar på att hålla en SS-halt på 4,0 g/l. Denna halt hålls dels för att försöka hindra att
slamhalten blir alldeles för låg vid hög hydraulisk belastning och dels för att efterföljande
sedimenteringar ska klara av att hindra det biologiska slammet från att försvinna. SS regleras
manuellt genom att en del av returslammet ibland pumpas till förtjockaren från den andra
mellansedimenteringen istället för till första anaeroba bassängen.
Luftning sker genom bottenluftning. Under år 2004 luftades de aeroba bassängerna med 1,0
mg O 2 /l, men i februari 2004 sänktes luftningen till 0,8 mg O 2 /l. Luftningen i den första
aeroba bassängen skiljer sig dock åt. Denna luftas mindre och endast så mycket att slammet
inte sedimenterar. Hur mycket syre som tillsätts är dock oklart, men syresättningen kan
uppskattas till att vara halverad. En syrehaltsmätare finns i den sista aeroba bassängen och
tillsatt mängd syre är lika stor i de två sista aeroba bassängerna. Även sandfångets luftning är
oklar men är i alla fall klart under 0,8 mg/l.
År 2004 förbrukades 76 ton av kemikalien Ekoflock 71, vilket kan jämföras med år 2003 då
84 ton gick åt. Det bör dock noteras att år 2004 karakteriserades av att fungera som ett
uppstartsår med problem med omrörare, avsaknad av slamhaltsmätare och inlärning av nya
rutiner för maskinister. I augusti 2005 pekade det mot att årsförbrukningen minskar
ytterligare, ner mot 50 ton/år. Kemikaliedosering regleras manuellt genom att mäta siktdjupet
med en Secchi-skiva i slutet av slutsedimenteringsbassängen. För dålig sikt gör att kemikaliedoseringen
ökas. Vid eventuell slamflykt ökas alltså doseringen för att förhindra att partikulärt
fosfor släpps ut. Mängden utsläppt ortofosfat reglerar alltså inte doseringen, vilket gör att en
överdosering lätt sker när vattnet har bra siktdjup.
Denna studie koncentrerade sig på perioden efter att konfigurationen anpassats till biologisk
fosforavskiljning. Då det tar någon månad för ett aktivt slam att anpassa sig, började studien
med värden från och med april 2004. För att analysera ett helt år användes data fram till och
med mars 2005. Tab. 5.2 visar medel-, maximum- och minimumflödena under perioden.
Tabell 5.2 Flödesdata tiden april 2004 till och med mars 2005.
Flöde m 3 /dygn
Medel 2141
Max 3953
Min 717
Median 2071
Fig. 5.2 visar dagligt flöde under den behandlade perioden. Förutom medelflödet under hela
perioden, 2141 m 3 /dygn, visas också medelflödet under två kortare perioder under året i
figuren. Denna indelning gjordes då stor skillnad mellan dessa två delperioder kan ses. Under
april 2004 till och med augusti 2004 plus mars 2005 var medelflödet 1690 m 3 /dygn medan
medelflödet under perioden september 2004 till och med februari 2005 var 2597 m 3 /dygn.
45

Dessutom tillkommer rejektvattnet från vassbäddarna. Årsmedelflödet från dessa var 178
m 3 /dygn, vilket innebär endast cirka 8 % av medelinflödet och nästan alla ämneskoncentrationer
var lägre än i inflödet. Även aluminiumhalten var mycket låg. Detta gör att
rejektvattnets påverkan på verket kan försummas.
Även april 2005 till och med maj 2005 är med i Fig. 5.2, därför att under denna period togs
också slam till hydrolys- och fosforsläppförsök ut och dessutom ändrades konfigurationen
under maj månad.
4500
4000
3500
Flöde (m 3 /dygn)
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
apr-04
maj-04
jun-04
jul-04
aug-04
sep-04
okt-04
nov-04
dec-04
jan-05
feb-05
mar-05
apr-05
maj-05
Figur 5.2 Inflöde under april 2004 till och med maj 2005. Den tjockaste svarta linjen visar årsmedelflödet
under perioden april 2004 till och med mars 2005. Den något tunnare svarta linjen
representerar medelflödet under perioden september 2004 till och med februari 2005. Den gråa linjen
motsvarar medelflödet under månaderna mars 2005 och april 2004 till och med augusti 2004.
Tab. 5.3 redovisar genomsnittliga värden, inklusive standardavvikelser och medianer, för en
rad ämnen och pH i det inkommande avloppsvattnet under den behandlade perioden.
Dessutom har fraktildiagram gjorts för COD, totalfosfor och totalkväve i det inkommande
vattnet i Fig. 5.3-5, som visar hur stor andel av mätningarna som understiger ett visst värde.
De genomsnittliga inkommande COD/P- och TKN/COD-kvoterna var 43 och respektive 0,18.
Tabell 5.3 Medelkoncentrationer och medianen för vissa ämnen och pH i inflödet under perioden april
2004 till och med mars 2005.
Inflöde Medel (mg/l) Std*(mg/l) Median
COD (Cr) 225 90 205
BOD 7 117 47 105
Tot-P 5,2 1,7 5,3
Tot-N 38,8 14,0 38,5
NH 4 -N 28,9 11,1 32
NO 3 -/NO 2 -N 0,79 0,79 0,55
Intervall
pH 6,93-7,84 - 7,45
* Standardavvikelse för medelvärde
46

Fraktion (%)
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0 40 80 120 160 200 240 280 320 360 400 440
COD (mg/l)
Figur 5.3 Fraktildiagram över inkommande COD-halt.
Fraktion (%)
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Tot-P (mg/l)
Figur 5.4 Fraktildiagram över inkommande totalfosforhalt.
Fraktion (%)
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0 10 20 30 40 50 60 70
Tot-N (mg/l)
Figur 5.5 Fraktildiagram över inkommande totalkvävehalt.
Fraktildiagrammen visar att spridningen av de uppmätta inkommande ämneskoncentrationerna
är stor.
47

Fig. 5.6-8 visar skillnaden i belastning av COD, totalkväve och totalfosfor under den aktuella
perioden. Inga direkta säsongsskillnader kan ses. Noterbart är dock att de tre sommarmånaderna
uppvisar lägre belastning än medelvärdena.
800
700
600
COD (g/dygn)
500
400
300
200
100
0
apr-04
jul-04
majjun-04
aug-
sep-
okt-04
nov-
feb-05
dec-
jan-05
mar-
Figur 5.6 Belastningen av COD i kg/dygn vid mättillfällen under perioden april 2004 till och med
mars 2005. Den heldragna linjen är medelvärdet under perioden.
20
18
16
Total-P (g/dygn)
14
12
10
8
6
4
2
0
apr-04
jul-04
majjun-04
aug-
sep-
okt-04
nov-
feb-05
dec-
jan-05
mar-
Figur 5.7 Belastningen av totalfosfor i g/dygn vid mättillfällen under perioden april 2004 till och med
mars 2005. Den heldragna linjen är medelvärdet under perioden.
48

120
100
Total-N (g/dygn)
80
60
40
20
0
apr-04
jul-04
majjun-04
aug-
sep-
okt-04
nov-
feb-05
dec-
jan-05
mar-
Figur 5.8 Belastningen av totalkväve i g/dygn vid mättillfällen under perioden april 2004 till och med
mars 2005. Den heldragna linjen är medelvärdet under perioden.
Under perioden 29 mars 2005 till och med 26 april 2005 gjordes provtagning av
avloppsvatten för analys av VFA-koncentration vid tre olika punkter i verket; före sandfånget,
efter sandfånget samt efter försedimenteringsbassängen. Provtagningen skedde vid dessa
punkter vid elva tillfällen under perioden och samtliga tillfällen inträffade mellan klockan
10.00-15.40. Inget utav proverna kunde påvisa någon VFA-koncentration. Även om mättillfällena
var mycket få, kan det antas att den ingående VFA-mängden är ringa och att den
eventuella VFA-produktion som sker i försedimenteringbassängens slambotten inte når
klarfasen.
I regel omvandlas 1 kg av ingående COD till 0,5 kg biomassa (Kemira Kemwater, 2003),
vilket ger verket en genomsnittlig aerob slamålder på 8,5 dagar och en total slamålder på 15,0
dagar. Beräkningen av slamåldrarna kan ses i Bilaga II.
Tab. 5.4 redovisar genomsnittliga värden, inklusive standardavvikelser och medianer, för en
rad ämnen och pH i det renade avloppsvattnet under den behandlade perioden. Medelvärden
för COD och BOD 7 gick inte att räkna ut på grund av att inga exakta värden för de båda
angavs när COD < 30 mg/l och BOD 7 < 3,0 mg/l. Medianerna var < 30 mg COD/l och < 3,0
mg BOD 7 /l.
Tabell 5.4 Medelkoncentrationer för vissa ämnen och SS och pH i utflödet under perioden april 2004
till och med mars 2005.
Utflöde Medel (mg/l) Std*(mg/l) Median
SS 6,2 5,3 4,0
Tot-P 0,38 0,42 0,26
Tot-N 21,5 7,5 20,0
NH 4 -N 18,7 7,1 18,0
NO 3 -/NO 2 -N 0,79 1,1 0,37
Intervall
pH 6,8-7,5 - 7,0
* Standardavvikelse för medelvärde.
49

6 Metodik
Alla laboratorieförsök utfördes i Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppstekniks
laboratorium på Lunds Tekniska Högskola. Allt slam hämtades från Smålandsstenar avloppsreningsverk
antingen via eget besök eller via budbil. Två hydrolysförsök, med två respektive
tre glasbägare med olika typer av slam, och fyra fosforsläppförsök samt ett nitrifikationsförsök
genomfördes. Datasimuleringar av Smålandsstenar avloppsreningsverk gjordes med
dataprogrammet EFOR (2003) som är baserat på modellen ASM2d (Henze et al., 1999).
6.1 Hydrolysförsök
Hydrolysförsök på laboratoriet av primär- och returslam från Smålandsstenar avloppsreningsverk
gjordes för att utvärdera respektive slams lämplighet att användas som VFAkälla.
I det andra försöket blandades dessutom de två olika slammen i en 50/50-blandning för
att se effekten av detta. Det bör dock noteras att det inte är aktuellt att bygga ut verket till att
innehålla en extra hydrolystank eller -bassäng.
Före och efter försöken mättes total-COD, SS, VSS, TS och VS. Under försökens gång togs
det ut prover för att ta reda på mängden VFA (acetat och propionat), löst COD, NH 4 -N och
PO 4 -P samt pH och temperatur. Löst COD såväl som VFA mättes för att följa nedbrytningen
av de organiska materialen och för att undersöka hydrolysatets lämplighet för en bio-Pprocess.
Ammoniumkväve (NH 4 -N) mättes för att följa hydrolysen gång även efter att metanbildning
satt igång, då de lösta kolföreningarna börjar förgasas. Ortofosfatfosfor (PO 4 -P)
mättes för att påvisa fosforsläpp av eventuella PAOs i slammet och för att undersöka den
extra fosforbelastning ett hydrolysat skulle bidra med.
6.1.1 Material
Två respektive tre stora glasbägare innehållande fyra liter slam placerades i ett temperaturreglerat
vattenbad i de respektive försöken. Bägarna förslöts med plastlock med hål för
omrörare, kvävgastillförsel och provtagning. Omrörarnas hastighet justerades så att dess
hastighet var så låg som möjligt för att minska luftinblandning, men inte för låg så att slammet
sedimenterade. De uttagna proverna filtrerades genom ett filterpapper, Munktell 1002, för att
sedan analysera mängden löst COD, NH 4 -N och PO 4 -P med Dr Lange-ampuller. Filtratet
användes också för att bestämma VFA-halten genom att konservera 0,9 ml prov med 0,1 ml
fosforsyra, som senare analyserades i en gaskromatograf. pH och temperatur mättes med pHelektrod
med inbyggd termometer. Alla analysmetoder och namn på apparatur är redovisade i
Bilaga III. Försöksuppställningen, som kan ses i Fig. 6.1, är densamma som Daton &
Wallergård (2003) och Jönsson & Jansen (2005) använde sig av.
50

2
4
4
6
5
3
1
Figur 6.1 Försöksuppställning under hydrolysförsöken med vattenbad (1), termostat (2), glasbägare
(3), omrörare (4), kvävgastillförsel (5) och provtagningshål (6). Från Daton & Wallergård (2003).
6.1.2 Utförande
Slamproverna transporterades i plastdunkar med budbil och tiden mellan provtagning och
försöksstart var 3-4 timmar. Innan försöksstart omskakades dunkarna ordentligt. Kvävgas
tillfördes till luftutrymmet i glasbägarna för att minska luftinblandning. När kvävgastanken
tog slut tillfördes dock ingen ny kvävgas, vilket innebar att de sista dagarna i varje försök
saknar kvävgastillförsel. Försöken utfördes med en temperatur på 20ºC ± 1ºC. I början skedde
provtagning två gånger om dagen, vilket minskades till en gång om dagen efter ett par dagar.
Ca 40 ml togs ut vid varje provtillfälle för analys. De konserverade VFA-proverna sattes i
kylskåp för senare analys medan de övriga parametrarna analyserades direkt efter filtrering.
6.2 Fosforsläppförsök
Fosforsläppförsök gjordes på slam från sista aerobtanken på Smålandsstenars
avloppsreningsverk för att undersöka den eventuella bio-P-processen i verket. Metoden som
användes, beskrivs utförligt i Tykesson & Jansen (2005a). Provuttaget skedde i slutet av den
sista aerobtanken för att här borde befintliga PAOs vara fullproppade av polyfosfat.
Sammanlagt gjordes fyra fosforsläppförsök. De tre första försöken utfördes under en och
samma processkonfigurering av verket medan det sista försöket gjordes för att utvärdera en
förväntad förbättring av bio-P-processen i och med en förändring i verkets konfiguration.
Förändringen bestod i, som redan har nämns, att pumpa allt primärslam till den anaeroba
zonen. Både före och efter hela försöket mättes SS och VSS. Under försökets gång togs det ut
prover med jämna mellanrum för att ta reda på mängden PO 4 -P och VFA. VFA tillsattes i
början av den anaeroba perioden och förväntades minska på grund av upptag av PAOs, vilket
skulle medföra ett fosforsläpp, det vill säga en ökande koncentration av PO 4 -P. Dessutom
analyserades mängden löst kalium, magnesium, kalcium och järn i de flesta försök. Kalium,
magnesium och eventuellt kalcium fungerar som motjoner och förväntades öka under
försökets gång vid ett fosforsläpp. Kalcium och järn kan fälla ut fosfor och kan därmed
påverka resultatet av ett fosforsläppförsök.
6.2.1 Material
Försöken gjordes i en speciell 2-litersglasbägare med lufttätt lock, som hade hål för omrörare,
kvävetillförsel, pH-regulator och provtagning. Glasbägaren var placerades i ett temperatur-
51

eglerat vattenbad. Denna visas i Fig. 6.2. Även i detta försök, justerades omrörarnas hastighet
så att dess hastighet var så låg som möjligt för att minska luftinblandning, men inte för låg så
att slammet sedimenterade. De uttagna proverna filtrerades genom ett filterpapper, Munktell
1002. Filtratet användes sedan för att analysera koncentrationerna av PO 4 -P, motjoner, löst
järn och VFA (acetat). PO 4 -P-halten analyserades med en Autoanalyser. VFA-halten
bestämdes på samma sätt som i hydrolysförsöket, se Kap. 6.1.1. För att bestämma de lösta
fraktionerna av kalium, magnesium, kalcium och järn analyserades filtratet, efter en
konservering med en droppe salpetersyra, i en atomabsorptionspektrofotometer. Alla analysmetoder
och namn på apparatur är redovisade i Bilaga III.
Figur 6.2 Glasbägare för fosforsläppförsök.
6.2.2 Utförande
Transport av slam utfördes via eget besök eller via budbil. Slammets transporttid varierade
mellan 3-4 timmar. Därefter förvarades slammet i kylskåp tills fosforsläppförsöket utfördes.
De tre sista försöken skedde inom 24 timmar efter provtagning, medan det första försöket
påbörjades först efter tre dygn. Efter en rejäl omblandning påbörjades försöken genom att
lufta slammet i cirka en timme. Detta gjordes för att all eventuell släppt ortofosfat under
transport och förvaring, skulle tas upp av PAOs igen så att maximalt fosforsläpp kunde ske.
Natriumacetat tillsattes som VFA-källa. Ett förväntat överskott av VFA tillsattes, så att
maximalt släpp skulle kunna ske. All eventuell VFA i slammet innan försöket antogs
försvinna i luftningen och därför tillsattes en mängd natriumacetat så att VFA-halten i början
av den anaeroba perioden förväntades vara 300 mg COD/l i alla försök förutom i det andra
försöket då denna var halt förväntades vara 200 mg/l. Efter en timmes luftning tilläts slammet
stå en stund med kvävgastillförsel innan den anaeroba delen av försöket påbörjades med en
tillsats av VFA-källan. Detta gjordes för att minska syre- och nitrathalterna som bildats under
luftningen, vilka leder till VFA-förbrukning. Kvävgastillförseln skedde ner i slammet och
pågick under hela den anaeroba perioden som varade i tre timmar. Det första försöket skedde
utan temperatur- och pH-regulering. Alla de andra försöken skedde vid pH 7 och vid en
temperatur på 20ºC ± 0,5ºC. Provuttag för analys av utvalda parametrar under den anaeroba
perioden gjordes innan tillsats av VFA-källa, efter en minut och därefter varje kvart tills
52

försöket avslutas efter tre timmar. Filtratet sattes i kylskåp i väntan på att bli analyserat. VFA
och PO 4 -P analyserades i alla försök, medan resterande parametrar analyserades i de flesta
försök.
6.3 Nitrifikationsförsök
Ett nitrifikationsförsök gjordes på slam från sista aerobtanken på Smålandsstenars
avloppsreningsverk för att undersöka nitrifikationen i verket och för att kalibrera in dess
hastighet i modellering i EFOR (2003). Provuttaget skedde i slutet av den sista aerobtanken,
samband med provuttag till det sista fosforsläppförsöket den 31 maj 2004, det vill säga då
konfigurationen varit ändrad i en månad. Försöket utfördes dagen efter. Metoden som
användes, är standard för nitrifikationstest på Avdelningen för Vattenförsörjnings- och
Avloppsteknik på Lunds Tekniska Högskola. Nitrifikationen förväntades vara låg, då denna
inte gynnas på grund av att inget krav på kväveavskiljning finns.
6.3.1 Material
Försöket gjordes i samma 2-litersglasbägare som vid fosforsläppförsöken med omrörning.
Glasbägaren var placerades i ett temperaturreglerat vattenbad. Ingen pH-reglering användes.
Luftning skedde under hela perioden med ett gasfördelningsrör. De uttagna proverna
filtrerades genom ett filterpapper, Munktell 1002. Filtratet användes sedan för att analysera
koncentrationerna av NO 3 -N med Dr Lange-ampull.
6.3.2 Utförande
Information om transporten och förvaring av slammet kan läsas under Kap. 6.2.2. Före och
efter försöket mättes pH. SS och VSS mättes endast före försöket. Inledningsvis i försöket
tillsattes en näringslösning, bestående av 5,9 g (NH 4 ) 2 SO 4 , 16,8 g NaHCO 3 och 1,1 g KH 2 PO 4
blandat i 250 ml vatten, som tillsattes för att maximal nitrifikationshastighet skulle kunna
uppnås. Sammanlagt 15 ml av näringslösningen tillsattes till den 1,5 l stora slamvolymen för
att erhålla 50 mg NH 4 -N/l. Under försöksperioden på 1,5 timmar togs det ett prov varje kvart
för analys av den ökade mängden NO 3 - . Temperaturen hölls vid 20ºC ± 0,5ºC vid försöket.
6.4 Datasimulering
6.4.1 Syfte
Målet med datasimulering av Smålandsstenar avloppsreningsverk i programmet EFOR (2003)
var att försöka överblicka verkets processuppbyggnad och simulera dess process för att kunna
analysera och förhoppningsvis kunna förbättra denna. Dessutom var syftet att testa om resultat
från laborativ hydrolys av slam från verket kan användas för att kalibrera modellen i EFOR
(2003).
6.4.2 Data
De inflödes- och utflödesdata som användes simuleringarna har redovisats i Kap. 5 och
omfattar ett helt år under perioden april 2004 till och med mars 2005, då verket hade en
konfiguration för att gynna biologisk fosforavskiljning, en variant av A/O. På grund av bristen
på data, som beror på att omställningen till biologisk fosforavskiljning skedde så sent som i
februari 2004 och att mätning av ingående och utgående ämnen endast görs en respektive två
gånger i månaden, utfördes endast en kalibrering av modellen med hjälp av medelvärden.
En SS-halt på 4,0 g/l försökte hållas, då verket strävar efter att hålla en sådan, se Kap. 5. Ett
medelvärde av kvoten mellan VSS och SS i den sista aeroba bassängen beräknades med hjälp
53

av de tre mätningar av dessa parametrar i samband med fosforsläppförsöken innan
konfigurationen ändrades, se Kap 7.2. Detta medelvärde blev 0,83, vilket i sin tur gav upphov
till en VSS-halt på 3,3 g/l som också användes som riktmärke i kalibreringen. Ingen
processtemperatur fanns tillgänglig, vilket gjorde att verket valdes att simuleras vid en
temperatur på 15ºC.
Kemikaliedoseringen sker, som redan nämnts, med en polyaluminiumkloridlösning av märke
Ekoflock 71. Doseringen uppskattades till i genomsnitt med 40 slag/min under den aktuella
perioden, av ansvarig ingenjör, och ger därmed en tillsats på 5,4 l/h. Denna beräkning kan
hittas i Bilaga IV. Det bör dock påpekas att det är mycket svårt att dosera med en
motsvarighet till Ekoflock 71 i EFOR (2003). Variationen mellan hur olika fällningskemikalier
fungerar, framför allt gällande utfällning av ortofosfat respektive SS, är stor
mellan olika kemikalier.
En mätning av den totala järnhalten i den sista aeroba bassängen gjordes innan
konfigurationen ändrades. Denna halt var 46 mg Fe/l, se Bilaga VI, och användes också som
ett riktmärke under kalibreringen.
Medelvärdet på den initiella fosforsläpphastigheten från de tre första fosforsläppförsöken, se
Kap. 7.2, användes för att kalibrera modellen. Dessutom undersöktes möjligheten att kalibrera
modellen med mätresultat av nitrifikationshastigheten från ett nitrifikationsförsök och
hydrolys- och fermenteringshastigheten från ett returslamshydrolysförsök.
6.4.3 Förenklingar och antaganden
I EFOR (2003) byggs det verk upp som ska simuleras. En översikt av det verk som
simulerades i denna studie visas i Fig. 6.3. Vissa begränsningar i programmet finns dock. Ett
luftat sandfång går inte att simulera, vilket gjorde att detta fick bortsågs. Som kompensation
togs det ingående startvärdet av VFA bort, då denna antogs försvinna i luftningen. Detta
kunde styrkas med de mätningar av VFA i inflödet som utfördes under ett par tillfällen under
perioden 29 mars 2005 till och med 26 april 2005, vilka inte kunde påvisa någon VFA alls, se
Kap. 5. Rejektvattnet från vassbäddarna antogs vara försumbart, se Kap. 5. Järnhalten i den
sista aeroba bassängen, justerades genom att ändra startvärdet av ingående järnhalt.
Luftningen sattes till 1,0 mg O 2 /l då detta hölls under nästan hela perioden. Den första aeroba
bassängen luftades dock mindre, dock osäkert om hur mycket mindre, och antogs erhålla 0,5
mg O 2 /l.
54

Dosing1
Pump4
AS4
AS3
AS2
AS1
Inlet1
Node2
PS1
Valve3
IS1
Valve2
Node1
Pump2
AS5
AS6
Node3
Node4
AS7
SS1
Outlet1
WS1
Node5
Valve1
Node6
Pump1
Pump3
Pump5
IS2
Pump6
Dosing2
Figur 6.3 Översikt av det verk som simulerades i EFOR (2003) och som ska motsvara
Smålandsstenars avloppsreningsverk, med vissa förenklingar.
Luckan som förser den första anaeroba bassängen med icke-försedimenterat vatten antogs
vara 62 % öppen, det vill säga att 31 % av flödet går in i anaerob miljö direkt efter sandfånget
medan resten går till försedimenteringsbassängen. De massberäkningarna som ledde till detta
antagande redovisas i Bilaga I.
Vid simulering av fosforsläppförsöken användes den sista aeroba bassängen som reaktor.
PAOs kan antas vara fullproppade av polyfosfat där. Allt flöde i verket stängdes av, en
acetatlösning motsvarande den i verkligheten tillsattes i bassängen och ett fosforsläpp kunde
ses. Det genomsnittliga fosforsläpphastigheten som användes vid kalibreringen, uppmättes
efter det att luftningen hade minskats från 1,0 mg O 2 /l till 0,8 mg O 2 /l.
Som redan nämnts, är det mycket osäkert om hur mycket doseringen i EFOR (2003) stämmer
överens med verkligheten. Inga mätvärden tagna direkt efter det biologiska steget finns och
därför måste en uppskattning av doseringen göras.
6.4.4 Kalibreringsstrategi
Den kalibreringsstrategi som eftersträvades var densamma som hos Tykesson (2002), även
om slamåldern i detta fall var relativt låg, se Kap. 4. Dock fanns det inte tillgång till värden på
utgående COD och fosforinnehåll i det aktiva slammet. SS i den sista aeroba zonen reglerades
genom att justera den ventil som släpper igenom returslam från den andra mellansedimenteringen
till förtjockaren.
Det första kalibreringssteget, I, var att korrigera utgående SS-halt genom att ändra
modellparametern S init , som bestämmer den lägsta koncentrationen av icke-sjunkbart SS i
slutsedimenteringen. Nästa kalibreringssteg, II, var att justera fosforsläpphastigheten genom
att ändra modellparametern Q PHA , som är PHA-upptagshastigheten. Det visade det sig att
nitrifikationen i det simulerade verket var alldeles för hög jämfört med i det verkliga verket
och därigenom påverkades den biologiska fosforavskiljningen i stor utsträckning. Därför blev
det tredje steget, III, i kalibreringen att försöka justera parametrar rörande kväveavskiljningen
så att rätt utgående kvävehalter kunde uppnås. Efter kalibrering III, stämde inte fosforsläppet
och den utgående fosforhalten längre, vilket gav ett fjärde kalibreringssteg, IV, som förutom
justering av Q PHA även innebar en ändring av fermenteringshastigheten, Q F . Slutligen
55

försöktes även nitrifikations-, hydrolys- och fermenteringshastigheterna funna i labförsök att
användas i kalibreringen. Ett negativt resultat erhölls, då denna kalibrering gav värden som
låg långt ifrån den hittills kalibrerade modellens värden. Den enda likheten med Tykesson
(2002) blev slutligen endast kalibreringen av fosforsläppförsöket.
Kalibreringssteg:
I Utgående SS-halt
II Fosforsläpp
III Utgående N-halter
IV Fosforsläpp och utgående totalfosforhalt.
Målet under hela kalibreringen var att ändra på så få modellparametrar som möjligt och värdet
på dessa så lite som möjligt. EFOR (2003) har startvärden på alla modellparametrar som är
genomsnittliga värden för ett normalt kommunalt avloppsvatten. Dessutom varnar modellen
om man ändrar värden allt för mycket, genom att meddela att värdet avviker mycket från
normala förhållanden.
6.4.5 Simuleringar
Efter att modellen hade kalibrerats med de angivna förutsättningarna nämnda i Kap. 6.4.2 och
Kap. 6.4.3, gjordes simuleringar med ändring av grundförutsättningarna för att hitta driftsoptimering.
Eftersom viss osäkerhet fanns gällande öppningen av den lucka som släpper in ickeförsedimenterat
vatten in till den första anaeroba bassängen, simulerades olika öppningar.
Även förminskad och förökad syrehalt i de aeroba bassängerna simulerades för att se om en
besparing av syreinblåsning kunde ske. Kemikaliedoseringen justerades också så att minimal
dosering kunde uppnås. Ingående VFA-halt ökades från noll för att se om ökad direkt VFAtillgång
kunde förbättra bio-P-processen. Försöket med att pumpa allt primärslam till den
första anaeroba bassängen simulerades också.
Dessutom simulerades den hela aktuella perioden för att se hur en säsongsvis belastning och
temperaturskillnader påverkar verkets bio-P-process. Detta försvårades dock av de få
mätvärden som fanns och att inga temperaturmätningar i avloppsvattnet har gjorts.
56

7 Resultat
7.1 Hydrolysförsök
De utförda hydrolysförsöken sammanfattas i Tab. 7.1, där datum, hydrolystid, initiell total-
COD och initiell VSS och TS redovisas. I Bilaga V redovisas mätdata från försöken. Samtliga
försök utfördes vid 20ºC. Vid det första försökstillfället (P1 och R1) tilläts hydrolysen fortgå
fler dagar än det andra försöket. I det andra försöket stoppades hydrolysen då ökningen av löst
COD och NH 4 -N började avta. Analysen av total-COD misslyckades vid det första försökstillfället.
Även mätningen av suspenderat och total mängd material misslyckades vid första
tillfället då både SS och VSS, var större än TS respektive VS, men redovisas ändå i Tab. 7.1.
Tabell 7.1 Hydrolysförsök.
Startdatum
(2005)
Id. Slamtyp Hydrolystid
(dygn)
Initiell
tot-COD
(mg/l)
Initiell
VSS
(g/l)
Initiell
TS
(%)
28 feb P1 Primärslam 8,7 - 6,8 0,6
28 feb R1 Returslam 9,7 - 9,4 1,2
27 apr P2 Primärslam 5,7 16840 9,5 1,2
27 apr R2 Returslam 5,7 14180 9,3 1,1
27 apr PR2 50/50-blandning av P2
och R2
5,7 14100 9,1 1,1
Löst COD kan ses som en produkt av hydrolysens fortgång, då större organiska partiklar bryts
ned till mindre mer lättillgängliga kolföreningar. I Fig. 7.1 ses ökningen av löst COD med
tiden. Tyvärr gjordes ett analysfel vid COD-bestämningen med Dr Lange-ampull under försök
P1 och R1 vid de tre första mättillfällen, det vill säga under det första dygnet. Proverna
värmdes upp till endast 100ºC i stället för den riktiga temperaturen 148ºC. Detta analysfel gav
lägre värden och lägre initiella hydrolyshastigheter, vilket syns tydligt i Fig. 7.1.
450
400
Löst COD (mg/g VSS)
350
300
250
200
150
100
50
0
0 2 4 6 8 10
Tid (dygn)
P1
R1
P2
R2
PR2
Figur 7.1 Ökningen av löst COD under hydrolysförsöken.
Efter 3-4 dagar avtog ökningen av löst COD i samtliga försök. Initiella hydrolyshastigheterna
och utbyten, uttryckt i COD, var något högre hos returslammet än i primärslammet, vilket kan
ses i Tab. 7.2, som visar olika utbyten och hastigheter. Det blandade slammet uppvisade
värden som låg mellan de båda andra slammen. I Fig. 7.1 syns dock att under dag 2 och 3 hade
blandningen den högsta koncentrationen av löst COD.
57

Tabell 7.2 Utbyten och hydrolyshastigheter från hydrolysförsöken.
Försök P1 P2 R1 R2 PR2
Maximalt utbyte
mg löst COD/g VSS
löst COD/initiell total-COD i %
VFA-COD/initiell total-COD i %
mg VFA-COD/g VSS
mg VFA-COD/l
mg PO 4 -P/g initiell total-COD
mg NH 4 -N/g initiell total-COD
Initiell hydrolyshastighet
mg löst COD/(g VSS . h)
mg VFA-COD/(g VSS . h)
g VFA-COD/(g initiellt COD . d)
mg NH 4 -N/(g VSS . h)
Övriga utbyten
VFA/löst COD i %
Acetat/löst COD i %
Propionat/löst COD i %
268
-
-
118
800
-
-
-
1,74
-
0,08
43
22
21
251
16
6,9
107
1159
1,6
5,2
6,06
2,12
0,033
0,13
44
27
17
363
-
-
96
902
-
-
-
0,89
-
0,17
32
18
15
394
21
10,3
157
1455
2,8
17
6,47
2,08
0,033
0,32
42
24
17
302
19
10,0
155
1406
2,5
13
6,21
2,19
0,018
0,25
Det är kolföreningar i form av VFA som PAOs kan tillgodogöra sig i anaeroba miljöer, framför
allt ättiksyra och propionsyra. Därför mättes dessa två VFAs koncentrationer, vilka tillsammans
representerar VFA i denna studie. Försök R1 och P2 visade en koncentrationssänkning
efter cirka 4,5 dagar medan ökningen hos P1, R2 och PR2 verkade avta vid cirka 6
dagar. Returslammet producerade mest VFA per liter. R2 uppvisade också hög VFAproduktion
per VSS, men också i förhållande till den initiella totala COD, medan R1
resulterade i en lägre VFA-produktion per VSS än P1. Det sistnämnda kan dock bero på
mätfel vid VSS-bestämningen. När man tittar på kvoterna VFA/löst COD, acetat/löst COD
och propionat/löst COD i Tab. 7.2 så är nästan samtliga kvoter högre i primärslammet än i
returslammet. Dessutom var den initiella hydrolyshastigheten, uttryckt i VFA, högre för
primärslammet än returslammet. Blandningen gav en god VFA-produktion med den högsta
initiella hastigheten och de högsta utbytena av VFAs per löst COD.
46
26
20
180
160
VFA (mg COD/g VSS)
140
120
100
80
60
40
20
0
0 2 4 6 8 10
Tid (dygn)
P1
R1
P2
R2
PR2
Figur 7.2 Produktion av VFA, uttryckt i COD, under hydrolysförsöken.
58

Fig. 7.3 visar hur stor del av den totala VFA-produktionen som uppnåddes efter olika antal
dagar. I samtliga försök nåddes 50 % på mindre än två dagar. P2 nådde 70 % efter 2 dagar,
medan resten, förutom R2, nådde denna andel efter 3 dagar. R2 nådde 90 % efter tre dagar.
Total VFA (procent av totalt
nettoproduktion)
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0 1 2 3 4 5 6 7
Tid (dygn)
P1
R1
P2
R2
PR2
Figur 7.3 Procentuell andel VFA av total nettoproduktion efter olika antal dagar.
I Tab. 7.2 ses att mer acetat än propionat bildades i samtliga försök. En uppdelning i
producerad acetat och propionat under hydrolysförsökens gång, ses i Fig. 7.4 respektive Fig.
7.5. Produktionen av acetat är den av de två VFA som sätter sin prägel på kurvan över VFAproduktionen
i Fig. 7.2, då denna liknar Fig. 7.4. Propionatproduktionen skiljer sig mindre åt
mellan de olika försöken än vad acetatproduktionen gör.
Acetat (mg COD/g VSS)
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0 2 4 6 8 10
Tid (dygn)
P1
R1
P2
R2
PR2
Figur 7.4 Produktion av acetat, uttryckt i COD, under hydrolysförsöken.
59

Propionat (mg COD/g VSS)
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0 2 4 6 8 10
Tid (dygn)
P1
R1
P2
R2
PR2
Figur 7.5 Produktion av propionat, uttryckt i COD, under hydrolysförsöken.
pH-förändringen under hydrolysförsökens gång kan ses i Fig. 7.6. Returslammen minskade
endast något i pH under de första dagarna för att sedan öka i pH igen. Gynnsamt pH för
metanbildning erhölls under nästan hela försöket i de båda returslamshydrolyserna.
Primärslammets pH sjönk ända ner till 5,5 och stannar upp först upp efter cirka 5 dagar.
Blandningen uppvisade återigen ett mellanting av de båda slammen.
8,5
8,0
pH
7,5
7,0
6,5
6,0
P1
R1
P2
R2
PR2
5,5
5,0
0 2 4 6 8 10
Tid (dygn)
Figur 7.6 pH-förändringen under hydrolysförsöken.
Jämförs Fig. 7.2 och Fig. 7.6 kan det ses att pH sjönk när VFA-koncentrationen ökade och
tvärtom när VFA-koncentrationen minskade, vilket är helt naturligt då VFAs är syror. Detta
stämde dock inte för R2, där pH ökade även om VFA-koncentrationen ökar, vilket kanske kan
förklaras av metanbildning.
Även NH 4 -N är också ett mått på hydrolysens fortgång, då det frigörs under hydrolysen. Fig.
7.7 visar att NH 4 -N-koncentrationen blev högre i returslammet än i primärslammet, vilket
beror på att returslammet till största del består av bakterier. Primärslammets NH 4 -N-släpp
verkade avstanna efter 3-4 dagar medan returslammet fortsatte detta släpp om än i lägre
hastighet. Blandningen betedde sig som ett returslam. I Tab. 7.2 hittas de initiella hydrolyshastigheterna
uttryckt som mg NH 4 -N/(g VSS . h). Returslammen uppvisade högre hastigheter.
60

NH 4 -N (mg/g VSS)
35
30
25
20
15
10
5
0
0 2 4 6 8 10
Tid (dygn)
P1
R1
P2
R2
PR2
Figur 7.7 Ökningen av ammoniumkväve, NH 4 -N, under hydrolysförsöken.
Även fosfor frigörs vid hydrolys och dessutom sker ett fosforsläpp på grund av de PAOs som
finns närvarande framför allt i returslammet. Returslammet visade som väntat högre PO 4 -Pkoncentration
i Fig. 7.8. Blandslammet visade återigen upp ett mellanting.
12
10
PO4-P (mg /g VSS)
8
6
4
2
P1
R1
P2
R2
PR2
0
0 2 4 6 8 10
Tid (dygn)
Figur 7.8 Ökningen av ortofosfat, PO 4 -P, under hydrolysförsöken.
För att se om de ökade ortofosfatkoncentrationerna i hydrolysatet ledde till ökad belastning av
fosfor in till det biologiska reningssteget, vid en inflödeskoncentration av VFA lika med noll
till verket, åskådliggjordes Fig. 7.9, som visar PO 4 -P plottat mot VFA-COD.
61

PO 4 -P (mg/g VSS)
14
12
10
8
6
4
2
0
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180
VFA (mg COD/g VSS)
P1
R1
P2
R2
PR2
10
20
Figur 7.9 Ortofosfatfosfor, PO 4 -P, som funktion av VFA-COD. Den svarta respektive den gråa linjen
visar gränserna för nettotillskott av VFA när en VFA-COD/P-kvot på 10 respektive 20 behövs vid
biologisk fosforavskiljning.
I Fig. 7.9 ses att det med en VFA-COD/P-kvot på 10 som riktmärke, fungerar hydrolys av
primärslam och en 50/50-blandning bra för att erhålla ett överskott av VFA till reningssteget.
Returslamsförsöken kom över gränsen efter cirka två dagar, därefter producerade R1 återigen
ett överskott av fosfor troligen på grund av metanbildning. Med ett mer strikt riktmärke,
VFA-COD/P-kvot på 20, klarar bara primärslammet gränsen medan blandningen uppnår
denna efter cirka 3,7 dagar. R2 uppnår denna gräns efter 5,7 dagar. Minskning av VFA-halten
i R1 syns tydligt i Fig. 7.9, liksom att tidigare hydrolyssteg fortgår genom att ortofosfathalten
ökar. Tyvärr ses inte tidpunkterna för de olika provtillfällena i Fig. 7.9 men dessa kan hittas i
tidigare figurer.
Fig. 7.10 visar att ett samband kunde hittas mellan producerad VFA och NH 4 -N i
primärslamshydrolysen. Samma samband kunde hittas i returslamshydrolysen och 50/50-
blandningen. Det bör dock noteras att när VFA-koncentrationen minskade i försök R1,
rubbades sambandet då NH 4 -N fortsatte att öka. Att returslammet ger en högre kvävebelastning
kan konstateras genom att titta på lutningen i sambandet i de olika slamhydrolyserna.
Primärslamshydrolysen resulterade i en ökning av 0,08 mg NH 4 -N per mg
VFA-COD, vilket stämmer bra överens med Banister et al. (1998), medan returslamshydrolysen
hade en högre ökning, 0,17 mg NH 4 -N per mg VFA-COD. 50/50-blandningen
visade återigen upp ett mellanting mellan de båda slamtyperna med 0,13 mg NH 4 -N per mg
VFA-COD.
62

NH4-N (mg /g VSS)
14
12
10
8
6
4
2
y = 0,0756x + 2,3289
R 2 = 0,8905
P1
P2
0
0 20 40 60 80 100 120 140
VFA (mg COD/g VSS)
Figur 7.10 Ammoniumkväve, NH 4 -N, som funktion av VFA-COD i primärslamshydrolysen.
7.2 Fosforsläppförsök
De utförda fosforsläppförsöken sammanfattas i Tab. 7.3, där bland annat provtagnings- och
försöksdatum, initiell SS och VSS redovisas. I Bilaga VI redovisas mätdata från försöken.
Det första försöket, F1, gjordes utan temperatur- och pH-reglering. Initiell SS och VSS
varierade något med låga värden i det tredje försöket, F3. Kvoten mellan VSS och SS hade ett
medeltal på 0,83 under de tre första försöken och 0,84 när samtliga försök är inräknade. Det
fjärde försöket utfördes när verket hade tillåtits ha en annan konfiguration under en månad.
Den ändrade konfigurationen bestod i att allt primärslam pumpades till den första anaeroba
bassängen i stället för till förtjockaren. Detta ledde till att mer slam från mellansedimenteringen
fick pumpas till förtjockaren för att inte få för höga SS-halter i bassängerna.
Tabell 7.3 Fosforsläppförsök.
Provtagnings- Försöksdatum Id. Temp- och Initiell Initiell Konfiguration
datum (2005)
pH-reglering SS (g/l) VSS (g/l)
11 feb 14 feb F1 nej 4,01 3,26 normal
28 feb 1 mars F2 ja 3,84 3,15 normal
27 apr 28 apr F3 ja 2,56 2,21 normal
31 maj 1 juni F4 ja 4,18 3,55 ändrad
I samtliga grafer är värdet i tidpunkt 0 definierad som den koncentrationen av det specifika
ämnet innan tillsatsen av natriumacetat gjordes.
Fosforsläppet i försöken, som visas i Fig. 7.11, varierade något. De två första försöken, F1
och F2, utfördes med endast två veckors mellanrum och hade liknande fosforsläpp. Dessa två
försök uppvisar också bäst fosforsläpp med nästan 16 mg PO 4 -P/l och cirka 5 mg PO 4 -P/g
VSS, se Tab. 7.4. De initiella släpphastigheterna, som räknades som hastigheten under de
första trettio minuterna, var också ungefär desamma i F1 och F2 med 4,20 respektive 4,36 mg
PO 4 -P/(g VSS . h). Det tredje försöket, F3, gjordes i slutet av april, två månader efter F2.
Slammet var då betydligt tunnare och gav då ett sämre släpp per liter men också per VSS,
vilket ses i Tab. 7.4. Den initiella släpphastigheten var också lägre, 2,48 mg PO 4 -P/(g VSS .
h). Genomsnittssläppet för de tre första försöken var 3,7 mg PO 4 -P/(g VSS . h). Efter det
tredje försöket, ändrades verkets konfiguration och det fjärde fosforsläppförsöket, F4, utfördes
63

en månad senare. F4 gav också ett dåligt släpp, trots högre VSS, och hade därmed det sämsta
släppet per VSS. Släpphastigheten i F4 var något högre än i F3.
8
PO 4 -P (mg/g VSS)
6
4
2
F1
F2
F3
F4
0
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200
Tid (minuter)
Figur 7.11 Fosforsläpp under de olika fosforsläppförsöken.
Tabell 7.4 Fosforsläpp under de olika fosforsläppförsöken.
Försök F1 F2 F3 F4
Maximalt P-släpp
(mg PO 4 -P/l)
(mg PO 4 -P/g VSS)
15,9
4,87
15,8
5,01
6,65
3,01
7,32
2,06
Maxhastighet
(mg PO 4 -P/(g VSS . h) 4,20 4,36 2,48 3,90
Släpp av kalium och magnesium kunde påvisas under samtliga försök då dessa koncentrationer
mättes. Även kalcium uppvisade en kurva som kan tänkas innebära att denna
släpps när fosfor släpps. I Fig. 7.12, 7.13 och 7.14 visas kalium-, magnesium- respektive
kalciumsläppen. Dessutom ökade koncentrationen av löst järn under försökets gång, vilket
visas i Fig. 7.15.
10
8
K (mg/g VSS)
6
4
2
F2
F3
F4
0
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200
Tid (minuter)
Figur 7.12 Kaliumsläpp under försöken F2, F3 och F4.
64

3,0
2,5
Mg (mg/g VSS)
2,0
1,5
1,0
F2
F3
F4
0,5
0,0
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200
Tid (minuter)
Figur 7.13 Magnesiumsläpp under försöken F2, F3 och F4.
Ca (mg/g VSS)
11,0
10,5
10,0
9,5
9,0
8,5
8,0
7,5
7,0
6,5
6,0
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200
Tid (minuter)
F3
F4
Figur 7.14 Ökning av kalciumkoncentrationen i försöken F3 och F4.
0,16
0,14
0,12
Fe (mg/g VSS)
0,10
0,08
0,06
0,04
0,02
0,00
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200
Tid (minuter)
F3
F4
Figur 7.15 Ökning av koncentrationen av löst järn i försöken F3 och F4.
Kvoter mellan fosfor och kalium, magnesium och kalcium räknades ut och redovisas i Tab.
7.5. K/P-kvoterna var alla mycket höga jämfört med tidigare studier, se Kap. 3.1.4.8, medan
65

Mg/P-värdena var låga. Summan av molekvivalentkvoterna, som enligt Comeau et al. (1987)
ska vara 1, visade stora variationer. Endast i försök F3, utan att räkna med Ca, gav summan
ett värde nära 1. I försök F4 var molkvoten K/P = 1. Fe/P-kvoterna var låga. Det bör dock
påpekas att osäkerheten kring kvoterna är hög på grund av att dessa varierar mellan försöken.
Tabell 7.5 Släpp av K, Mg, Ca och Fe under fosforsläppförsöken. Kvoterna är uttryckta mol/mol.
Dessutom redovisas summan av molekvivalentkvoterna med och utan Ca och VFA/P-kvoten i de
försök då en korrelation kunde fås.
Försök F1 F2 F3 F4
K/P - 0,58 0,74 1,00
Mg/P - 0,13 0,12 0,17
Ca/P - - 0,21 0,53
Summa (utan Ca)* - 0,84 0,98 1,34
Summa (med Ca)* - - 1,4 2,4
Fe/P - - 0,063 0,12
P/VFA-COD 0,16 ** 0,12 **
* Summan av molekvivalentkvoterna.
** Ingen korrelation kunde uppnås.
I Fig. 7.16 ses hur VFA uttryckt i COD varierade med tiden. Försök F2 hade en lägre
koncentration än de övriga försöken för att den tillsatta mängden VFA var beräknad till att ge
upphov till 200 mg COD/l i detta försök, medan de övriga försöken skulle efter T = 0 min ha
en koncentration på 300 mg COD/l. Första mättillfället efter tillsats var vid T = 1 min. Vid
denna tidpunkt hade F2 redan förlorat cirka 50 mg VFA-COD/l, vilket troligen beror på att fel
mängd VFA har tillsats. I de resterande försöken var i stället koncentrationen av VFA vid T =
1 min över det förväntade värdet. Att VFA skulle finnas kvar i bägaren efter en timmes
luftning är knappast troligt. Den tillsatta mängden VFA var mer troligt större än förväntad. Ett
VFA-upptag kan konstateras i försök F1 och F3. Efter 90 minuters försökstid ökar dock VFA-
COD-koncentrationen igen. I försök F2 och F4 ses ingen direkt minskning av VFA-CODkoncentrationen
utan denna är någorlunda stabil eller ökar något under hela försöken. De
VFA/P-kvoter som redovisas i Tab. 7.5 är beräknade under de första 90 minuterna. Den
hydrolys som pågår under försökens gång, bidrar med VFA-produktion. Den hastighet på
denna produktion som räknades fram i de två returslamhydrolysförsöken, vars prov uttogs
samma dag som F2 och F3, kunde dock inte förklara den uteblivna minskningen av VFA och
endast viss del förklara de låga P/VFA-kvoterna.
350
300
VFA (mg COD/l)
250
200
150
100
F1
F2
F3
F4
50
0
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200
Tid (minuter)
66

Figur 7.16 VFA-COD-koncentrationens förändring med tiden. I försöken F1, F3 och F4 tillsattes en
mängd VFA efter tiden 0 så att en koncentration på 300 mg COD/l skulle uppnås. I försök F2 tillsattes
en mängd som skulle ge upphov till 200 mg COD/l.
7.3 Nitrifikationsförsök
Det utförda nitrifikationsförsöket sammanfattas i Tab. 7.6 och Fig. 7.17, men läs även Bilaga
VII. Initiellt var pH 7,28 och vid försökets slut hade pH stigit till 8,07. Nitrifikationshastigheten
under försöket var 0,76 mg NH 4 -N/(g VSS . h).
Tabell 7.6 Nitrifikationsförsöket.
Provtagnings- Försöksdatum pH-reglering Initiell Initiell Konfiguration
datum
SS (g/l) VSS (g/l)
31 maj 1 juni nej 4,18 3,55 Ändrad
Ammoniumkväve (mg NH 4 -N/g VSS)
16,0
y = -0,7602x + 15,035
15,5
R 2 = 0,9146
15,0
14,5
14,0
13,5
13,0
0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6
Tid (timmar)
Figur 7.17 Minskningen av ammoniumkväve under nitrifikationsförsöket med dess linjära anpassning.
7.4 Datasimulering
7.4.1 Kalibrering
Först gjordes en kalibrering av modellen för att simulera perioden april 2004 till och med
mars 2005 under stationära förhållanden. SS-halten på 4,0 g/l fasthölls under alla justeringar
och simuleringar genom att öka/minska uttaget av överskottslam. VSS/SS-kvoten justerades
genom att ändra faktorn för omvandling från COD till SS. Startvärdet på 1,00 g SS/g COD
ändrades till 0,924 g SS/g COD. Den uppmätta järnhalten i den sista aeroba bassängen
fasthölls också, till 46 mg Fe/l, genom att justera modellens startvärde på inkommande
järnkoncentration.
I Tab. 7.6 och Tab. 7.7 visas förändringen av ämneskoncentrationer respektive modellparametrars
värde under kalibreringens fortgång. Simulering med EFOR (2003) startvärden
gav för bra biologisk fosforavskiljning med lågt utgående halt av totalfosfor och hög initiell
fosforsläpphastighet. Utgående totalkvävehalt stämde bra överens med de uppmätta, dock var
nitrifikationen alldeles för gynnad, vilket gav höga värden på utgående NO 2+3 -N ut som
påverkar den biologiska fosforavskiljningen negativt genom recirkulationen av returslammet.
67

Startvärdet på modellparametern SS init var lägre än den uppmätta SS-halten i utloppet, SS ut .
Denna justerades i det första kalibreringssteget (I), vilket ökade utsläppet av fosfor i utloppet.
Mer partikulärt fosfor lämnar verket då SS ut höjs. I nästa kalibreringssteg (II) sänktes startvärdet
på PHA-upptagshastigheten, Q PHA , så att den initiella fosforsläpphastigheten stämde
överens med den uppmätta, vilket gjorde att utgående fosforhalt ökade.
Tabell 7.6 I tabellen visas fosforsläpphastigheten i sista aeroba bassängen, och utflödeskoncentrationer
som användes för att kontrollera hur kalibreringen fortskred. Uppmätta medelvärden,
startvärden och värden i de olika kalibreringsstegen, I-IV, redovisas. Dessutom anges hur mycket
ventilen, som släpper ut returslam till förtjockaren, var öppen i procent och hur mycket järn som
antogs följa med i inkommande vatten.
Enhet Uppmätta Start- I II III IV
medelvärden värde
Total-P ut mg/l 0,38 0,19 0,23 0,26 0,24 0,38
Initiell P-släpp- mg/(g 3,7 6,86 6,86 3,69 7,03 3,71
Hastighet VSS . h)
Total-N ut mg/l 21,5 20,8 20,8 20,8 20,1 20,1
NH 4 -N ut mg/l 18,7 0,16 0,16 0,16 18,9 18,9
NO 2+3 -N ut mg/l 0,79 20,1 20,1 20,1 0,77 0,80
COD tot-ut mg/l

Tabell 7.7 Modellparametrar som användes vid kalibrering och justering till uppmätta
utflödeskoncentrationer.
Modellparametrar Beteckning Enhet Startvärde
I + II III IV
PAOs
PHA-upptagshastighet Q PHA d -1 1,800 1,100 1,100 0,796
Nitrifierare
Maximal tillväxtshastighet µ A d -1 0,900 0,900 0,613 0,597
Heterotrofa
Halvmättnadskonstant för K OH g O 2 /m 3 0,200 0,200 0,680 0,770
O 2
Halvmättnadskonstant för K NOH g N/m 3 0,500 0,500 0,250 0,265
NO 3
-
Fraktion av denitrifierare etag - 0,600 0,600 0,900 0,95
Maximal fermenterings- Q F d -1 1,500 1,500 1,500 0,803
hastighet
Slutsedimentering
Lägsta koncentrationen av
icke-sjunkbara SS
SS init g SS/m 3 4,0 6,2 6,2 6,2
7.4.2 Simuleringar
Antagandet om att flödet av icke-försedimenterat vatten in i den första anaeroba zonen är 31
%, det vill säga att luckan är 62 % öppen, kunde, genom att simulera en varierad lucköppning,
konstateras spela en mindre roll för bio-P-processen. En lucköppning mellan 40 % och 100 %
gav ingen större skillnad i fosforavskiljning och den initiella fosforsläpphastigheten
förändrades knappt. Vid 20 % öppning var den utgående fosforhalten fortfarande låg, 0,44 mg
P/l. Om luckan var helt stängd, ökade utgående fosforhalt till 1,7 mg P/l och släpphastigheten
sänktes. Dessutom testades det om en större del av det icke-försedimenterade vattnet, än det
nu möjliga 50 %, skulle kunna föras in i den anaeroba zonen. Detta resulterade dock i sämre
fosforavskiljning. Inte mer än 60 % av flödet kunde tillåtas gå in i den anaeroba bassängen
utan att gränsvärdet överskreds utan en ändring av doseringen.
Endast ett fåtal mätningar av inkommande VFA-halt gjordes. Samtliga visade en halt på 0 mg
VFA-COD/l. Dock är osäkerheten stor då antalet mätningar var så få. Därför simulerades
olika inkommande VFA-halter. Tab. 7.8 visar hur en ökning av VFA-COD-halten i det
inkommande vattnet ökade fosforavskiljningen något. En ökning till 10 mg VFA-COD/l
minskade utgående fosforhalt med 0,04 mg P/l. Även 20 mg VFA-COD/l minskade fosforhalten
ytterligare i samma storleksordning. Mer tillsats av VFA förbättrade knappt avskiljningen
men ökade släpphastigheten.
Tabell 7.8 Ökning av inkommande VFA-halt och dess påverkan på det totala fosforutsläppet.
Inkommande
VFA-halt (mg COD/l) 0 10 20 40 70
Tot-P 0,38 0,34 0,31 0,29 0,29
Försöket med att pumpa allt primärslam till den första anaeroba bassängen simulerades. En
ökning av SS- och VSS-halt påvisades men även förbättrad fosforavskiljning ner till 0,30 mg
P/l. Förhållandena försämrades för nitrifierarna, vilket gav lägre nitrathalter. Dock torde även
ökad COD-tillgång för denitrifierare och PAOs bidragit till lägre fosforutsläpp. Ett problem
var dock att SS-halten inte gick att sänka mer än ner till 4,9 g/l, eftersom PAOs då började
69

tvättas ur. Att pumpa en del av primärslammet till den första anaeroba bassängen testades
också. Upp till och med 20 % av primärslammet gick att pumpa innan PAOs började tvättas
ur om en SS-halt på 4,0 g/l hölls. Fosforavskiljning låg då på samma nivå som när inget
primärslam pumpades över. Nitrifierarna började tvättas ur vid 10 %.
En förändring av syrehalten i de aeroba bassängerna testades. Det antogs att den första aeroba
bassängen idag luftas med hälften av den mängd som luftas i de två andra aeroba bassängerna.
En minskning från den ordinarie luftning på 1 mg O 2 /l till 0,9 mg O 2 /l gav fortfarande en bra
fosforavskiljning med en något högre släpphastighet, som troligen berodde på minskad
nitrathalt på grund av att nitrifierarna tvättades ur. Vid 0,8 mg O 2 /l tvättades även PAOs ur
verket. Ökad syresättning försämrades bio-P-processen genom att nitrifierarna gynnades.
Dessutom testades minskning och ökning av syresättningen i enbart den första aeroba
bassängen. Från den antagna 0,5 mg O 2 /l under perioden kunde en minskning ner till 0,40 mg
O 2 /l göras utan att få sämre fosforutsläpp. Dock tvättades nitrifierarna ut vid denna syresättning.
Ökad syresättning försämrade bio-P-processen genom att nitrifierarna gynnades.
En sänkning av temperaturen gav en urtvättning av nitrifierare. Under 14˚C tvättades även
PAOs bort. Vid en höjning av temperaturen gynnades nitrifierarna, vilket därmed missgynnade
bio-P-processen.
Tab. 7.9 visar hur en förändring av doseringen av Ekoflock 71 minskar och ökar utsläppet av
fosfor i det simulerade verket. Helt utan dosering skulle inte en fosforavskiljning på 90 %
(0,52 mg P/l) klaras av eftersom 0,64 mg P/l i genomsnitt släpps ut då. Dagens dosering på 40
slag i genomsnitt är dock onödigt hög. En halvering av denna dosering skulle räcka. Om ett
lägre gränsvärde, till exempel 0,30 mg P/l, skulle gälla i framtiden skulle doseringen behöva
ökas. Dock är det svårt att resonera kring kemikaliedoseringen när egenskaperna hos den
simulerade fällningskemikalien inte motsvarar den verkliga, Ekoflock 71.
Tabell 7.9 Dosering av Ekoflock 71 i antal slag och dess påverkan på det totala fosforutsläppet.
Antal slag 0 10 20 25 30 35 40 45 50 60 75 100
Tot-P 0,64 0,56 0,50 0,47 0,44 0,41 0,38 0,36 0,33 0,29 0,25 0,21
Säsongsvariationen var svår att simulera då mängden data var så liten. Inte heller
temperaturmätningar fanns tillgängliga. Ett försök gjordes dock där variationen i belastningen
delades upp i fyra olika perioder under det studerade året och temperaturen varierades mellan
de olika årstiderna. Resultatet blev att fosforavskiljningen var betydligt sämre under
sommaren, troligen på grund av låg COD-belastning och god nitrifikation.
70

8 Diskussion
8.1 Hydrolysförsök
En koncentrationsökning av löst COD, acetat, propionat, ammoniumkväve och fosfatfosfor
under slamhydrolysens första dagar konstaterades i alla försök. Försökstemperaturen var
20˚C, vilket troligtvis är mellan 5-10˚C högre än den verkliga processtemperaturen i
Smålandsstenar avloppsreningsverk. De funna utbytena och hydrolyshastigheterna borde
alltså vara något högre än vad de är i verket.
Hydrolys av returslam gav de högsta maximala utbytena av hydrolysprodukterna, medan
hydrolyshastigheten, uttryckt i VFA-COD/(VSS . h), var högre i primärslammet än i
returslammet. Dessutom var andelen av VFA och dess beståndsdelar acetat och propionat av
mängden producerat löst COD, något högre när primärslam hydrolyserades. 50/50-
blandningen av primär- och returslam visade sig mest ge värden som var ett mellanting
mellan de två separerade slammen. Dock var den initiella hydrolyshastigheten uttryckt i VFA-
COD/(VSS . h) den högsta. Några direkta slutsatser om vilka effekter en blandning ger på
VFA-produktionen kan dock inte dras efter endast ett försök.
Den initiella returslamshydrolyshastigheten räknat i g VFA-COD/(g initiellt total-COD . d)
var 0,033, vilket är större än de värden som Särner et al., (2004) och Petersen (2002) funnit.
Detta beror på att dessa studiers slamåldrar var högre på grund av krav på biologisk
kväveavskiljning. Produktionen av löst COD i primärslamshydrolysen överensstämde med
Andreasen et al. (1997).
Den förväntade ökningen av ammoniumkväve och fosfatfosfor som ger upphov till ökad
belastning på verket, när hydrolysatet pumpas in i huvudströmmen, kunde konstateras.
Ökningen av dessa i primärslamhydrolysen var i nederkant i det intervall som Banister et al.
(1998) fick av ett antal primärslamshydrolyser.
Fig. 7.9 visade att om en VFA-COD/P-kvot på mellan 10-20 gäller för att uppnå biologisk
fosforavskiljning skulle en primärslamshydrolys kunna genomföras på mindre än en dag utan
få en ökad belastning av fosfor. Med en kvot på 10 skulle även blandningens hydrolysat
kunna användas efter en dags hydrolys, med en striktare kvot skulle det dock ta ett par dagar.
Returslamshydrolysen var tvungen att pågå i två dagar för att uppnå kvoten 10, sedan skedde
troligen metanbildning i det ena försöket som gjorde att acetat gick förlorad. En
primärslamshydrolys är alltså att föredra för att få en så kort slamuppehållstid som möjligt
och slippa eventuell metanbildning. Den initiella VFA-produktionen var ju dessutom högre
hos primärslammet. Dock är mängderna av returslam betydligt större. Ett alternativ är att
separera klarfasen i returslammet och tillsätta fällningskemikalier för fosfor, innan denna
pumpas till den anaeroba bassängen.
Ett samband mellan ökad VFA-produktion och ökad ammoniumkväve under hydrolysens
gång kunde konstateras. Detta samband sågs även av Daton & Wallergård (2003), vilket
innebär att hydrolysens gång kan följas genom att bara mäta ammoniumkväve, som är enklare
att mäta än VFA. Dock kan inte en minskning av VFA, som vid till exempel metanbildning,
konstateras vid enbart mätning av ammoniumkväve. Returslamshydrolysen ger en högre
belastning av ammoniumkväve på det biologiska steget än primärslamshydrolysen vid en
recirkulation av hydrolysatet.
71

Returslammet innehöll ingen VFA innan hydrolysförsöket startades, vilket dock primärslammet
gjorde. Detta tyder på att en viss hydrolys skett i primärslammet innan försöket
startades, även om ingen VFA kunde påvisas i vatten som lämnade försedimenteringen.
Antingen har denna skett under transport och/eller förvaring. Då skulle dock även en viss
VFA-produktion kunnat påvisas i returslammet eftersom transport och förvaring var desamma
för de båda slammen. Alternativen som återstår är att de mätningar av VFA i utloppet från
försedimenteringsbassängen är för få och därmed något missvisande eller att det sker en viss
hydrolys i slammet i botten av försedimenteringsbassängen, som dock inte hinner nå klarfasen
innan slammet pumpas till förtjockaren.
8.2 Fosforsläppförsök
Tydliga fosforsläpp konstaterades i samtliga försök. De två första försöken uppvisade en god
bio-P-process om man tittar på den klassificering Janssen et al. (2002) gjorde av olika fosforsläppshastigheter
i Tab. 2.1. Tredje försökets släpphastighet pekar på en måttlig process, dock
var slamhalten mycket låg i detta försök, vilket tyder på en viss slamflykt som kan ha
påverkat processen. Genomsnittshastigheten i de tre första försöken ger ett värde som innebär
en god bio-P-process. Antalet försök är för få för att göra en riktig utvärdering av bio-Pprocessens
variationer, men väl många att kunna konstatera att biologisk fosforavskiljning
sker i verket.
Den ändrade konfigurationen skulle kunna ge en förbättrad bio-P-process, om man tittar på
resultaten från primärslamshydrolysen. Den initiella VFA-mängden i primärslammen kan
tyda på att en viss hydrolys sker på försedimenteringsbassängens botten. Fosforsläppförsöket
gav en initiell fosforsläpphastighet som tyder på en god bio-P-process. Dock var släppet per
VSS dåligt, det sämsta av samtliga försök, även om denna halt var hög. Den ökade slamhalten
beror på att primärslammet tillför mycket partikulärt substrat som inte är bakterier.
Fosforsläppet per liter var i samma storleksordning som det tredje försöket, det vill säga
mindre än hälften av släppet i de två första försöken. Åtminstone något försök till skulle ha
behövts göra för att kunna göra en riktig utvärdering av den förändrade konfigurationen. Detta
förhindrades dock, som redan har nämnts, av att den temporära, något för tunna plastslang,
som användes för att leda över primärslammet till den anaeroba bassängen, ofta slammade
igen, vilket gav onödigt arbete till maskinisterna och därför stoppades försöket.
Det första försöket gjordes utan temperatur- och pH-reglering medan de andra försöken
skedde med temperaturen 20˚C och pH 7. pH var högre i första försöket, vilket enligt
Smolders et al. (1994) skulle innebära att ett högre fosforsläpp skulle kunna ses på grund av
att det går åt mer energi vid acetatupptag vid högre pH. Detta kunde dock inte ses, om man
jämför det första försöket med det två veckor senare pH-reglerade andra försöket. Dessa två
försök uppvisade istället ett mycket liknande fosforsläpp. Temperaturen var också något
högre under det första försöket, vilket också borde ha gett ett högre fosforsläpp.
Släpp av kalium, magnesium och kalcium konstaterades i de försök där deras koncentrationer
mättes. Jämför med tidigare studier var K/P-kvoterna mycket höga och Mg/P-kvoterna låga.
Dessa extrema kvoter kan kanske förklaras av att vattenverket i Smålandsstenar distribuerar
vatten med en magnesiumkoncentration på cirka 3,2 mg/l (under åren 2004-2005), vilket är
mycket lägre än det gränsvärde för att få igång en bio-P-process enligt Imai et al. (1988) och
Ky et al. (2001). Möjligtvis leder den låga koncentrationen till brist på magnesium, vilket
också gör att mer kalium tas upp istället och att fosforsläppet blir sämre. Tykesson & Jansen
(2005) såg en tendens till att höga K/P-kvoter gav sämre fosforsläpphastigheter.
72

Summan av molekvivalentkvoterna föreslår att kalcium inte bidrar till fosforsläppet, om
summan av dessa enligt Comeau et al. (1987) ska vara 1. Släppet av löst järn kan förklaras
med att en viss hydrolys och Fe(III)-reduktion sker under försökets gång.
Förbrukningen av tillsatt acetat kunde med säkerhet endast konstateras i två av försöken.
P/VFA-kvoterna var i dess två försök var mycket låga, vilket kan tyda på att GAOs finns
närvarande (Barnard & Scruggs, 2003). Varför inte en tydlig förbrukning av acetat ses i alla
försök är oklart och kan inte förklaras med en produktion av VFA genom hydrolys.
8.3 Nitrifikationsförsök
En viss nitrifikation kunde påvisas i försöket. Dock är den inte gynnad då Kemira Kemwater
(2003) nämner en normal nitrifikationshastighet kring 2,0 g NO 3 -N/(g VSS . h) vid 20˚C och
med krav på kväveavskiljning. Detta är bra, för att minimera nitratrecirkulationen till den
anaeroba zonen och beror på en kort aerob slamålder och låg syresättning.
8.4 Datasimulering
Kalibreringen i EFOR (2003) grundades på medelvärden på utgående ämneskoncentrationer
för perioden april 2004 till och med mars 2005. Dessutom uppskattades den mycket osäkra
kemikaliedoseringen, medelvärdet för SS-halten i den sista aeroba bassängen och
medeltemperaturen. Dessa exempel är några få, men kanske de viktigaste, av de många
antaganden och förenklingar som gjordes för att kunna genomföra en simulering av
Smålandsstenar avloppsreningsverk. Tillgång av driftsdata var bristfällig, vilket ofta är fallet
vid mindre kommunala avloppsreningsverk. Resultatet av kalibreringen och de efterföljande
simuleringarna ska därför bara ge en fingervisning om hur verkets drift förhåller sig idag.
Startvärdena på modellparametrarna i EFOR (2003) gav verket en alldeles för god bio-Pprocess
med mycket bra reningsgrad, även om mycket nitrat recirkulerades in i den anaeroba
zonen på grund av en mycket bra nitrifikation. Något för mycket SS avskiljdes med
startvärdena. Detta korrigerades, vilket innebar att mer partikulärt fosfor lämnade verket. När
fosforsläpphastigheten korrigerades ökade utsläppet något mer, men var fortfarande lägre än
det uppmätta genomsnittliga utsläppsnivån.
Nitrathalterna i Smålandsstenar avloppsreningsverk är i verkligheten låga. Detta beror på att
nitrifikationen i verket inte är gynnad på grund av den korta aeroba slamåldern (8,5 dagar)
samt låg syresättning i de luftade bassängerna (under 1,0 mg O 2 /l). Kravet på kväveavskiljning
finns ju inte på verket. Nitrifikationen är dock närvarande, och bidrar tillsammans
med sedimentering och assimilering till kväveavskiljning. Den uppmätta nitrifikationshastigheten
gick inte att använda i kalibreringen då denna bidrog till en kollaps av
nitrifierarna. EFOR (2003) startvärde på tillväxthastigheten hos nitrifierare sänktes tills att
uppmätt medelvärde av utgående ammonium överensstämde med modellens. Detta gav dock
fortfarande för högt utgående nitrathalt, vilket gjorde att denitrifikationen fick gynnas genom
att till exempel kraftigt höja deras halvmättnadskonstant för syre. Det sistnämnda kan tyda på
att spridningen av syret i de luftade bassängerna är dålig i verkligheten, vilket gör att små
anoxiska zoner uppstår i dessa och där sker denitrifikation.
En minskning av nitrathalten ökade fosforsläpphastigheten till över den uppmätta igen. Denna
sänktes återigen och fortfarande var fosforavskiljningen bättre än den uppmätta. Därför
sänktes fermenteringshastigheten, det vill säga den hastighet som står för produktionen av
VFA, för att öka utsläppet.
73

Efter kalibreringen gjordes diverse simuleringar för att hitta en optimal drift av verket.
Osäkerheten kring den andel av icke-försedimenterat vatten som går in i den första anaeroba
bassängen, visade sig inte ha så stor betydelse då en lucköppning mellan 40 till 100 %, det vill
säga 20 till 50 % av flödet, gav samma utsläpp. Lägre andel innebar för lågt inflöde av lättnedbrytbara
kolkällor. Om även flödet in till försedimenteringsbassängen skulle kunna
regleras av en lucka, skulle en större andel kunna ledas in i den anaeroba zonen direkt. En
simulering av detta gav dock sämre fosforavskiljning, troligen på grund av att mindre fosfor
avskiljdes i försedimenteringen samt på grund av något förhöjda nitrathalter.
Syresättning med 1,0 mg O 2 /l visade sig vara optimalt för den kalibrerade modellen gällande
fosforutsläpp. Eventuellt skulle en något lägre syresättning fungera, vilket styrks av
verkligheten då verket har haft en syresättning på 0,8 mg O 2 /l under våren och sommaren
2005 utan ökad dosering. En lägre syresättning av den första aeroba bassängen verkar vara bra
för bio-P-processen.
De fåtal VFA-mätningarna i inloppet visade att ingen VFA kom in i verket. En ökning upp till
20 mg VFA-COD/l visade sig räcka för att få lägre utsläpp av fosfor. Högre inflöde av VFA
gav ingen direkt förbättrad avskiljning. Verket verkar alltså kunna producera mycket VFA
genom hydrolys.
Att pumpa primärslam till den första anaeroba bassängen gav naturligt högre SS-halter, vilket
ökade slamuttaget från mellansedimenteringen till förtjockaren. Detta försök gjordes också för
att öka mängden kolkälla till PAOs. Det visade sig dock vara svårt att hålla en SS-halt på 4,0
g/l, när allt primärslam överfördes, då både PAOs och nitrifierare tvättades ur genom att för
mycket biomassa togs ut ifrån verket via överskottslammet. Nitrifikationen försämrades
genom att mer syre gick åt till nedbrytning av organiskt material. Hölls en SS-halt på cirka 5
g/l erhölls en bättre fosforavskiljning. Problemet är i verkligheten är dock att en högre SS-halt
kan leda till högre utsläpp av SS på grund av att sedimenteringsbassängerna inte klara av att
avskilja den ökade slamvolymerna. Detta skulle i sin tur kunna leda till ökad grumlighet i
slutet av slutsedimenteringen, vilket är en signal för driftsmaskinisterna att höja kemikaliedoseringen.
Resultatet skulle kanske i slutändan bli ökat fosforutsläpp genom ökat utsläpp av
SS, som kan förhindras av en ökad kemikaliedosering. Detta kan kanske förhindras till en viss
del om man ökar syresättningen i de aeroba bassängerna, vilket gynnar nitrifikationen men
även bio-P-processen i detta fall.
Den biologiska fosforavskiljningen verkar fungera alldeles utmärkt i Smålandsstenar
avloppsreningsverk. Enligt simuleringarna, fås ett lågt utsläpp av fosfor (0,64 mg P/l) helt
utan dosering. Detta utsläpp är dock under gränsvärdet på 90 % avskiljning. Det kan dock
tyckas att detta utsläpp borde godkännas då inga kemikalier tillsätts till processen. Det är svårt
att diskutera hur en sänkning och höjning av kemikaliedoseringen påverkar utgående
fosforhalter då modellens dosering inte direkt motsvarar verklighetens. Enligt ansvarig
ingenjör vid verket, tyder simuleringarna med olika doseringsmängder på att en förändring av
doseringen ändrar det utgående fosforhalten mindre i modellen än i verkligheten.
74

9 Utvärdering av Smålandsstenar avloppsreningsverk
Fosforsläppförsöken och datasimuleringen tyder på att Smålandsstenar avloppsreningsverk
har en väl fungerande biologisk fosforavskiljning. Omställningen från att ha ett färre antal
bassänger med luftning, till att ha fler, vilka inkluderar anaeroba zoner med hydrolys av returslam
och viss inblandning av icke-försedimenterat avloppsvatten, har visat sig gynna bio-Pprocessen.
Detta har resulterat i nästan en halvering av kemikalieanvändningen.
Naturligtvis är det önskvärt att fler provtagning av både ingående och utgående vatten görs för
att man noggrannare ska kunna följa upp verkets drift och därmed kontinuerligt kunna utvärdera
denna. För att klara av låga utsläppsvärden utan kemikaliedosering eller med väldigt
låg sådan, krävs mer övervakning. Öresundsverket i Helsingborg har dock fått ett lägre
utsläppskrav gällande fosfor om biologisk fosforavskiljning tillämpas, 0,4 mg P/l i stället för
0,3 mg P/l. En sådan sänkning av utsläppskravet för Smålandsstenar avloppsreningsverk kan
kanske resultera i en kemikaliefri fosforavskiljning.
Vidare har verket en mycket bra denitrifikation, som bidrar till att låga nitrathalter följer med
returslammet till den anaeroba zonen. Detta är mycket bra för bio-P-processen. Den goda
denitrifikationen kan bero på att anoxiska områden bildas i de egentliga aeroba bassängerna
på grund av ojämn fördelning av syresättningen. Dessutom verkar hydrolysen av inkommande
COD och returslam fungera bra, då ingen VFA kunde påvisas i inloppet. Datasimuleringarna
visade även att extra VFA i inloppet förhöjer avskiljningen med mindre än 0,1 mg P/l.
Pilotförsöket med att pumpa allt primärslam till den första anaeroba zonen misslyckades, men
datasimuleringarna föreslår att en något bättre fosforavskiljning kan ske om SS-halterna tillåts
höjas. Exempelvis skulle SS-halten i de två sista aeroba bassängerna behöva ligga kring 5,0 g
SS/l, vilket dock kan leda till vissa problem, se Kap. 8.4.
Verket har en inkommande COD/P-kvot på 43, vilket enligt Fig. 2.3 skulle kräva en viktandel
fosfor på något över 4 % i överskottslammet med endast biologisk fosforavskiljning. Något
mindre än hälften av fosforavskiljningen skulle då ske genom assimilering. COD/P-kvoten är
något låg i jämförelse med den genomsnittliga kvot på 73 som Tykesson et al. (2001) fann för
ett antal svenska avloppsreningsverk.
Utvärderingen saknar i princip en undersökning av dygns- och säsongsvariationer gällande
belastning och driftresultat på grund av brist på data. Eventuellt är belastningen något lägre
under sommaren.
75

10 Biologisk fosforavskiljning – en sammanfattning
Denna rapport innehåller en beskrivning av förutsättningar för biologisk fosforavskiljning, en
utvärdering av ett kommunalt avloppsreningsverk med en fungerande bio-P-process samt
försök att få fram mer lättillgänglig kolkälla från primär-, retur- och blandat slam genom
biologisk hydrolys i anaerob miljö. Rapporten sammanfattas i detta kapitel, ett kapitel som
kan beskrivas som en enkel manual för vad man bör tänka på för att kunna etablera eller
optimera biologisk fosforavskiljning i kommunala avloppsreningsverk i Sverige. Det
rekommenderas dock att läsaren även tar del av alla de tidigare kapitlen för att få en fullständig
förståelse av sammanfattningen.
Grundförutsättningarna för bio-P-processen är i princip tillgång på tillgänglig kolkälla i form
av VFA samt löst ortofosfat och skiftande anaeroba och aeroba (eller anoxiska) förhållanden.
Nitratrecirkulation till den anaeroba zonen, för häftig luftning, konkurrens med GAOs och
slamhantering är andra viktiga faktorer som i allra högsta grad påverkar processen.
En karakterisering av inkommande avloppsvatten är viktig; dels för att veta
avloppsreningsverkets belastning men också för att ta reda på hur stor del av COD som är
lättnedbrytbart eller i form av VFA. Ett riktmärke är att minst 10 mg VFA-COD krävs för att
avskilja 1 mg fosfor. I Sverige finns oftast inte tillräckliga mängder VFA i inkommande
vatten, vilket gör att man får förlita sig på att en tillräckligt bra hydrolys sker i den anaeroba
zonen. Denna kan gynnas genom att öka den anaeroba uppehållstiden. Om detta inte räcker,
kan en sidoströmshydrolys av antingen primär- eller returslam utnyttjas för att få ökad VFAproduktion.
Dock är det viktigt att räkna på om sidoströmshydrolysen leder till alltför ökad
belastning av fosfor och kväve. Eventuellt kan en fällningskemikalie tillsättas för att minska
den ökade fosforbelastningen. Ett annat alternativ är att sätta till externa kolkällor som
ättiksyra eller industriellt avloppsvatten från exempelvis matindustrin om dessa finns
tillgängliga. Inflöde av nitrat och syre samt närvaro av GAOs ökar den behövda VFAmängden.
En för hög tillsats av VFA eller en för hög VFA-produktion kan leda till att GAOs
gynnas.
Rejektvatten från slamhantering kan ge en betydligt ökad belastning, speciellt om inte varsam
hantering av biologisk överskottslam, med dess innehållande PAOs, sker.
Avsaknad av försedimentering leder till att mer av den inkommande COD kan utnyttjas vid
hydrolys i den anaeroba zonen. Detta ökar dock processvolymerna och syreåtgången.
Dessutom avskiljs oftast mest partikulärt COD i försedimenteringen, som ändå är relativt
svårnedbrytbart. Ett luftat sandfång förbränner förmodligen bort den redan ringa VFA i
inkommande vatten.
Dosering av fällningskemikalier kanske i slutändan ändå krävs för att uppnå hårda utsläppskrav.
Det är rekommenderbart att installera möjligheten till kemikaliedosering som ett backup-system
vid perioder vid alltför dålig biologisk fosforavskiljning, vid till exempel låg CODbelastning
och vid hög hydraulisk belastning. Online-mätningar av framför allt utgående
fosforhalt, men också av ingående VFA- och fosforhalt, är att föredra om optimal kemikaliedosering
ska kunna ske.
Det rekommenderas att kemslam skiljs från returslam i en bio-P-process, eftersom
fällningskemikalierna fäller ut fosfor som skulle ha utnyttjats av PAOs, vilket troligen leder
till att GAOs gynnas. Efterfällning är alltså att föredra som back-up-system. Dock finns det
76

verk med god bio-P-process med simultanfällning och med inblandning av kemslam i
returslam.
När krav på kväveavskiljning inte finns är en A/O-konfiguration med kort slamålder att
föredra för att hämma nitrifikationen. Det är inte önskvärt att nitrat recirkuleras till den
anaeroba zonen, då denitrifikationen konkurrerar med fosforsläppande PAOs om kolkälla.
Vid krav på kväveavskiljning ökar chansen för recirkulation av högre mängder nitrat. Detta
kan förhindras genom olika konfigurationslösningar beskrivna i Kap. 2.3. Genom att använda
sig av fördenitrifikation, det vill säga ha den anoxiska zonen efter den anaeroba men före den
aeroba, kan man gynna dentrifierande PAOs, vilket minskar den behövda mängden
lättillgänglig kolkälla. Det är också uppenbart att man bör undvika att syre tränger in i den
anaeroba zonen.
Sekundärt fosforsläpp måste förhindras för att en god bio-P-process ska kunna fortgå. Denna
sker i anaeroba zoner utan VFA-tillgång i exempelvis överdimensionerade anaeroba och
anoxiska bassänger samt i slamhantering. För häftig luftning vid exempelvis låg belastning är
också negativt för PAOs, då deras PHA förbränns i alltför snabb takt och utan PHA sker inget
fosforupptag.
I Sverige varierar temperaturen på avloppsvattnet med årstiderna, ofta på grund av att
dagvatten leds in via kombinerade system eller genom läckage. Bio-P-processen har visat sig
fungera bra även vid lägre temperaturer, då nitrifikationen fungerar sämre vilket leder till
minskad nitratrecirkulation och på grund av att även GAOs trivs sämre vid lägre temperaturer.
De låga temperaturerna ger dock långsammare hydrolys och ger därmed upphov till de oftast
för låga VFA-halterna i avloppsvattnet.
För att utvärdera om en god bio-P-process sker i ett verk, kan relativt enkla fosforsläppförsök,
som beskrivs i denna rapport, användas. Dessutom kan fosforinnehållet i överskottslammet
mätas för att se om förhöjt fosforupptag har skett. Modellering med ASM2d (Henze et al.,
1999) kan vara ett bra hjälpmedel vid optimering av bio-P-processen.
77

11 Slutsatser
• Biologisk fosforavskiljning kräver en skiftande anaerob och aerob/anoxisk miljö och
kolkälla i form av VFA. Det är viktigt att undvika nitratrecirkulation till den anaeroba
zonen, sekundärt fosforsläpp, för häftig luftning och konkurrens med GAOs.
• Både primär- och returslamshydrolys visade sig ge en hög VFA-produktion. Utbytena
var högre hos returslammet än hos primärslammet, dock producerade primärslammet
VFA snabbare.
• En blandning av primär- och returslam verkar ge en något förhöjd hastighet av VFAproduktionen.
Dock krävs fler försök för att konstatera detta.
• Returslamshydrolysen gav en mycket förhöjd ortofosfatkoncentration, som gör att den
bildade VFA kommer att åtgå för att ta upp den extra fosforbelastningen vid ett
införande av hydrolysatet i det biologiska steget.
• Smålandsstenar avloppsreningsverk har en väl fungerande bio-P-process. Ökad
övervakning skulle troligen kunna minska kemikaliedoseringen ytterligare.
• Att pumpa primärslam till den anaeroba zonen skulle ge mer VFA till bio-P-processen,
men ökade SS-halter i de biologiska bassängerna krävs då, vilket kan försämra avskiljningen
genom ökad slamflykt från verket.
• Det gick inte att kalibrera modellen i EFOR (2003) efter nitrifikationshastighet och
hydrolyshastigheter funna i labförsök.
78

12 Förslag på fortsatta studier
Smålandsstenar avloppsreningsverk bör fortsätta med dagens drift med bättre övervakning.
Under 2005 kommer en doseringsmätare installeras, vilket kommer att underlätta den fortsatta
utvärderingen av verket. Det vore också önskvärt att öka antalet mätningar i in- och utflödet.
Hypotesen om att en blandning av primär- och returslam kan ge en förhöjd VFA-produktion
måste utredas ytterligare. Inte bara en 50/50-blandning bör studeras utan också blandningar
med andra proportioner.
Även mer studier kring kombinerad kemisk och biologisk fosforavskiljning samt om GAOs,
borde förbättra förståelsen för drift av biologisk fosforavskiljning. Mer satsning på fullskaliga
försökslinjer skulle vara till stor nytta. Enzymtillsatser verkar vara spännande och effektiva
och om kostnaden för inköp av enzymer minskar, är detta ett nytt område att satsa allt mer
forskning på.
79

13 Referenser
Abu-ghararah, Z. H. & Randall, C. W. 1991. The effect of organic compounds on biological
phosphorus removal. Water Science and Technology. 23(4-6): 585-594.
Andreassen, K., Petersen, G., Thomsen, H. and Strube, R. 1997 Reduction of nutrient
emission by sludge hydrolysis. Water Science & Technology. 35(10): 79-85.
Arvin, E. & Kristensen, G. H. 1985. Exchange of organics, phosphate and cations between
sludge and water in biological phosphorus and nitrogen removal processes. Water Science &
Technology. 17(11-12): 147-162.
Aspegren, H. 1995. Evaluation of a high loaded activated sludge process for biological
phosphorus removal. Doktorsavhandling. Avdelningen för Vattenförsörjnings- och
avloppsteknik, Lunds Universitet.
Baetens, D., Vanrolleghem, P. A., van Loosdrecht, M. C. M. & Hosten, L. H. 1999.
Temperature effects in bio-P removal. Water Science & Technology. 39(1): 215-225.
Banister, S. S. & Pretorius, W. A. 1998. Optimisation of primary sludge acidogenic
fermentation for biological nutrient removal. Water SA. 24(1): 35-41.
Banister, S. S., Pitman, A. R. & Pretorius, W. A. 1998. The solubilisation of N and P during
primary fermentation and precipitation of the resultant P. Water SA. 24(4): 337-342.
Barnard, J. L. & Scruggs, C. E. 2003. Biological phosphorus removal. Secondary release and
GAOs can be your hidden enemies. Water Environmental Technology. 15(2): 27-33.
Bitton, G. 1994. Wastewater microbiology. John Wiley & Sons Inc., New York.
Bond, P. L., Erhart, R., Wagner, M., Keller, J. & Blackall, L. L. 1999. Identification of some
major groups of bacteria in efficient and nonefficient biological phosphorus removal activated
sludge systems. Applied and Environmental Microbiology. 65(9): 4077-4084.
Borglund, A. M. 2004. Kombinerad kemisk och biologisk fosforrening på Käppalaverket,
Lidingö – En studie ur ett processtekniskt, mikrobiologiskt och ekonomiskt perspektiv. VA-
Forskrapport nr. 2004-06.
Bortone, G., Saltarelli, R., Alonso, V., Sorm, R., Wanner, J. & Tilche, A. 1996. Biological
anoxic phosphorus removal – The Dephanox process. Water Science & Technology. 34(1-2):
119-128.
Brdjanovic, D., van Loosdrecht, M. C. M., Hooijmans, C. M., Alaerts, G. J. & Heijnen, J. J.
1997. Temperature effects on physiology of biological phosphorus removal. Journal of
Environmental Engineering. 123(2): 144-153.
Brdjanovic, D., Slamet, A., van Loosdrecht, M. C. M., Hooijmans, C. M., Alaerts, G. J. &
Heijnen, J. J. 1998. Impact of excessive aeration on biological phosphorus removal from
wastewater. Water Research. 32(1): 200-208.
80

Bundgaard, E., Andersen, K. L. & Petersen, G. 1989. Bio-Denitro and Bio-Denipho systems –
experiences and advanced model development: the Danish systems for biological N and P
removal. Water Science & Technology. 21:1727-1730.
Bydén, S., Larsson, A. - M. & Olsson, M. 1996. Mäta vatten – undersökningar av sött och
salt vatten. Andra upplagan. Institutionen för tillämpad miljövetenskap och Oceanografiska
institutionen, Göteborgs Universitet.
Christensson, M. 1997. Enhanced biological phosphorus removal – carbon sources, nitrate as
electron acceptor, and characterisation of the sludge community. Licentiatuppsats.
Department of Biotechnology, Lunds Universitet.
Christensson, M., Jönsson, K., Lee, N., Lie, E., Johansson, P., Welander, T. & Østgaard, K.
1995. Utvärdering av biologisk fosforavskiljning vid Öresundsverket i Helsingborg –
processtekniska och mikrobiologiska aspekter. VA-Forskrapport nr. 93-111.
Comeau, Y., Rabionwitz, B., Hall, K. J. & Oldham, W. K. 1987. Phosphate release and
uptake in enhanced biological phosphorus removal from wastewater. Journal Water Pollution
Control Federation. 59(7): 707-715.
Daton, M. & Wallergård, A. 2003. Utvärdering av VFA-resurserna för en bio-P-process på
Västra Strandens avloppsreningsverk i Halmstad. Examensarbete nr. 2003-01, Avdelningen
för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik, Lunds Tekniska Högskola.
Ekama, G. A., Marais, G. v. R. & Siebritz, I. P. 1984. Theory, design and operation of
nutrient removal activated sludge processes. Water Research Commission. University of
Cape Town, City Council of Johannesburg och National Institute for Water Research of the
CSIR.
Erdal, U. G., Erdal, Z. K. & Randall, C. W. 2003a. The competition between PAOs
(phosphorus accumulating organisms) and GAOs (glycogen accumulating organisms) in
EBPR (enhanced biological phosphorus removal) systems at different temperatures and
effects on system performance. Water Science & Technology. 47(11): 1-8.
Erdal, U. G., Erdal, Z. K. & Randall, C. W. 2003b. A thermal adaptation of bacteria to cold
temperatures in an enhanced biological phosphorus removal system. Water Science &
Technology. 47(11): 123-128.
Filipe, C. D. M., Daigger, G. T. & Grady Jr, C. P. L. 2001a. A metabolic model for acetate
uptake under anaerobic conditions by glycogen accumulating organisms: stoichiometry,
kinetics, and the effect of pH. Biotechnology & Bioengineering. 76(1): 17-31.
Filipe, C. D. M., Daigger, G. T. & Grady Jr, C. P. L. 2001b. Stoichiometry and kinetics of
acetate uptake under anaerobic conditions by an enriched culture of phosphorus-accumulating
organisms at different pH. Biotechnology & Bioengineering. 76(1): 32-43.
Gujer, W., Henze, M., Mino, T., Matsuo, T., Wentzel, M. C. & Marais, G. v. R. 1995. The
activated sludge model no. 2: Biological phosphorus removal. Water Science & Technology.
31(2):1-11.
81

Gujer, W. & Zehnder, A. J. B. 1983. Conversion processes in anaerobic digestion. Water
Science & Technology. 15(8-9): 127-167.
Haas, D. W. de, Wentzel, M. C. & Ekama, G. A. 2000a. The use of simultaneous chemical
precipitation in modified activated sludge systems exhibiting biological excess phosphate
removal. Part 2: Experimental periods using alum. Water SA. 26(4): 467-483.
Haas, D. W. de, Wentzel, M. C. & Ekama, G. A. 2000b. The use of simultaneous chemical
precipitation in modified activated sludge systems exhibiting biological excess phosphate
removal. Part 3: Experimental periods using ferric chloride. Water SA. 26(4): 485-504.
Henze, M., Gujer, W., Mino, T., Matsuo, T., Wentzel, M. C., & Marais, G. v. R. 1995.
Wastewater and biomass characterization for the activated sludge model no. 2: Biological
phosphorus removal. Water Science & Technology. 31(2): 13-23.
Henze, M., Grady Jr, C. P. L., Gujer, W., Marais, G. v. R. & Matsuo, T. 1997. Activated
sludge model no. 1. International Association on Water Pollution Research and Control task
group on mathematical modelling for design and operation of biological wastewater
treatment. London.
Henze, M., Gujer, W., Mino, T., Matsuo, T., Wentzel, M. C., Marais, G. v. R. & van
Loosdrecht, M. C. M. 1999. Activated sludge model no 2D, ASM2D. Water Science &
Technology. 39(1): 165-182.
Hu, Z.-R., Wentzel, M. C. & Ekama, G. A. 2002. The significance of denitrifying
polyphosphate accumulating organisms in biological nutrient removal activated sludge
systems. Water Science & Technology. 46(1-2): 129-138.
Imai, H., Endoh, K. & Kozuka, T. 1988. Magnesium requirement for biological removal of
phosphate by activated sludge. Journal of Fermentation Technology. 66(6): 657-666.
Janssen, P. M. J., Meinema, K. & van der Roest, H. F. 2002. Biological phosphorus removal
– manual for design and operation. IWA publishing, London.
Jönsson, K. & Jansen, J. la C. 2005. Hydrolysis of return sludge for production of easily
biodegradable carbon – effect of pre-treatment, sludge age and temperature. Opublicerad.
Jönsson, L.-E. 1995. Analys av VFA – en enkel titrermetod. Vatten. 51(4): 300-303.
Kemira Kemwater. 2003. About water treatment. Ed. Lindquist, A. On Paper, Helsingborg.
Kuba, T., van Loosdrecht, M. C. M. & Heijnen, J. J. 1996. Phosphorus and nitrogen removal
with minimal COD requirement by integration of denitrifying dephosphatation and
nitrification in a two-sludge system. Water Research. 30(7): 1702-1710.
Ky, R. C., Comeau, Y. Perrier, M. & Takacs, I. 2001. Modelling biological phosphorus
removal from a cheese factory effluent by an SBR. Water Science & Technology. 43(3): 257-
264.
82

Lawrence, E. 2000. Henderson’s dictionary of biological terms. Tolfte upplagan. Prentice
Hall.
Levin, G. V. Topol, G. J., Tarnay, G. T. & Samworth, R. B. Pilot-plant tests of a phosphate
removal process. Journal Water Pollution Control Federation. 44(10): 1940-1954.
Mamais, D. & Jenkins, D. 1992. The effects of MCRT and temperature on enhanced
biological phosphorus removal. Water Science & Technology. 26(5-6): 955-965.
Marklund, S. & Morling, S. 1994. Biological phosphorus removal at temperatures from 3 to
10ºC – a full-scale study of a sequencing batch reactor unit. Canadian Journal of Civil
Engineering. 21: 81-88.
Meinhold, J., Filipe, C. D. M., Daigger, G. T. & Isaacs, S. 1999. Characterization of the
denitrifying fraction of phosphate accumulating organisms in biological phosphate removal.
Water Science & Technology. 39(1): 31-42.
Mino, T., van Loosdrecht, M. C. M. & Heijnen, J. J. 1998. Microbiology and biochemistry of
the enhanced biological phosphate removal process. Water Research. 32(11): 3193-3207.
Morgenroth, E., Kommedal, K. & Harremoës, P. 2002. Processes and modelling of hydrolysis
of particulate organic matter in aerobic wastewater treatment – a review. Water Science &
Technology. 45(6):25-40.
Moser-Engeler, R., Udert, K. M., Wild, D. & Siegrst, H. 1998. Products from primary sludge
fermentation and their suitability for nutrient removal. Water Science & Technology. 38(1):
265-273.
Nielsen, P. H. 1996. The significance of microbial Fe(III) reduction in the activated sludge
process. Water Science & Technology. 34(5-6): 129-136.
Oehmen, A., Yuan, Z., Blackall, L. L. & Keller, J. 2004. Short-term effects on carbon source
on the competition of polyphosphate accumulating organisms and glycogen accumulating
organisms. Water Science & Technology. 50(10): 139-144.
Petersen, G. 2002. Biologisk slamhydrolyse af aktivt slam – en naturlig process i renseanlæg.
Spildevands-teknisk tidskrift, nr 4, okt 2002.
Pitman, A. R., Lötter, L. H., Alexander, W. V. & Deacon, S. L. 1992. Fermentation of raw
sludge and elutriation of resultant fatty acids to promote excess biological phosphorus
removal. Water Science & Technology. 25(4-5): 185-194.
Randall, A. A. & Liu, Y.-H. 2002. Polyhydroxyalkanoates form potentially a key aspect of
aerobic phosphorus uptake in enhanced biological phosphorus removal. Water Research.
36(14): 3472-3478.
Rickard, L. F. & McClintock, S. A. 1992. Potassium and magnesium requirements for
enhanced biological phosphorus removal from wastewater. Water Science & Technology.
26(9-11): 2203-2206.
83

Satoh, H., Mino, T. & Matsuo, T. 1994. Deterioration of enhanced biological phosphorus
removal by the domination of microorganisms without polyphosphate accumulation. Water
Science & Technology. 30(6): 203-211.
Schuler, A. J. & Jenkins, D. 2002. Effects of pH on enhanced phosphorus removal
metabolisms. Water Science & Technology. 46(4-5): 171-178.
Schönborn, C., Bauer, H.-D. & Röske, I. 2001. Stability of enhanced biological phosphorus
removal and composition of polyphosphate granules. Water Research. 35(13): 3190-3196.
Saunders, A. M, Oehmen, A., Blackall, L. L., Yuan, Z. & Keller, J. 2003. The effect of GAOs
on anaerobic carbon requirements in full-scale Australian EBPR plants. Water Science &
Technology. 47(11): 37-43.
Sheer, H. & Seyfrid, C. F. 1997. Enhanced biological phosphate removal: modelling and
design in theory and practice. Water Science & Technology. 35(10): 43-52.
Skalsky, D. S. & Daigger, G. T. 1995. Wastewater solids fermentation for volatile acid
production and enhanced biological phosphorus removal. Water Environment Research.
67(2): 230-237.
Smolders, G. J. F., van der Meij, J., van Loosdrecht, M. C. M. & Heijnen, J. J. 1994. Model of
the anaerobic metabolism of the biological phosphorus removal process: Stoichiometry and
pH influence. Biotechnology & Bioengineering. 43:461-470.
Särner, E., Jonasson, C. & Petersson, M. 2004. Hydrolys av returslam för förbättrad biologisk
fosforavskiljning. Vatten. 60(4): 231-238.
Teichgräber, B. 2000. Acidification of primary sludge to promote increased biological
phosphorus elimination and denitrification. Water Science & Technology. 41(9): 163-170.
Tykesson, E. 2002. Combined biological- and chemical phosphorus removal in wastewater
treatment – Swedish experience and practical application of phosphorus-release batch tests.
Licentiatuppsats. Avdelningen för Vattenförsörjnings- och avloppsteknik, Lunds Universitet.
Tykesson, E., Aspegren, H., Nielsen, P. H. & Jansen, J. la C. 2002. Use of phosphorus release
batch tests for modelling an EBPR pilot plant. Water Science & Technology. 45(6): 99-106.
Tykesson, E. & Blackall, L. L., Kong, Y., Nielsen, P. H. & Jansen, J. la C. 2003. Applicability
of experience from laboratory reactors with biological phosphorus removal in full-scale
plants. IWA Conference on Environmental Biotechnology, Advancement on Water and
Wastewater Applications in the Tropics December 9 th -10 th 2003, Kuala Lumpur, Malaysia.
Tykesson, E. 2005. Enhanced biological phosphorus removal – Processes, competing
substances and tools for operation of wastewater treatment plants. Doktorsavhandling.
Avdelningen för Vattenförsörjnings- och avloppsteknik, Lunds Universitet.
Tykesson, E. & Jansen, J. la C. 2005a. The role of potassium and magnesium in enhanced
biological phosphorus removal. Opublicerad artikel i Tykesson (2005).
84

Tykesson, E. & Jansen, J. la C. 2005b. Evaluation of laboratory batch tests for enhanced
biological phosphorus removal. Vatten 61:43-50.
Tykesson, E., Jansen, J. la C. & Särner, E. 2001. Bio-P på mindre svenska anläggningar.
Nordiskt seminarium, Köpenhamn, januari 2001.
Whang, L.-M. & Park, J. K. 2002. Competition between polyphosphate- and glycogenaccumulating
organisms in biological phosphorus removal systems – effect of temperature.
Water Science & Technology. 46(1-2): 191-194.
85

Bilaga I
Bestämning av andel icke-försedimenterat vatten av inflödet
Det avloppsvatten som kommer in i Smålandsstenar avloppsreningsverk strömmar först
antingen in i försedimenteringen eller in i den första anaeroba bassängen. Det finns en lucka
in till den anaeroba bassängen som inte är helt öppen. Det är inte känt hur mycket denna lucka
är öppen. För att uppskatta detta gjordes nedanstående antaganden och beräkningar.
Rundpumpningen av slam från de två mellansedimenteringarna sker med hjälp av två pumpar
i varje sedimenteringsbassäng. Genomsnittsflödet som dessa pumpar sammanlagt ger,
räknades fram genom att uppskatta pumphöjden, använda den specifika pumpkurvan samt
beräkna pumptider.
Den 3 augusti 2005 och den 10 augusti 2005 genomfördes mätning av SS-halter på tre olika
punkter i verket för att, tillsammans med dagsflödet och den uppskattade returpumpningen,
kunna beräkna lucköppningen.
Ekv. 1 användes för att beräkna flödet genom luckan.
( QR
QL
) ⋅ SS
a1 + ( Q − QL
) ⋅ SS
ef
= ( Q + QR
) ⋅ SS
a2
+ Ekvation 1.
där Q R är returslamsflödet [l/s], Q dagsinflöde till verket [l/s], Q L flödet genom luckan [l/s],
SS a1 SS i första aeroba bassängen [mg SS/l], SS a2 SS i andra aeroba bassängen [mg SS/l]och
SS ef är SS i vattnet som genomgått försedimentering [mg SS/l].
3 augusti 2005 10 augusti 2005
Q R = 8,54 l/s
Q R = 8,54 l/s
Q = 1738 m 3 /dygn = 20,12 l/s Q = 2369 m 3 /dygn = 27,42 l/s
SS a1 = 3200 mg/l
SS a1 = 4300 mg/l
SS a2 = 1800 mg/l
SS a2 = 2000 mg/l
SS ef = 19 mg/l
SS ef = 34 mg/l
Ovanstående värden användes för att räkna ut hur stort flöde som går igenom luckan vid de
två olika mättillfällena med hjälp av Ekv. 1.
3 augusti 2005 Q L = 7,51 l/s = 649 m 3 /dygn
10 augusti 2005 Q L = 8,03 l/s = 694 m 3 /dygn
Q Lmedel = 671,5 m 3 /dygn
Det antas att det vid medelflödet för perioden april 2004 till och med mars 2005, Q medel ,
passerar samma mängd vatten luckan som medelvärdet av de två ovan nämnda mätningarna,
Q Lmedel .
Q medel = 24,78 l/s = 2141 m 3 /dygn
671,5
Andel av Q medel = = 31 %
2141
86

Om 31 % av allt vatten som kommer in i verket går genom luckan, så simuleras en 62 %-ig
öppning av denna i EFOR (2003), då noder i EFOR (2003) delar upp vattenströmmen lika
mellan två olika ledningar.
Ett riktmärke för verket är att upprätthålla en SS-halt på 4,0 g/l i den andra och tredje aeroba
bassängen. Om 31 % av det ingående vattnet går direkt till den första anaeroba bassängen och
detta vattens SS-halt försummas samt om returpumpningen är 8,54 l/s, kan den genomsnittliga
SS-halten i de anaeroba bassängerna och den första aeroba bassängen, beräknas med
medelflödet på 24,78 l/s. Beräkningen görs med Ekv. 2.
( Q + Q ) ⋅ SS = ( Q + Q ) ⋅ SS
Ekvation 2.
R
Lmedel
anmedel
medel
R
amedel
där SS anmedel är den genomsnittliga SS-halten i de anaeroba bassängerna och den första aeroba
[mg SS/l] och SS amedel är den genomsnittliga SS-halten i de två sista aeroba bassängerna [mg
SS/l].
Genom att sätta in värden i Ekv. 2, fås SS anmedel = 8,2 g/l.
87

Bilaga II
Slamåldersberäkning
De exakta uttagen av överskottslam är inte kända för Smålandsstenars avloppsreningsverk,
vilket gör det svårt att räkna ut en exakt slamålder. Dock kan en överslagsräkning göras om
följande regel används: 1 kg av ingående COD omvandlas till 0,5 kg biomassa (Kemira
Kemwater, 2003). Biomassa antas vara ekvivalent med SS.
Den aeroba slamåldern räknas ut med Ekv. 1.
Aerob slamålder =
Q
ex
V
a
⋅ SS
⋅ SS
ex
a
+ Q ⋅ SS
ef
Ekvation 1.
där V a är den totala aeroba bassängvolymen [m 3 ], Q ex överskottslamsflödet [m 3 /d], SS a SShalten
i de aeroba bassängerna [kg SS/m 3 ], SS ex SS-halten i överskottslammet [kg SS/m 3 ] och
slutligen är SS ef lika med SS-halten i det utgående vattnet [kg SS/m 3 ].
Ingående COD-halt är i genomsnitt 225 mg/l, vilket med ett dagligt flöde på 2141 m 3 ger 482
kg COD/d, som i sin tur ger 241 kg SS/d. Det som dagligen bildas i biomassa är den mängd
slam som tas ut som överskottslam. De två sista aeroba bassängerna, innehåller i genomsnitt
4,0 kg SS/m 3 , medan den första innehåller en högre halt. Genom att anta att 30 % av det totala
inflödet går direkt till den första anaeroba bassängen, kan SS-halten i den första aeroba
bassängen och i de anaeroba bassängerna uppskattas, genom beräkning redovisad i Bilaga I,
till 8,2 kg SS/m 3 .
V a1+a2 = 374 m 3
V a3 = 80 m 3
SS a1+a2 = 4,0 kg SS/m 3
SS a3 = 8,2 kg SS/m 3
Q ex . SS ex = 241 kg SS/d
Q = 2141 m 3
SS ef = 0,0062 kg/m 3
Ovanstående värden användes för att räkna ut den aeroba slamåldern med hjälp av en
modifierad Ekv. 1.
Va
1+
a2
⋅ SS
a1+
a2
+ Va3
⋅ SS
a3
374 ⋅ 4,0 + 80 ⋅8,2
Aerob slamålder = =
= 8, 5
Q ⋅ SS + Q ⋅ SS 241+
2141⋅
0,0062
ex
ex
ef
dagar.
Den totala slamåldern beräknas med Ekv. 2.
Total slamålder =
V
a1+ a2
⋅ SS
a1+
a2
+ Va3
⋅ SS
a3
Q
ex
⋅ SS
ex
+ Q ⋅ SS
+ V
ef
an
⋅ SS
an
Ekvation 2.
där V an är den totala anaeroba bassängvolymen [m 3 ] och SS an är SS-halten i de anaeroba
bassängerna [kg SS/m 3 ]. SS an är densamma som SS a3 .
88

V an = 204 m 3
SS an = 8,3 kg SS/m 3
374 ⋅ 4,0 + 80 ⋅8,2
+ 204 ⋅8,2
Total slamålder = = 15, 0
241+
2141⋅
0,0062
dagar.
89

Bilaga III
Analysmetoder
pH och temperatur: Mäts med en pH-elektrod, SIS 028122, med inbyggd temperatursensor
av märke WTW pH 320.
NH 4 -N: Mäts med Dr Lange-ampull, typ LCK 303, en fotometrisk metod för bestämning av
koncentration NH 4 -N. Ammoniumjoner reagerar vid pH 12,6 med hypokloritjoner och
salicylatjoner med nitroprussidnatrium som katalysator och indofenolblått bildas.
COD: Mäts med Dr Lange-ampull, typ LCK 114, en fotometrisk metod för bestämning av
COD. Oxiderbara ämnen reagerar med en svavelsyra-kaliumdikromatlösning med silversulfat
som katalysator. Den gröna krom(III)-jonen bildas och indikerar COD-halten
PO 4 -P: Mäts med Dr Lange-ampull, typ LCK 349, en fotometrisk metod för bestämning av
koncentration PO 4 -P. Fosfatjoner reagerar i sur lösning med molybdat- och antimonjoner till
ett antimonylfosformolybdat-komplex som genom askorbinsyra reduceras till fosformolybdenblått.
Mättes vid något tillfälle med autoanalyzer enligt europastandarden EN
1189:1997.
SS: Mäts enligt europastandarden EN 872:1996. Provet filtreras genom ett glasfiberfilter med
hjälp av vakuum. Filtret torkas vid 105ºC och massan suspenderat material bestäms därefter
genom vägning.
TS, VS och VSS: Mäts enligt svensk standard SS 028113. TS bestäms genom torkning vid
105ºC och återstoden vägs. VS och VSS fås genom att återstoden från TS- respektive SSbestämning
glödgas vid 550ºC och därefter vägs.
Syrehalt: Mäts med oxymeter av märket WTW, modell OXI 196.
VFA: Mäts med gaskromatograf av märket Agilent, modell 6850 Series.
Metaller: Mäts med atomabsorptionspektrofotometer av märket Perkin-Elmer. Aluminium
analyserades dock med ICP. Löst kalium enligt SS 028160, löst magnesium och löst kalcium
enligt SS 028161 och total järn SS 028152. Uppslutning skedde enligt SS 028150.
Apparatur
Omrörare: IKA Labortechnik, modeller RW 20 och RW 20.n med inställbar hastighet, 60-
2000 rpm respektive 60-2400 rpm.
Vattenbad: Lauda/M25
Termostat: Lauda/B och Lauda/MT
pH-reglerare: Knick, Stratos 2402 pH
Gasfördelningsrör: Gasfördelningsrör med gasfilter av DURAN-glas från Schott. Porositet
2.
90

Autoanalyzer: Autoanalyzer III, Bran-Luebbe.
Filterpapper: Munktell 1002 med filtreringshastighet 250 ml/min enligt Hertzberg.
91

Bilaga IV
Beräkning av dosering i EFOR (2003)
Ekoflock 71, som är en polyaluminiumkloridlösning, har en densitet på 1295 kg/m 3 .
Aluminiums viktandel är 7,0 %, ger en koncentration på 90,65 kg Al/m 3 .
Doseringen sker med slag. En viss mängd lösning sprutas in i avloppsvattnet vid varje slag.
En manuell mätning uppskattade slagmängden till 2,25 ml lösning per slag. Under perioden
april 2004 till och med mars 2005 skedde doseringen, enligt ett uppskattat genomsnitt, med 40
slag per min, vilket motsvarar 90 ml lösning per minut.
I EFOR (2003) finns endast järn- och kalkbaserade fällningskemikalier att simulera med.
Dock antogs att järnklorid, FeCl 3 , är ekvivalent med Ekoflock 71. Aluminium behövde räknas
om till järnekvivalenter:
M(Al) = 26,98 g/mol
M(Fe) = 55,85 g/mol
c(
Al)
90,65
n( Al)
= = = 3,36 mol/l
M ( Al)
26,98
c(Fe) = 3,36 . 55,85 = 187,65 kg/m 3
Ekoflock 71 antas alltså motsvara en lösning som innehåller 187,65 kg/m 3 trevärda järnjoner.
92

Bilaga V
Hydrolysförsök: primärslam 1
Provtagning: 2005-02-28
Start: 2005-02-28 kl. 15:00
Slut: 2005-03-09 kl. 08:40
Slamvolym: 4000 ml
Temperatur: konstant 20˚C
Hydrolys
Före Efter
COD (mg/l) 8420* 12100
SS (g/l) 7,3 4,7
VSS (g/l) 6,8 4,6
TS (g/l) 6,1 6,0
VS (g/l) 5,3 5,2
Tid Acetat Propionat Löst COD PO 4 -P NH 4 -N pH
d mg COD/l mg COD/l mg/l mg/l mg/l
0,00 24,2 10,7 284* - 30,4 6,96
0,73 156 98,8 450* 11,4 38,6 6,69
0,96 180 120 558* 11,7 34,4 6,58
1,74 239 191 1101 14,6 46,3 6,17
1,98 249 213 1142 15,7 51,0 6,16
2,71 312 276 1330 18,2 63,6 6,00
2,97 328 293 1420 18,7 68,8 5,98
3,71 378 325 1590 19,7 73,9 5,80
3,97 382 329 1660 20,7 75,3 5,76
4,72 413 347 1820 21,2 83,9 5,64
5,72 428 375 1940 22,3 84,4 5,62
6,72 443 393 1910 22,2 81,9 5,58
7,72 398 416 2030 21,8 73,9 5,64
8,72 365 422 2100 21,2 81,1 5,64
* Dr Lange-analysen körd i uppvärmare med en temperatur på 100ºC i stället för med den korrekta temperaturen
148ºC.
93

Hydrolysförsök: primärslam 2
Provtagning: 2005-04-27
Start: 2005-04-27 kl. 15:50
Slut: 2005-05-03 kl. 08:15
Slamvolym: 4000 ml
Temperatur: konstant 20ºC
Hydrolys
Före Efter
COD (mg/l) 16840 18960
SS (g/l) 10,8 11,2
VSS (g/l) 9,5 10,2
TS (g/l) 11,8 12,4
VS (g/l) 9,2 11,1
Tid Acetat Propionat Löst COD PO 4 -P NH 4 -N pH
d mg COD/l mg COD/l mg/l mg/l mg/l
0,00 66,7 41,8 605 9,30 29,7 6,56
0,70 281 250 1830 25,5 57,5 6,09
0,96 330 295 2070 26,2 60,3 6,04
1,69 423 371 2590 30,4 83,6 5,88
1,99 495 420 2510 30,5 85,4 5,78
2,61 528 414 2350 28,6 90,5 5,69
3,02 597 429 2790 29,75 87,2 5,60
3,65 661 446 3170 34,3 106 5,47
4,11 728 464 2820 30,6 107 5,47
4,68 780 488 2940 32,3 103 5,40
5,68 713 499 3320 36,3 117 5,57
94

Hydrolysförsök: returslam 1
Provtagning: 2005-02-28
Start: 2005-02-28 kl. 15:00
Slut: 2005-03-10 kl. 08:45
Slamvolym: 4000 ml
Temperatur: konstant 20ºC
Hydrolys
Före Efter
COD (mg/l) 11900* 16200
SS (g/l) 11,7 11,2
VSS (g/l) 9,4 8,7
TS (g/l) 11,8 12,0
VS (g/l) 9,4 9,1
Tid Acetat Propionat Löst COD PO 4 -P NH 4 -N pH
d mg COD/l mg COD/l mg/l mg/l mg/l
0,00 0 0 62* - 22,4 6,88
0,73 69,9 50,0 457* 61,5 47,0 6,98
0,96 113 88,9 614* 62,9 60,1 6,96
1,74 254 208 1680 73,1 110 6,87
1,98 298 245 1856 78,7 124 6,88
2,71 397 336 2160 80,1 163 6,83
2,97 425 356 2420 80,8 165 6,87
3,71 462 393 2740 82,7 181 6,92
3,97 471 410 2700 83,8 183 6,95
4,72 466 436 3060 84,0 191 7,06
5,72 394 437 3110 89,6 205 7,28
6,72 308 443 3140 86,8 214 7,48
7,72 254 432 3470 94,3 232 7,61
8,72 253 425 3290 96,0 245 7,65
9,72 180 384 3320 104 262 7,96
* Dr Lange-analysen körd i uppvärmare med en temperatur på 100ºC i stället för med den korrekta temperaturen
148ºC.
95

Hydrolysförsök: returslam 2
Provtagning: 2005-04-27
Start: 2005-04-27 kl. 15:50
Slut: 2005-05-03 kl. 08:15
Slamvolym: 4000 ml
Temperatur: konstant 20ºC
Hydrolys
Före Efter
COD (mg/l) 14180 18180
SS (g/l) 11,5 13,0
VSS (g/l) 9,3 10,4
TS (g/l) 11,4 14,1
VS (g/l) 8,9 11,1
Tid Acetat Propionat Löst COD PO 4 -P NH 4 -N pH
d mg COD/l mg COD/l mg/l mg/l mg/l
0,00 0 0 46,5 25,7 21,9 6,74
0,70 162 155 1230 63,2 69,2 6,65
0,96 231 215 1360 64,7 90,4 6,58
1,69 378 333 2060 76,6 140 6,50
1,99 417 368 2410 75,6 154 6,51
2,61 505 441 2650 74,9 177 6,59
3,02 530 485 2870 74,2 184 6,62
3,65 666 524 2770 74,0 216 6,69
4,11 727 585 3550 75,7 252 6,84
4,68 795 606 3690 76,2 258 6,93
5,68 891 564 2990 65,6 269 6,95
96

Hydrolysförsök: 50/50-blandning av primär- och returslam
Provtagning: 2005-04-27
Start: 2005-04-27 kl. 15:50
Slut: 2005-05-03 kl. 08:15
Slamvolym: 4000 ml
Temperatur: konstant 20ºC
Hydrolys
Före Efter
COD (mg/l) 14100 16480
SS (g/l) 10,9 11,6
VSS (g/l) 9,1 9,7
TS (g/l) 11,0 9,6
VS (g/l) 8,1 7,2
Tid Acetat Propionat Löst COD PO 4 -P NH 4 -N pH
d mg COD/l mg COD/l mg/l mg/l mg/l
0,00 31,3 18,5 314 19,3 27,6 6,69
0,70 211 178 1370 42,0 62,9 6,62
0,96 274 232 1570 45,2 78,2 6,59
1,69 396 345 2170 52,5 120 6,53
1,99 490 424 2560 54,4 128 6,50
2,61 524 457 2790 56,2 151 6,42
3,02 561 488 3040 59,2 161 6,37
3,65 602 541 2990 54,5 167 6,26
4,11 704 549 2990 54,1 177 6,22
4,68 787 581 2980 54,2 187 6,14
5,68 864 592 3050 54,8 213 6,06
97

Bilaga VI
Fosforsläppförsök 1
Provtagning: 2005-02-11
Utförande: 2005-02-14
Slamvolym: 1800 ml
Förluftning: 1 timme
Luftning
Före Efter T = 1 min T = 210 min
Temperatur (ºC) 23,0 24,0 23,2 18,0
pH 7,46 7,81 7,85 8,83
O 2 (mg O 2 /l) -
SS (g/l) 4,01 4,19 3,99
VSS (g/l) 3,26 3,35 3,22
VFA
Tillsatt volym (l) 0,027
Konc. (mg COD/l) 20000
Totalt (mg COD) 540
Konc. i bägare (mg COD/l) 300
Tid PO 4 -P VFA
min mg/l mg/g VSS mg COD/l
0 - - -
1 3,33 1,02 312
15 6,17 1,89 304
30 9,94 3,05 303
45 12,4 3,80 302
60 13,4 4,10 288
75 12,2 3,74 279
90 17,5 5,37 238
105 18,5 5,67 240
120 18,2 5,57 248
135 18,1 5,55 260
150 19,2 5,89 250
165 18,9 5,80 278
180 19,2 5,89 264
98

Fosforsläppförsök 2
Provtagning: 2005-02-28
Utförande: 2005-03-01
Volym slam: 1800 ml
Förluftning: 1 timme
Temperatur: konstant 20ºC
pH: konstant pH 7
Luftning
Före Efter T = 1 min T = 180 min
O 2 (mg O 2 /l) 5,3
SS (g/l) 3,84 3,93 3,87
VSS (g/l) 3,15 3,18 2,75
VFA
Tillsatt volym (l) 0,018
Konc. (mg COD/l) 20000
Totalt (mg COD) 360
Konc. i bägare (mg COD/l) 200
Tid PO 4 -P VFA K Mg
min mg/l mg/g VSS mg COD/l mg/l mg/l
0 2,53 0,803 - 17,8 4,6
1 3,04 0,963 152 15,0 4,4
15 6,09 1,93 146 15,8 4,4
30 7,88 2,50 146 17,0 5,2
45 9,97 3,17 145 18,8 5,6
60 11,9 3,77 158 20,6 6,4
75 14,7 4,68 151 22,0 6,6
90 15,1 4,79 146 21,0 6,4
105 15,9 5,06 147 23,2 6,8
120 16,4 5,22 146 24,0 7,4
135 17,2 5,45 153 21,2 6,6
150 17,6 5,57 152 20,0 6,6
165 18,3 5,81 151 19,8 6,2
180 18,3 5,79 148 26,8 7,8
99

Fosforsläppförsök 3
Provtagning: 2005-04-27
Utförande: 2005-04-28
Slamvolym: 1800 ml
Förluftning: 1 timme
Temperatur: konstant 20ºC
pH: konstant pH 7
Luftning
Före Efter T = 0 min T = 180 min
O 2 (mg O 2 /l)

Fosforsläppförsök 4
Provtagning: 2005-05-31
Utförande: 2005-06-01
Slamvolym: 1800 ml
Förluftning: 1 timme
Temperatur: konstant 20ºC
pH: konstant pH 7
Luftning
Före Efter T = 0 min T = 180 min
O 2 (mg O 2 /l) 0,06 0,14
SS (g/l) 4,18 3,82 3,63
VSS (g/l) 3,55 3,22 3,08
NO 3 -N (mg/l) 0,23
pH 6,94 7,84
Tot-Fe (mg/l) 49,4 48,8 45,0
VFA
Tillsatt volym (l) 0,027
Konc. (mg COD/l) 20000
Totalt (mg COD) 540
Konc. i bägare (mg COD/l) 300
Tid PO 4 -P VFA K Mg Ca Fe
min mg/l mg/g VSS mg COD/l mg/l mg/l mg/l mg/l
0 5,8 1,6 0 15,6 4,4 23,6 0,05
1 4,7 1,3 317 15,7 5,0 26,5 0,16
15 5,4 1,5 315 16,4 5,2 26,8 0,20
30 6,2 1,7 312 17,3 5,3 26,2 0,25
45 7,4 2,1 318 18,0 5,4 27,0 0,32
60 8,1 2,3 312 18,3 5,7 27,3 0,34
75 8,8 2,5 316 19,2 6,1 28,8 0,35
90 9,5 2,7 320 19,6 6,3 28,3 0,40
105 10,1 2,8 318 20,0 6,0 27,1 0,41
120 10,9 3,1 321 20,3 6,2 28,6 0,46
135 11,2 3,1 321 20,5 6,2 27,8 0,57
150 11,6 3,3 321 20,9 6,3 28,0 0,56
165 11,8 3,3 321 21,5 6,2 28,1 0,62
180 12,0 3,4 320 21,6 6,5 29,5 0,69
101

Bilaga VII
Nitrifikationshastighetsförsök
Provtagning: 2005-05-31
Utförande: 2005-06-01
Slamvolym: 1500 ml
Temperatur: konstant 20ºC
T = 0 min T = 0 min
SS (g/l) 4,18
VSS (g/l) 3,55
pH 7,28 8,07
Tid NH 4 -N
min mg N/l
1 54
15 52
30 52
45 51
60 51
75 50
90 49,4
102

Bilaga VIII
Omräkning av nitrifikations-, hydrolys- och syrabildningshastighet
Nitrifikation
Ett labförsök gjordes för att bestämma nitrifikationshastigheten i Smålandsstenar
avloppsreningsverk, se Kap. 6.3 och Kap.7.3. Denna blev
mgNH − 4
N gNH − N
0 ,762
= 0,0183
4 .
gVSS ⋅ h
gVSS ⋅ d
I EFOR (2003) definieras tillväxthastigheten för nitrifierare av Monod-uttrycket i Ekv. 1.
S
S
S
NH
PO
ALK
O
µ
A
⋅ ⋅ ⋅
⋅ ⋅ X
BA
Ekvation 1.
K
NA
⋅ S
NH
K
PO
⋅ S
PO
K
ALK
⋅ S
ALK
K
OA
⋅ SO
S
där µ A är maximal tillväxthastighet [d -1 ], K x halvmättnadskonstanten för x = NH 4 + , PO 4 3- ,
alkaliniteten och O 2 [g x/m 3 ], S x koncentrationen av x = NH 4 + , PO 4 3- , alkaliniteten och O 2 [g
x/m 3 ] och X BA är koncentration av nitrifierare [g COD/m 3 ].
I försöket tillsattes tillräcklig mängd NH 4 + , PO 4 3- , alkalinitet och syre för att kunna anta att
Ekv. 2 gäller.
⎡ gCOD ⎤
µ A
⋅ X BA
=
⎢ 3
⎣ m ⋅ d ⎥
Ekvation 2.
⎦
Utbytet i Ekv. 3 gäller.
gCOD
Y A
= 0, 240
Ekvation 3.
gN
Används det uppmätta nitrifikationshastigheten, Ekv. 3 och medelvärdet på VSS-värdet på
3300 g VSS/m 3 fås
gNH
4
− N gCOD gVSS gCOD
0 ,0183 ⋅ 0,240 ⋅ 3300 = 14,49 .
3
3
gVSS ⋅ d gN m m ⋅ d
För att få ett värde på µ A används den aktuella mängden X BA .
14,49
X BA
= µ
A
Ekvation 4.
Efter kalibreringssteg I-IV fås µ A = 0,597 och X BA = 61 g COD/m 3 . Vid denna koncentration
av nitrifierare skulle en beräkning med Ekv. 4 ge µ A = 0,24, vilket är alldeles för lågt då en
urtvättning av nitrifierarna sker vid detta låga värde.
103

Hydrolys, X S → S S
Hydrolyssteget där partikulärt svårnedbrytbart substrat, X S , bryts ner till löst lättnedbrytbart
substrat, S S , är en process i EFOR (2003) som beskrivs med Ekv. 5.
X
S
( X
BH
+ X
BP
)
K
H
⋅ ⋅ ( X
BH
+ X
BP
)
Ekvation 5.
K + X ( X + X )
X
S
BH
BP
där K H är maximal hydrolyshastighet [d -1 ], K X halvmättnadskonstant för partikulärt
svårnedbrytbart substrat [g COD/m 3 ] X S mängd partikulärt svårnedbrytbart substrat [g
COD/m 3 ], X BH heterotrof biomassa [g COD/m 3 ] och X BP är PAO-biomassa [g COD/m 3 ].
Resultaten från de två hydrolysförsöken av returslam, R1 och R2, föreslogs kunna användas
för att kalibrera K H . Vid det första försökstillfället misslyckades dock COD-mätningen i
början av försöket, så endast den initiella hydrolyshastigheten, det vill säga den maximala,
från R2 kunde användas för att försöka kalibrera modellen.
Ökningen av löst COD mättes, vilket också inkluderar ökningen av VFA. I EFOR (2003)
simuleras ännu ett steg av hydrolysen, fermenteringen som definieras av att S S omvandlas till
acetat, S A , se nedan. När hydrolyssteget X S → S S simuleras inkluderas alltså inte bildat acetat.
I denna beräkning antas även att all propionat tillhör S A -fraktionen. Den uppmätta initiella
hydrolyshastigheten blev då
mgCOD gCOD
4 ,39 = 0,105 .
gVSS ⋅ h gVSS ⋅ d
Om det antas att det i försöket fanns tillräckligt med X S kan Ekv. 6 användas.
K
⋅ ( X
+ X
⎡ gCOD ⎤
) =
⎢
⎣ m ⋅ d ⎥
⎦
H BH BP
3
Ekvation 6.
Används det uppmätta initiella hydrolyshastigheten och medelvärdet på VSS-värdet på 3300 g
VSS/m 3 fås
gCOD gVSS gCOD
0 ,105 ⋅ 3300 = 346, 5 .
3 3
gVSS ⋅ d m m ⋅ d
För att få ett värde på K H används den aktuella mängden (X BH + X BP ).
346,5
( X + X )
BH
BP
= K
H
Ekvation 7.
Efter kalibreringssteg I-IV används K H = 4,00 och X BH + X BP = 1732 COD/m 3 . Vid denna
koncentration av nitrifierare och heterotrofa bakterier skulle en beräkning med Ekv. 7 ge K H =
0,20, vilket är alldeles för lågt då.
104

Syrabildning, S s → S A
Hydrolysstegen syra- och ättiksyrabildning, där lättnedbrytbart löst substrat, S S , bryts ned till
acetat, S A , är endast en process i EFOR (2003) som beskrivs med Ekv. 8.
S
S
K
NOH
S
ALK
K
OH
Q ( )
F
⋅ ⋅
⋅
⋅ ⋅ X
BH
+ X
BP
Ekvation 8.
K + S K + S K + S K + S
SF
S
NOH
NOH
ALK
ALK
där Q F är maximal fermenteringshastighet [d -1 ], K SF halvmättnadskonstant för lättnedbrytbart
löst substrat, S S , [g COD/m 3 -
], K NOH halvmättnadskonstant för NO 3 [g N/m 3 ], S NOH
koncentration av NO - 3 [g N/m 3 -
], K ALK halvmättnadskonstant för alkaliniteten [mol HCO 3
/m 3 ], S ALK alkalinitet [mol HCO - 3 /m 3 ], K OH halvmättnadskonstant för O 2 [g O 2 /m 3 ], S O
koncentration av O 2 [g O 2 /m 3 ], X BH heterotrof biomassa [g COD/m 3 ] och X BP är PAObiomassa
[g COD/m 3 ].
Resultaten från de två hydrolysförsöken av returslam, R1 och R2, föreslogs kunna användas
för att kalibrera K H . Ökningen av VFA mättes, vilket inkluderar både acetat och propionat
som tillsammans antas stå för fraktionen S A . Medelvärdet på den initiella
fermenteringshastigheten, det vill säga den maximala, för de båda mätningarna blev
mgVFA − COD gCOD
1 ,49
= 0,0358 .
gVSS ⋅ h
gVSS ⋅ d
Om det antas att det i försöken fanns tillräckligt med S S och S ALK och att S NOH och S O är låga,
kan Ekv. 9 användas.
OH
O
Q
⋅ ( X
+ X
⎡ gCOD ⎤
) =
⎢
⎣ m ⋅ d ⎥
⎦
F BH BP
3
Ekvation 9.
Används det uppmätta initiella fermenteringshastigheten och medelvärdet på VSS-värdet på
3300 g VSS/m 3 fås
gCOD gVSS gCOD
0 ,0358 ⋅3300
= 118, 0 .
3 3
gVSS ⋅ d m m ⋅ d
För att få ett värde på Q F används den aktuella mängden (X BH + X BP ).
118,0
( X + X )
BH
BP
= Q
F
Ekvation 10.
Efter kalibreringssteg I-IV fås Q F = 0,803 och X BH + X BP = 1732 COD/m 3 . Vid denna
koncentration av nitrifierare och heterotrofa bakterier skulle en beräkning med Ekv. 10 ge Q F
= 0,068, vilket är alldeles för lågt.
105