Utvärdering av VFA-resurserna för en bio-P-process på Västra ...

Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik
Utvärdering av VFA-resurserna
för en bio-P-process på Västra Strandens
avloppsreningsverk i Halmstad
Examensarbete av
Mariusz Daton & Anders Wallergård
Lund, mars 2003

Avdelningen för Vattenförsörjnings- och
Avloppsteknik
Lunds Tekniska Högskola
Lunds Universitet
Department of Water and Environmental
Engineering
Lund Institute of Technology
University of Lund
Sweden
Utvärdering av VFA-resurserna för en bio-P-process
på Västra Strandens avloppsreningsverk i Halmstad
Evaluation of the VFA-resources for a BPR process
at the Västra Stranden wastewater treatment plant
in Halmstad
Examensarbete / Master´s Thesis number: 2003-01 by
Mariusz Daton & Anders Wallergård
Department of Water and Environmental Engineering
March 2003
Handledare / Supervisor:
Ph. D. Karin Jönsson
Professor Jes la Cour Jansen
Postal adress:
P.O Box 118
SE_221 00 Lund
Sweden
Visiting address:
John Ericssons väg 1
Telephone:
+46 46-222 89 96
+46 46-222 00 00
Telefax:
+46 46-222 42 24
Web address:
www.vateknik.lth.se

Sammanfattning
Examensarbetet är utfört vid Avdelningen för Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik vid
Lunds Tekniska Högskola i samarbete med Västra Strandens avloppsreningsverk i Halmstad.
Eutrofieringen, d.v.s. övergödningen av sjöar och vattendrag, är ett problem som uppstått
genom omfattande utsläpp av näringsämnen till naturen. Med dagens allt hårdare miljökrav
krävs det att en speciell fosforavskiljande process införs till avloppsvattenreningen. I
dagsläget avlägsnas fosfor med kemisk fällning på de flesta reningsverk men då allt fler vill
bedriva sin verksamhet mer ekologiskt och effektivt ökar intresset för den biologiska
fosforavskiljningsmetoden.
Det finns en lång rad parametrar som påverkar en biologisk fosforavskiljningsprocess varav
de fosforackumulerande mikroorganismernas tillgång till lättåtkomligt kol, s.k. VFA
(Volatile Fatty Acids) är en av de viktigaste. Syftet med examensarbetet har varit att
utvärdera i vilken grad VFA förekommer i Västra Strandens avloppsreningsverks
inkommande avloppsvatten, samt att utvärdera möjligheterna att genom slamhydrolys
framställa ytterligare VFA.
Utvärderingen är indelad i tre moment och inleds med en bedömning av det inkommande
avloppsvattnets karaktär, med avseende på fosfor- och VFA-innehåll. Det insamlade
materialet ger en fingervisning om den inkommande VFA-mängden är tillräcklig för en
biologisk fosforavskiljningsprocess eller om det kommer att finnas behov av ett VFAtillskott.
Mätningarna på Västra Stranden följs av en laboratoriestudie där försök med VFAproduktion
genom slamhydrolys genomförs. I de efterföljande fosforsläppsförsöken
kontrolleras den framhydrolyserade kolkällans tillämpbarhet på ett befintligt bio-P-slam, i det
här fallet från Öresundsverket i Helsingborg. Avslutningsvis genomförs ett
dimensioneringsförslag av en tänkt hydrolysprocess, baserad på resultaten från tidigare
försök.
Resultaten från mätningarna på Västra Strandens inkommande avloppsvatten visar ganska
entydigt på att den inkommande VFA-mängden inte är tillräcklig. Den efterföljande
laboratoriestudiens resultat visar att betydande mängder VFA kan framställas med
primärslamhydrolys medan hydrolys på överskottslam inte visade på någon VFA-produktion
alls. Med tillsats av en viss enzymblandning visar försöken att hastigheten med vilken
hydrolysförloppet sker ökar för primärslam och att hydrolys av överskottslam är möjlig.
Fosforsläppen visar att den framhydrolyserade kolkällan kan användas av
fosforackumulerande bakterier. Det avslutande dimensioneringsförslaget visar att en
hydrolysprocess inte kräver allt för stora volymer. Dock innehåller
dimensioneringsberäkningarna många antaganden varför den endast bör ses som en
överslagsberäkning.
Förutom utförande av försök, resultat och dimensioneringsförslag innehåller rapporten en
litteraturstudie där teorier, centrala för fosforavskiljningsprocessen, behandlas. Vidare
innehåller rapporten också en beskrivning av Västra Strandens avloppsreningsverk som berör
den nuvarande driften samt verkets riktvärden och reningsresultat.

Evaluation of the VFA-resources for a BPR process at the
Västra Stranden wastewater treatment plant in Halmstad
Daton, M., Wallergård, A.
Departement of Water and Enviromental Engineering, Lund Institute of Technology
Abstract
Västra Stranden wastewater treatment plant in Halmstad is about to expand the wastewater treatment,
and plan to introduce a biological phosphorus removal process. Essential for the EBPR is that an
adequate amount of VFA is present in the wastewater. Therefore, the VFA-resources at the wastewater
treatment plant are evaluated in this study. Influent VFA and orthophosphate concentrations were
measured at the plant. Furthermore, laboratory batch tests were made in order to examine if more VFA
can be produced by sludge fermentation/hydrolysis. The fermentation/hydrolysis batch tests were done
on two types of sludge, primary and biological excess sludge. The primary sludge was
fermented/hydrolysed at three constant temperatures (10, 20 and 30°C) while the excess sludge only was
fermented/hydrolysed at one temperature (20°C). Additional tests were also performed were significant
amounts of enzymes were added to each sludge type. Phosphorus release tests were made in order to
evaluate the applicability of the produced VFA for phosphorus removal. The results show that the
influent amounts of VFA is to low at the plant. However, the laboratory tests show that sufficient VFA
can be obtained from primary sludge fermentation/hydrolysis. No VFA-production could be seen during
fermentation/hydrolysis test with biological excess sludge. The fermentation/hydrolysis tests with the
addition of enzymes showed a significant increase of VFA-production rate for both primary and
biological excess sludge.
Keywords: Enhanced biological phosphorus removal (EBPR), Volatile fatty acids (VFA), hydrolysis,
fermentation, wastewater treatment
Introduction
The study is accomplished in the frame of a master thesis at the Department of Water and
Environmental Engineering, Lund Institute of Technology/Lund University, in collaboration
with Västra Stranden wastewater treatment plant (WWTP) in Halmstad, Sweden. As the
WWTP is about to expand the wastewater treatment, there are plans to include a biological
phosphorus removal process (EBPR) to the water treatment. It is essential for the EBPR that
an adequate amount of VFA is present in the wastewater. If more VFA is needed it may be
produced by sludge fermentation/hydrolysis.
Background
Eutrophication is a condition in an aquatic ecosystem where high nutrient concentrations
stimulate blooms of algae. Although eutrophication is a natural process, it can be accelerated
by human activities in shape of extensive discharge of nutrients, such as phosphorus and
nitrogen, to aquatic ecosystems. Since these nutrients normally are of short supply in nature
all addition will cause an increasing growth of algae. When these algae die and decompose,
dissolved oxygen is consumed in the water, which in the long run will cause anaerobic
conditions inhibiting the flora and fauna in the water.
Thus, phosphorus removal at wastewater treatment plants is a key factor in preventing
eutrophication of aquatic ecosystems. At Swedish water treatment plants there are two
methods used to remove phosphorus from the wastewater; chemical precipitation and
enhanced biological phosphorus removal (EBPR or bio-P). The former is the most common
method since it is reliable and simple to perform. However, chemical precipitation method
means that large volumes of chemicals need to be used and more sludge is produced. In order
to perform the wastewater treatment more ecological and efficient EBPR is becoming more
common.

Biological phosphorus removal is achieved by microorganisms capable of storing phosphorus
as polyphosphate. The growth of phosphorus accumulating organisms is favoured by altering
anaerobic and aerobic conditions. The bio-P process cannot take place without the presence
of an easily degradable carbon source. Volatile fatty acids (VFA) are organic compounds
needed for bio-P and are available either directly from the wastewater or from hydrolysis
processes where organic substances from the wastewater or from the biomass are degraded.
In order to operate the process well, the ratio between VFA and dissolved phosphorus in the
bio-P process needs to be in the range of 10:1 and 20:1 mg VFA per mg removed P.
The focus of this study are to investigate the amount of VFA in the influent wastewater at
Västra Stranden WWTP and the potential of sludge fermentation as a method to produce
additional VFA, if required.
Methods
Examinations at Västra Stranden WWTP
In order to establish the current relationship between VFA- and orthophosphate
concentrations in the influent wastewater these parameters were analysed every hour in
periods of 10-12 hours at four different occasions in the summer of 2002. The analyses were
performed during daytime only, between 7 am and 7 pm for safety reasons. The method used
for analysing the VFA-concentration was a five-point titration method developed at the
University of Cape Town (Moosbrugger et al., 1992). Orthophosphate was analysed by a
photometric method.
Fermentation/hydrolysis tests
In the next phase of the study, laboratory batch tests on sludge from Västra Stranden were
performed. The aim of these tests was to determine if sludge fermentation/hydrolysis could
be a potential method for producing additional VFA.
The fermentation/hydrolysis batch tests were performed on primary and biological excess
sludge. Each type of sludge was to be fermented at three constant temperatures, 10, 20, and
30°C with the intention of evaluating the temperature dependency of the fermentation
process. Furthermore, tests with a significant addition of degrading enzymes were made for
each type of sludge to see if the fermentation rate could be enhanced.
The fermentation/hydrolysis tests were carried out in 4 litres jars, which were placed in a
temperature-bath. During the tests stirrers were used for a proper mixture of the sludge. Each
test period lasted for a maximum of 17 days and during this time samples were taken out to
analyse the parameters VFA, PO 4 -P, NH 4 -N and dissolved COD.
It was assumed that PO 4 -P, NH 4 -N and dissolved COD would be produced during the
fermentation/hydrolysis. The analyses of PO 4 -P were made in order to investigate the
amounts of phosphorus that will be added to the EBPR. NH 4 -N and dissolved COD were
mainly chosen to see if any correlation with VFA could be seen. The samples were separated
from suspended solids by centrifugation before the analyses could be made.

Fermentation/hydrolysis tests with enzymes
The fermentation/hydrolysis tests with the addition of enzymes were carried out in a shorter
period of time, 4-8 hours. The analysed parameters were the same as above. Due to
confidentially reasons no detailed description of the enzymes can be made. However, it can
be mentioned that the enzymes have the ability to degrade lipids, proteins, carbon hydrates
and cellulose. Two simultaneous tests were made for each sludge type: one with the addition
of enzymes and one reference without.
Phosphorus-release tests
Apart from fermentation/hydrolysis tests, phosphorus-release tests were also performed in
order to evaluate the potential of the produced VFA for phosphorus removal. Tests were
implemented after maximum VFA-koncentration was reached in the fermentation/hydrolysis
batch test. The principle of the test was to add the produced VFA to activated sludge and then
expose it to anaerobic conditions. In this case, the origin of the activated sludge was the
WWTP Öresundsverket in Helsingborg where bio-P is performed. During the test period of 3
hours released dissolved phosphorus was measured and the result was then compared with a
simultaneously made reference test where a surplus of acetic acid (pure VFA) was used as
carbon source. In the reference test it was assumed that a maximum release was reached. The
tests were carried out in airtight jars of 1.8 litres and constant temperature of 20°C. The
carbon was in both cases added in excess, 540 mg COD per jar (Tykesson, 2002).
Results and discussion
The results, from the tests made at Västra Stranden WWTP, clearly shows that the ratio
between VFA and dissolved phosphorus in most cases were lower than 10:1 (figure 1). This
indicates that the supply of VFA may be inadequate for a functioning bio-P process. The
mean values of VFA and orthophosphate concentrations, during the test periods, were 39
mg/l and 6 mg/l respectively in the influent wastewater.
20
VFA/PO4-P
15
10
5
1. 02-07-16
2. 02-08-07
3. 02-08-08
4. 02-08-19
0
07:00 09:00 11:00 13:00 15:00 17:00 19:00
Time
Figure 1 The VFA/PO 4 -P ratio during the 4 test periods at Västra Stranden WWTP.
Figure 2 summarises the results from the lab-scale fermentation/hydrolysis tests as a VFAproduction
versus detention time diagram. As can be seen the VFA production is
considerable in the primary sludge fermentation/hydrolysis tests, ~150-200 mg HAc/mg VSS
after 7 days. At the temperature 10°C, a lower VFA-production rate was obtained in
comparison to the others. Furthermore, the test conducted with excess sludge showed no
significant production of VFA, and no further tests were made using this type of sludge.
One reason for why no VFA-production was obtained during the test using excess sludge
could be that it contains a low amount of fermentable organic matter.

VFA (mg HAc/g VSS)
250
200
150
100
50
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18
P10
P20 a
P20 b
P30
E20
Time (days)
Figure 2 VFA as a function of detention time. P = primary sludge and E = excess sludge.
10, 20, 30 = the temperature in which the test was conducted (°C).
The variation due to detention time of the other studied parameters showed a similar
production pattern with a lower rate at 10°C compared to the warmer tests at 20 and 30°C.
When observing the analysed parameters, NH 4 -N and dissolved COD, a significant
correspondence to the VFA-production was discovered. Figure 3 and 4 show produced NH 4 -
N and dissolved COD as a function of produced VFA. A linear correspondence is found in
both cases, which means that these parameters can be used when monitoring the VFAproduction
during fermentation/hydrolysis as an alternative to the VFA-analysis.
mg NH4-N/g VSS
30
25
20
15
10
5
y = 0.1373x - 3.5944
R2 = 0.9668
P10
P20 a
P20 b
P30
0
0 50 100 150 200
VFA (mg HAc/g VSS)
Figure 4 NH4-N as a function of VFA. P = primary sludge. 10, 20, 30 = the temperature in which the test was
conducted (°C).
The linear adaptation to the data set (figure 4,5) shows that the release of NH 4 -N and
dissolved COD is 0.14 mg respective 2.2 mg for each gram of VFA

mg dissolved COD/g VSS
600
y = 2.1967x + 54.494
500
400
R2 = 0.9164
300
200
100
0
0 50 100 150 200
VFA (mg HAc/g VSS)
P10
P20 a
P20 b
P30
Figure 5 Dissolved COD as a function of VFA. P = primary sludge. 10, 20, 30 = the temperature in which the
test was conducted (°C).
With the addition of enzymes the VFA-production rate was seven times higher when primary
sludge was hydrolysed. Also in the other enzyme test using excess sludge, a considerable
VFA-production was seen compared to the test without enzymes, where no fermentative
activity could be seen.
When the produced VFA from primary sludge was used as carbon source in the following
phosphorus-release tests, a high release was obtained, 70-100 % of the release obtained with
acetate. These results suggest that the produced VFA is applicable on a bio-P plant. However,
it should be mentioned that the produced carbon source not only consists of VFA, but also
other not so degraded fractions of organic matter. For every test different activated sludge
was used, allowing the result to vary.
Conclusions
The examination at Västra Stranden WWTP shows that the incoming VFA-concentration is
too low in order to perform a bio-P process well.
VFA can be produced by fermentation/hydrolysis of primary sludge. Excess sludge on the
other hand, showed no or little VFA-production.
NH 4 -N and dissolved COD can be used to monitor a fermentation/hydrolysis process, due to
the pronounced correlation with VFA-production.
The phosphorus release tests shows that the produced VFA can be applied on a bio-P process
with good results.

References
Moosbrugger, R. E., Wentzel, M. C., Ekama, G. A. och Marais, Gv. R. (1992). Simple
titration procedures to determine H 2 CO 3 -alkalinity and short-chain fatty acids in aqueous
solutions containing known concentrations of ammonium, phosphate and sulphide weak
acid/bases. Water research group, Department of civil engineering, university of Cape Town,
South Africa.
Tykesson, E. (2002). Combined biological- and chemical phosphorus removal in wastewater
treatment – Swedish experience and practical application of phosphorus release batch test.
Licentiate thesis. Department of water and environmental engineering. Lund Institute of
Technology/Lund University. ISSN: 1650-5050

Förord
Förord
Examensarbetet omfattar 20 poäng och är utfört vid Avdelningen för Vattenförsörjnings- och
Avloppsteknik vid Lunds Tekniska Högskola i samarbete med Västra Strandens
avloppsreningsverk i Halmstad. Arbetet påbörjades sommaren 2002 och presenteras och
publiceras mars 2003.
Vi vill härmed passa på att tacka våra handledare, Karin Jönsson, Eva Tykesson och
Jes la Cour Jansen för deras fina handledning och intressanta diskussioner rörande ämnet. Ett
tack också till personalen på VA-laboratoriet, Gerd Persson, Mona Wretling-Hamrin,
Ylva Persson som bistått med råd och hjälp under våra laboratorieförsök.
Vi vill också tacka Marie Gunnarsson, Christer Borglin, Catarina Berg och övriga på Västra
Strandens avloppsreningsverk som hjälpt oss och visat intresse. Ett tack också till
Lars-Erik Jönsson på Öresundsverket i Helsingborg.
Lund den 7 mars 2003
Anders Wallergård
Mariusz Daton

Innehåll
Innehåll
1 INLEDNING...................................................................................................................................................... 1
1.1 BAKGRUND ................................................................................................................................................... 1
1.2 SYFTE............................................................................................................................................................ 2
1.3 AVGRÄNSNINGAR.......................................................................................................................................... 2
1.4 UTFÖRANDE .................................................................................................................................................. 3
1.5 LÄSANVISNINGAR ......................................................................................................................................... 3
2 METODER FÖR FOSFORAVSKILJNING .................................................................................................. 5
2.1 INLEDNING .................................................................................................................................................... 5
2.2 KEMISK FOSFORAVSKILJNING........................................................................................................................ 6
2.2.1 Fällningsprocessen................................................................................................................................ 6
2.2.2 När tillsätts kemikalierna? .................................................................................................................... 6
2.2.3 Aluminiumsalter .................................................................................................................................... 7
2.2.4 Järnsalter............................................................................................................................................... 7
2.2.5 Kalk ....................................................................................................................................................... 8
2.3 BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING................................................................................................................... 9
2.3.1 Principiell beskrivning .......................................................................................................................... 9
2.3.2 VFA...................................................................................................................................................... 11
2.3.3 Faktorer som påverkar den biologiska fosforavskiljningen ................................................................ 11
2.3.4 För- och nackdelar med biologisk fosforavskiljning ........................................................................... 13
2.4 UTFORMNING AV PROCESSER FÖR BIOLOGISK FOSFORAVSKILJNING............................................................ 14
2.4.1 Bardenphoprocessen (Phoredox) ........................................................................................................ 15
2.4.2 A/O-processen ..................................................................................................................................... 16
2.4.3 UCT-processen.................................................................................................................................... 17
2.4.4 Phostripprocessen ............................................................................................................................... 17
3 ANAEROB NEDBRYTNING AV ORGANISKT MATERIAL ................................................................. 19
3.1 INLEDNING .................................................................................................................................................. 19
3.2 DEN ANAEROBA NEDBRYTNINGSPROCESSEN AV ORGANISKT MATERIAL ..................................................... 19
3.2.1 Principiell beskrivning ........................................................................................................................ 19
3.2.2 Näringsämnen...................................................................................................................................... 21
3.3 FAKTORER SOM PÅVERKAR HYDROLYS AV SLAM ........................................................................................ 22
3.4 HYDROLYS AV PRIMÄRSLAM I RENINGSPROCESSEN .................................................................................... 24
4. VÄSTRA STRANDENS AVLOPPSRENINGSVERK ............................................................................... 25
4.1 INLEDNING .................................................................................................................................................. 25
4.2 AVLOPPSRENINGSPROCESSEN ..................................................................................................................... 25
4.3 RIKTVÄRDEN OCH RESULTAT AV UTSLÄPP .................................................................................................. 26
5 METODIK FÖR MÄTNINGAR PÅ VÄSTRA STRANDEN OCH FÖR LABORATORIEFÖRSÖK .. 29
5.1 INLEDNING .................................................................................................................................................. 29
5.2 MÄTNINGAR PÅ VÄSTRA STRANDENS AVLOPPSRENINGSVERK.................................................................... 29
5.2.1 Material............................................................................................................................................... 30
5.2.2 Utförande............................................................................................................................................. 30
5.3 HYDROLYSFÖRSÖK ..................................................................................................................................... 31
5.3.1 Material............................................................................................................................................... 31
5.3.2 Utförande av hydrolysförsök ............................................................................................................... 33
5.3.3 Utförande av hydrolysförsök med enzymtillsats .................................................................................. 34
5.4 FOSFORSLÄPPSFÖRSÖK................................................................................................................................ 34
5.4.1 Material............................................................................................................................................... 34
5.4.2 Utförande av fosforsläppsförsök.......................................................................................................... 35
5.5 ANALYSMETODER ....................................................................................................................................... 38
6 RESULTAT FRÅN MÄTNINGAR PÅ VÄSTRA STRANDEN................................................................. 39
6.1 INLEDNING .................................................................................................................................................. 39
6.2 VÄSTRA STRANDENS AVLOPPSRENINGSVERK ............................................................................................. 39
6.3 INDUSTRIAVLOPPSVATTEN.......................................................................................................................... 43
6.4 DISKUSSION OCH SAMMANFATTNING.......................................................................................................... 43

Innehåll
7 RESULTAT FRÅN LABORATORIEFÖRSÖK.......................................................................................... 45
7.1 INLEDNING .................................................................................................................................................. 45
7.2 RESULTAT FRÅN HYDROLYSFÖRSÖK ........................................................................................................... 46
7.2.1 VFA...................................................................................................................................................... 46
7.2.2 Ortofosfat............................................................................................................................................. 49
7.2.3 Ammoniumkväve.................................................................................................................................. 50
7.2.4 Löst COD............................................................................................................................................. 51
7.3 RESULTAT FRÅN HYDROLYSFÖRSÖK MED ENZYM ....................................................................................... 53
7.4 DISKUSSION OCH SAMMANFATTNING, HYDROLYSFÖRSÖK .......................................................................... 54
7.5 RESULTAT FRÅN FOSFORSLÄPPSFÖRSÖK ..................................................................................................... 56
7.6 DISKUSSION OCH SAMMANFATTNING, FOSFORSLÄPPSFÖRSÖK .................................................................... 59
8 DIMENSIONERING AV HYDROLYSPROCESS...................................................................................... 61
8.1 INLEDNING .................................................................................................................................................. 61
8.2 BERÄKNING................................................................................................................................................. 61
8.3 DISKUSSION OCH SAMMANFATTNING, DIMENSIONERING ............................................................................ 66
9 DISKUSSION .................................................................................................................................................. 67
10 SLUTSATSER ............................................................................................................................................... 69
11 FÖRSLAG PÅ FORTSATTA STUDIER ................................................................................................... 71
12 REFERENSLISTA........................................................................................................................................ 73
APPENDIX 1: METOD FÖR BESTÄMNING AV VFA MED FEMPUNKTSTITRERING.................... III
INLEDNING ........................................................................................................................................................ III
APPARATUR OCH KEMIKALIER .......................................................................................................................... III
UTFÖRANDE ......................................................................................................................................................IV
PROTOKOLL FÖR VFA-BESTÄMNING.................................................................................................................. V
APPENDIX 2: APPARATUR ......................................................................................................................... VII
APPENDIX 3: MÄTRESULTAT FRÅN VÄSTRA STRANDEN .................................................................IX
APPENDIX 4: MÄTRESULTAT FRÅN HYDROLYSFÖRSÖK ..............................................................XIII
APPENDIX 5: MÄTRESULTAT FRÅN FOSFORSLÄPPSFÖRSÖK.................................................... XVII

Ordlista – förkortningar
Ordlista - förkortningar
Bio-P
BOD
BPR
COD
GAO
HAc
N 2
NH 4 -N
O 2
P
PAO
Pe
PHA
PO 4 -P
SS
Tot-N
Tot-P
VFA
VSS
Biologisk fosforavskiljning
Biological Oxygen Demand
Biological Phosphorus Removal
Chemical Oxygen Demand
Glycogen Accumulating Organisms
Acetat/ättiksyra
Kvävgas
Ammoniumkväve
Syrgas
Fosfor
Phosphorus Accumulating Organisms
Personekvivalent
Polyhydroxyalkanoat
Ortofosfat / Fosfatfosfor
Suspenderad Substans
Totalkväve
Totalfosfor
Volatile Fatty Acids
Volatile Suspended Solids = organisk andel av SS

1 Inledning
1 Inledning
"Halterna av gödande ämnen i mark och vatten skall inte ha någon negativ inverkan på
människors hälsa, förutsättningarna för biologisk mångfald eller möjligheterna till allsidig
användning av mark och vatten." (Ur Naturvårdsverkets miljökvalitetsmål.)
1.1 Bakgrund
Eutrofieringen, d.v.s. övergödningen av sjöar och vattendrag, är ett problem som uppstått
genom omfattande utsläpp av näringsämnen till naturen, främst av kväve och fosfor. Kvävet
har sitt ursprung i flera källor som i huvudsak består av reningsverk, urlakad skogsmark,
biltrafik samt läckage från åkrar. Den sistnämnda anses som den största källan och beror på
den stora användningen av kväveinnehållande gödsel inom jordbruket.
Fosforföroreningarna har till största delen sitt ursprung i fosfathaltiga disk- och tvättmedel
som under 1960-talet togs i bruk av allmänheten. Även reningsverk och industrier i olika
form släpper ut fosfor. Anledningen till att åkerläckage av fosfor inte anses bidra till
eutrofieringen i lika hög grad som kväve beror på att fosforn lättare binds till jordpartiklar
och därför inte lakas ut i naturen av regnvatten och konstbevattning lika lätt.
En annan orsak till den ökade eutrofieringen är människans påverkan på akvatiska miljöer.
Normalt binds stora mängder näringsämnen i våtmarker och sjöar men i takt med att åkeroch
våtmark dikats ut och att vattendrag rensats och rätats ut har deras naturliga
näringsbindande förmåga minskats avsevärt. Följaktligen finns det inte så mycket som
hindrar näringsämnena på deras väg mot sjöar och hav.
Eftersom näringsämnen ofta är bristvaror i naturen så är de tillväxtreglerande vilket innebär
att varje tillskott av ämnet medför ökad tillväxt. Generellt sett anses fosfor vara
tillväxtreglerande i sötvatten och kustnära saltvatten och kväve tillväxtreglerande i övrigt
saltvatten.
Till en början behöver näringstillskottet inte ha negativa konsekvenser. Ett exempel på
övergödningens händelseförlopp är om t.ex. fosfor tillförs en oligotrof (näringsfattig) sjö.
Den ökade tillväxt som då uppstår kan innebära en ökad mångfald för växt- och djurlivet,
men fortgår processen blir vattnet eutroft (näringsrikt), vilket ökar dess algproduktion och
s.k. algblomning kan uppstå. När dessa alger dör och sedimenterar till botten börjar
nedbrytningen av det organiska materialet bundet i de döda organismerna. I och med att syre
åtgår under nedbrytningsprocessen, sjunker syrekoncentration i bottenvattnet, livet på botten
slås ut och i avsaknaden av syre bildas i stället giftigt svavelväte. Resultatet blir att sjöns
botten höjs av den tilltagande sedimenteringen av dött organsikt material, vilket i längden
resulterar i att sjön växer igen. I Sverige är det här ett problem som främst drabbat de
uppodlade slätt- och kustområdena i Götaland och Svealand (figur 1.1).
1

1 Inledning
Figur 1.1 I de skuggade områdena har flertalet sjöar en totalfosforhalt som överstiger 25 µg/l (SNV, 2002).
På liknande sätt som i exemplet ovan ligger övergödningen bakom flera miljöproblem bl.a. i
form av algblomning och döda bottnar till havs där hela fiskbestånd slagits ut av syrebristen
som uppstår. Med detta som bakgrund är det lätt att inse att behovet av fosfor- och
kväveavskiljning vid avloppsreningsverk världen över är stort.
1.2 Syfte
Västra Strandens avloppsreningsverk i Halmstad planerar i samband med en ombyggnation
av verket att införa ett reningssteg med biologiskt fosforavskiljning. Det finns en lång rad
parametrar som påverkar en biologisk fosforavskiljningsprocess varav de
fosforackumulerande mikroorganismernas tillgång till lättåtkomligt kol, s.k. VFA (Volatile
Fatty Acids) är en av de viktigaste. Verkets förutsättningar för denna ombyggnad undersöks
för närvarande av ett konsultföretag och som ytterligare underlag har tillgången på VFA
utvärderats i examensarbetet.
1.3 Avgränsningar
För att begränsa examensarbetets storlek har vikten lagts vid att utvärdera i vilken grad VFA
förekommer i det inkommande avloppsvattnet, samt att utvärdera avloppsreningsverkets
möjligheter att internt framställa ytterligare VFA. Övriga driftsparametrar som berör bio-Pprocessen
har av resurs och tidsskäl bara beskrivits i den inledande litteraturstudien.
2

1 Inledning
1.4 Utförande
För att den biologiska avskiljningsprocessen ska fungera tillfredsställande med avseende på
mikroorganismernas kolbehov behöver det finnas en mängd VFA som är 10-20 gånger så stor
som mängden löst fosfor i vattnet (Henze et al., 1995, Abu-Gharahrah och Randall, 1991).
Med detta som utgångspunkt görs därför inledande mätningar på det inkommande
avloppsvattnet för att undersöka hur stora mängder VFA och löst fosfor som i nuläget tillförs
verket. Visar det sig att VFA-behovet inte är uppfyllt går arbetet vidare med hydrolysförsök
på avloppsreningsverkets slam i laboratorieskala. Med hydrolysmomentet avses att bryta ned
långa föreningar kol, som inte kan tas till vara av de fosforackumulerande
mikroorganismerna, till mer lättillgängliga kolfragment, VFA. Dessa kan sedan tillföras till
den biologiska fosforavskiljningsprocessen. Vidare kontrolleras den framhydrolyserade
kolkällans kvalitet och tillgänglighet i ett s.k. fosforsläppsförsök. Slutligen sammanställs
resultaten från de olika momenten och ett dimensioneringsförslag av en eventuell
hydrolysprocess utarbetas. Parallellt med laboratoriearbetet görs även en litteraturstudie.
1.5 Läsanvisningar
Rapporten inleds med en litteraturstudie där teorier, centrala för fosforavskiljningsprocessen,
behandlas. Därefter följer ett kapitel med en beskrivning av Västra strandens
avloppsreningsverk som berör den nuvarande driften samt verkets riktvärden och
reningsresultat. I kapitlet därefter beskrivs de försök som utförts och den metodik som
använts för att utvärdera förutsättningarna för biologisk fosforavskiljning. Därpå följer ett
avsnitt med resultaten från försöken och diskussion kring dem.
För den som inte är så väl bevandrad i teorierna kring den biologiska fosforavskiljningen kan
det vara bra att börja med en genomgång av den inledande litteraturstudien som omfattar
kapitel 2 och 3.
3

2 Metoder för fosforavskiljning
2 Metoder för fosforavskiljning
2.1 Inledning
Generellt sett förekommer fosfor i avloppsvatten i löst form, ortofosfat (PO 4 -P) eller i
suspenderad form, polyfosfat och organiskt bundet fosfor. Den totala mängden fosfor i
avloppsvattnet benämns ofta som Tot-P. Polyfosfat består av långa kedjor ortofosfat som
under inverkan av vatten kan hydrolyseras till löst form, ortofosfat (figur 2.1). Även
organiskt bunden fosfor avger ortofosfat under inverkan av vatten och det medför att fosfor i
avloppsvatten till största delen förekommer i löst form. Därför kan endast en liten mängd
fosfor avlägsnas ur systemet med sedimentering. Ett konventionellt, amerikanskt reningsverk,
utan någon process för fosforavskiljning, förmår endast att ta bort 20-40 % av den totala
fosformängden i avloppsvattnet (Hammer, 1986). Avskiljandet sker då dels med mekanisk
rening och dels genom mikroorganismers assimilation, där fosfor utgör en nödvändig
beståndsdel.
Polyfosfat
Hydrolys
H 2 O
Ortofosfat
Hydrolys
H 2 O
Organiskt material
Figur 2.1 Schematisk beskrivning över fosforns övergång till löst form.
Med dagens betydligt hårdare miljökrav krävs det att en speciell fosforavskiljande process
införts till vattenreningen. I dagsläget använder kommunala reningsverk sig av två metoder,
kemisk fällning och biologisk fosforavskiljning. Den förstnämnda medför stora
kemikalievolymer och därmed också kostnader. I takt med att fler reningsverk vill bedriva sin
verksamhet mer ekologiskt och effektivt har allt fler fått upp ögonen för den biologiska
fosforavskiljningsmetoden.
5

2 Metoder för fosforavskiljning
2.2 Kemisk fosforavskiljning
Den vanligaste metoden att avlägsna fosforföreningar från avloppsvatten på svenska
reningsverk är genom tillsats av olika fällningskemikalier. Metoden att använda kemikalier
för att fälla bort fosfor är enkel samt relativt okänslig för störningar vilket starkt bidrar till
dess stora användande.
De fällningskemikalier som är vanligast förekommande är olika järn- och aluminiumsalter,
men också kalk i olika former används. Då metallsalterna tillsätts bildar de lösta järn- och
aluminiumjonerna tillsammans med de lösta oorganiska fosforföreningarna (ortofosfater)
svårlöst metallfosfat. Utöver detta bildas också metallhydroxider som underlättar fällningen.
Metallfosfaterna och metallhydroxiderna kan sedan separeras från vattnet genom
sedimentering eller någon annan separationsmetod.
Eftersom fällningsprocessen är kraftigt beroende av pH i vattnet och olika fällningsmedel har
bestämda intervall inom vilka de ger bäst resultat är just pH den parameter som främst
används vid val och dosering av fällningsmedel. Vid fällning med järn ligger optimalt pH
runt 5 och vid aluminiumfällning ligger optimalt fällningsförhållande runt pH 6
(Brett et al. 1997). I praktiken regleras dock inte pH eftersom detta skulle innebära för höga
kostnader. Exempel på kommersiella fällningskemikalier för avloppsvatten är ARV, PIX,
JKL, PAX samt släckt kalk (Kemira Kemwater, 1990).
2.2.1 Fällningsprocessen
Fällningsprocessen kan sägas fungerar i tre steg, koagulering, flockulering samt
sedimentering. Koaguleringsstadiet sker direkt när fällningsmedlet tillsätts vattnet, beroende
på vilket medel som används sker en mängd olika reaktioner för att få de kolloidala
partiklarna att aglomera till s.k. mikroflockar. Mikroflockarna i sin tur binds samman till
ännu större flockar under flockuleringen. När flockarna har blivit tillräckligt stora kan de med
hjälp av tyngdkraften sedimenteras bort. Det är ytterst viktigt att omrörningen är anpassad
efter de olika stegen. Under koaguleringen behövs en god omrörning för att fällningsmedlet
ska blandas ut väl, vilket gynnar bildandet av mikroflockar. Då mikroflockarna bildar större
flockar i flockuleringssteget bör en viss omrörning finnas men den får inte vara för stor då
detta kan medföra att flockar slås sönder. Då flockarna sedimenteras ska ingen omrörning
ske.
2.2.2 När tillsätts kemikalierna?
För att optimera fällningen efter olika omständigheter och avloppsvattnets varierande
karaktär kan fällningsmedlet tillsättas vid ett antal olika skeden av reningsprocessen
(Brett et al. 1997).
• Förfällning
• Simultanfällning
• Efterfällning
Vid s.k. förfällning tillsätts fällningsmedlet före det biologiska steget. Fällningsmedlet bör
tillsättas i en turbulent del av processen så att medlet blandas ut väl i avloppsvattnet.
Flockarna avlägsnas därefter i försedimenteringsbassängen. En nackdel med förfällning är att
6

2 Metoder för fosforavskiljning
det krävs stora mängder kemikalier för att nå resultat och att det i sin tur ger en hög
slamproduktion. Fördelarna är att mer BOD avskiljs samtidigt som fällningen sker i
försedimenteringen, vilket kan kompensera en underdimensionerad aktivslamanläggning.
Eftersom mindre bioslam produceras, ökar slamåldern i aktivslambassängen.
Simultanfällning fås då fällningsmedlet tillsätts innan eller i den luftade zonen i en
aktivslamanläggning. Fördelen med simultanfällning är att ett billigare fällningsmedel,
tvåvärt järn kan användes. Sedimentering sker i efterföljande sedimenteringsbassäng och tas
ut med överskottslammet. Eftersom fällning och sedimentering sker i befintlig reningsprocess
behövs inga extra volymer.
Hela fällningsteget kan också förläggas efter den biologiska reningsprocessen. Efterfällning
medför att en extra volym behövs där fällningsmedlet kan tillsättas och blandas ut, samt en
därpå efterföljande sedimenteringsbassäng där flockarna kan avlägsnas. Efterfällning kan
antingen användas som ett vanligt fällningssteg, eller som ett "poleringssteg" då
reningsprocessen innan inte har fungerat eller då utsläppskraven inte uppfyllts. Då
efterfällning används som "poleringsmetod" behövs oftast små mängder fällningsmedel
användas samtidigt som en hög reningsgrad fås, då mindre fosfor behöver fällas ut. Behöver
vattnet poleras ökar dock den totala mängden av tillsatta fällningskemikalier.
2.2.3 Aluminiumsalter
Fällningsprocessen med aluminium är följande. Vid reaktionen bildas svårlösliga
aluminiumfosfater och vätejoner enligt 2.1.
3+
2-
Al HPO
4
AlPO4
+ + H
+
(2.1)
Vid sidan om huvudprocessen sker ytterligare reaktioner. Aluminiumjonen reagerar med
vätekarbonat och bildar aluminiumhydroxid som fungerar som flockuleringsmedel, vilket
underlättar bildandet av flockar enligt 2.2.
3+
Al + 3 HCO3
Al(OH)
3
+
CO
2
(2.2)
2.2.4 Järnsalter
Vid fällning med järn kan antingen tvåvärt järn, Fe 2+ eller trevärt järn, Fe 3+ användas.
Det finns vissa skillnader i hur fällningen går till med respektive jonslag. Fällning med trevärt
järn ger liksom fällning med trevärt aluminium ett svårlösligt metallfosfat och metallhydroxid
som resultat enligt 2.3 och 2.4.
3+
3-
3 Fe 2 PO
4
+ 3 H
2O
(FeOH)
3
(PO
4
)
2
3+
+
Fe + 3 H
2O
(FeOH)
3
+ 3 H
+ + 3 H
+
(2.3)
(2.4)
7

2 Metoder för fosforavskiljning
Fe 2+ -salter bildas som biprodukter vid vissa industriella processer och är därför relativt billiga
att införskaffa. För att få effektiv fällningsprocess kan antingen det tvåvärda järnet oxideras
till trevärt järn och/eller kan fällningen kombineras med tillsats av kalk. Oxidation från Fe 2+
till Fe 3+ kan uppnås om saltet tillsätts vid s.k. simultanfällning enligt 2.5. Syrekonsumtionen
vid reaktionen, 0,14 g O 2 /g Fe 2+ , är i jämförelse med den mängd syre som den biologiska
reningen kräver försumbar (Henze et al., 1995).
2+
+ 3+
Fe + 0,25 O
2
+ H Fe + 0,5 H
2O
(2.5)
2.2.5 Kalk
Kalk är ett ämne som länge har använts vid vattenrening. Kalken i form av kalciumhydroxid,
Ca(OH) (s) eller kalciumoxid, CaO (aq) kan antingen tillsättas i fast form eller som lösning
och bildar vid reaktion med ortofosfat en mängd olika komplicerade föreningar. Mängden
kalk som måste tillsättas bestäms främst av vattnets karbonathalt samt dess alkalinitet. Detta
på grund av att karbonatet fälls ut som kalciumkarbonat vid pH över 9. Optimalt pH för
fällning med kalk ligger mellan 10 och 11. Metoden att använda kalk är dock inte så vanlig
eftersom kraftiga pH-justeringar måste göras efter fällningssteget. Nedan visas några av de
reaktioner som sker vid tillsats av kalk, 2.6 och 2.7.
2+
-
-
5 Ca + 7 OH + 3 H
2PO
4
Ca
5OH(PO
4
)
3
+ 6 H
2O
2+
2-
Ca + CO CaCO
3
3
(2.6)
(2.7)
8

2 Metoder för fosforavskiljning
2.3 Biologisk fosforavskiljning
2.3.1 Principiell beskrivning
Den biologiska reningsmetoden, bio-P-processen, använder sig av ett reningsteg där en
polyfosfatackumulerande bakteriekultur utnyttjas. Dessa bakterier har den specifika förmågan
att under anaeroba förhållanden utvinna energi från lagrad polyfosfat som används för
kolupptag (Mino et al., 1998). I litteraturen används två benämningar på så beskaffade
bakterier: PAO (Phosphorus Accumulating Organisms) eller bio-P-bakterier. Dock är
kunskapen om vilken specifik bakteriekultur som ansvarar för fosforupptaget liten. Mycket
pekar på att det är en grupp, bestående av flera olika mikroorganismer, som tillsammans står
för fosforupptaget (Mino et al., 1998).
Genom att växla mellan aeroba och anaeroba förhållanden uppstår ett läge som favoriserar
bio-P-bakterierna (som kan utvinna energi anaerobt). Dessa bakterier har även den för bio-Pprocessen
gynnsamma egenskapen att den kan ta upp mer fosfor än vad som krävs för dess
tillväxt, ett s.k. lyxupptag (Levin och Shapiro, 1965). I takt med att bakteriekulturen blir
större, kan därför en betydande mängd bakteriebunden fosfor avlägsnas ur systemet som
motsvarar kulturens tillväxt. Metoden används i nuläget bara vid ett fåtal av de svenska
reningsverken eftersom processen är komplicerad och att viss kunskap kring de
fosfatackumulerande bakterierna fortfarande saknas.
För att uppnå en god biologisk fosforavskiljning krävs det att processen, här beskriven med
Minos biokemiska modell (Mino et al., 1998), sker under varierande aeroba och anaeroba
förhållanden (figur 2.2). Vidare krävs en god tillgång på lättillgängligt kol i form av flyktiga
organiska syror, VFA (Volatile Fatty Acids), under processen. En grov uppskattning av
kolbehovet är 10-20 mg VFA per mg avskild fosfor
(Henze et al., 1995, Abu-Gharahrah och Randall, 1991).
Under den anaeroba fasen sker ett kolupptag (VFA) från avloppsvattnet av bio-P-bakterierna.
Kolet lagras i cellstrukturen i form av organiska polymerer t.ex. PHA (Polyhydroxyalkanoat)
och används som energikälla vid tillväxt och fosforupptag under den aeroba fasen.
Koltransporten genom cellväggen kräver energi som bio-P-bakterierna utvinner genom
förbränna en lättillgänglig energireserv, glykogen (C 6 H 10 O 5 ) och genom att bryta ned
polyfosfat lagrat i cellen. Vid nedbrytningen av polyfosfat erhålls löst ortofosfat som
bakterien släpper till det omgivande vattnet, ett s.k. fosforsläpp, vilket syns som en
koncentrationsökning av löst ortofosfat i det omgivande vattnet (figur 2.3).
9

2 Metoder för fosforavskiljning
Anaeroba förhållanden
PO 4
3-
Aeroba förhållanden
PO 4
3-
Kolkälla
Energi
Poly-P
PHA
Energi
Tillväxt
Poly-P
Energi
PHA
Energi
Glykogen
Glykogen
CO 2
H 2 O
O 2
Figur 2.2 Biokemisk modell av bio-P-bakterie under anaeroba respektive aeroba förhållanden
(Mino et al., 1998).
När bakterierna sedan inträder i den aeroba fasen och kommer i kontakt med syret, börjar
bio-P-bakterierna växa till sig genom att metabolisera det tidigare upptagna kolet (PHA) och
återbilda glykogen. Den utvunna energin går även till att ta upp ortofosfat ur det omgivande
vattnet, där koncentrationen sjunker (figur 2.3) och omvandla den till polyfosfat.
Bakterietillväxten medför att upptaget blir större än det tidigare släpp vilket resulterar i ett
nettoupptag.
Koncentration
Fosforsläpp
Fosforupptag
Kolupptag
Nettoupptag
Anaeroba förhållanden Aeroba förhållanden Tid
Figur 2.3 Diagram över koncentrationerna ortofosfat och tillgänglig kolkälla mot tiden i bio-P-processen
(Christensson, 1997).
I laboratorieförsök har det påvisats ytterligare en sorts organism som innehar egenskapen att
ta upp kol under anaeroba förhållanden (Cech och Hartman, 1993). Den saknar dock bio-Pbakteriernas
egenskap att ackumulera fosfor och utvinner energi enbart från glykogen. Dessa
s.k. GAO (Glycogen Accumulating Organisms) konkurrerar med bio-P-bakterierna om kolet
och kan i värsta fall bli den dominerande kulturen och på så sätt slå ut
fosforavskiljningsprocessen.
10

2 Metoder för fosforavskiljning
2.3.2 VFA
Som tidigare beskrivits i kapitel 2.3.1 behöver bio-P-bakterierna en lättillgänglig kolkälla i
form av VFA under den anaeroba fasen för att kunna släppa fosfor. VFA utgör en del av det
totala kolinnehållet i avloppsvattnet och är samlingsnamnet för de mest lättupptagliga
fettsyrorna. Exempel på VFA är smörsyra, ättiksyra och propionsyra. Ett visst innehåll av
VFA finns redan i det inkommande avloppsvattnet men den mängden är oftast inte tillräcklig
för att få ett tillfredsställande fosforsläpp. En extern kolkälla, t.ex. ättiksyra kan då tillsättas
den anaeroba zonen för att tillgodose kolbehovet, eller så kan VFA framställas internt genom
nedbrytning av organiskt material befintligt i slam, vilket beskrivs noggrannare i kapitel 3.
Den framställda VFA-mängden kan sedan tillsättas den anaeroba fasen.
Tabell 2.1. Exempel på externa och interna kolkällor (Jönsson, 1996).
Kolkälla
Acetat (ättiksyra)
Restprodukter från industri
Organiskt material i avloppsvattnet
Hydrolyserat slam
Klarfas av hydrolyserat slam
Klarfas från slambehandling
Typ
Extern
Extern
Intern
Intern
Intern
Intern
2.3.3 Faktorer som påverkar den biologiska fosforavskiljningen
I stort avgörs fosforavskiljningens prestanda på ett reningsverk som använder sig av bio-Pprocessen
av hur avloppsvattnet är sammansatt och av verkets drift och driftsinställningar.
Dessa kan delas upp i en lång rad faktorer med olika grad av inverkan. Ett urval av de mest
påverkande faktorerna presenteras nedan:
• Kolkälla
• Nitrathalt
• Temperatur
• pH
• Syretillgång
11

2 Metoder för fosforavskiljning
Kolkälla
Olika kolkällor har olika påverkan på den biologiska fosforavskiljningen. Upptagshastighet
och släppets storlek är exempel på parametrar som kan skilja sig åt, vid försök med olika
kolkällor (figur 2.4). Vad gäller upptagshastigheten är dock det viktigaste att kolupptaget
hinner ske under den hydrauliska uppehållstiden i den anaeroba fasen (Christensson, 1997).
Koncentration ortofosfat
Tid
Figur 2.4 Exempel på fosforsläpp med olika kolkällor.
Tidigare försök har visat att storleken på fosforupptaget beror av fosforsläppets storlek. Ett
stort släpp medför ett stort fosforupptag (Jones et al., 1987).
Nitrathalt
En hög nitrathalt i den anaeroba fasen påverkar processerna negativt på två olika sätt: Då
nitrat finns närvarande kan denitrifierande bakterier konkurrera med bio-P-bakterierna om det
lättillgängliga kolet, vilket kan medföra att för lite kol finns tillgängligt för en fungerande
bio-P-process. En hög nitrathalt kan också medföra ett anoxiskt fosforupptag istället för ett
anaerobt fosforsläpp då det finns bakterier som utnyttjar nitrat istället för syre vid respiration
(Tykesson, 2002).
Temperatur
Generellt sett missgynnas fosforsläppet och fosforupptaget av en lägre temperatur men
betraktas även andra bidragande faktorer kan fosforavskiljningsgraden öka. Detta beror bl.a.
på att nitrifikationen vid hög slambelastning minskar med temperaturen och därmed sjunker
en eventuell nitrathalt i vattnet. Som nämnts ovan konkurrerar bio-P-bakterierna med
denitrifierande bakterier om kolet och får med den sjunkande nitrathalten färre konkurrenter
(Janssen et al., 2002).
pH
Varje mikroorganism har ett optimalt pH för dess tillväxt. I fallet med bio-P-bakterier beror
bl.a. fosforsläppets storlek och med vilken hastighet släppet sker av rådande pH. Försök har
visat att ett lägre pH resulterar i ett mindre fosforsläpp (figur 2.5). Kolupptagets storlek och
hastighet visar däremot ingen relation med pH-värdet (Smolders et al., 1994).
Vid ett högre pH (>7,5) överskrids löslighetsgränsen för många metallfosfater i
avloppsvattnet. Det kan resultera i att metallfosfat fälls ut vilket ytterligare bidrar till
fosforavskiljningen (Janssen et al., 2002).
12

2 Metoder för fosforavskiljning
Figur 2.5 Acetatupptag (vänster) och fosforsläpp (höger) vid olika pH-värden. Genomsnittlig initiell
acetatkoncentration var 6 C-mmol/l. ×= pH 5,8. ♦= pH 6,4. ▲= pH 7,8. ■= pH 8,2. (Smolders et al., 1994).
Syretillgång
Under den aeroba fasen är det viktigt att tillräckligt med syre finns i tanken för att
fosforupptag ska äga rum. Värt att påpeka är att syret i sig inte är nödvändigt för cellens
respiration eftersom nitrat kan användas av bakterierna i avsaknad av syre. I dagsläget går
dock teorierna kring bakteriernas luft-/nitratbehov isär men det har iakttagits att vid
syrekoncentrationen 2 mg/l sker ett betydande fosforupptag vilket också kan anses som ett
riktvärde (Levin och Shapiro, 1965). Det är också värt att poängtera att en för lång
luftningsperiod kan störa bio-P-processen. Försök har visat att bio-P-bakterierna kan mättas
av polyfosfat och/eller utarmas på organiska polymerer (PHA) om syretillförseln är för hög
under den aeroba fasen. Nästkommande fosforsläpp förblir opåverkat men i nästa aeroba fas
kan inte bakterierna ta upp fosfor i samma grad som innan (Brdjanovic et al., 1998). Vidare
kan syre leta sig in i den anaeroba fasen via returslam om syretillförseln är för hög
(Janssen et al., 2002).
2.3.4 För- och nackdelar med biologisk fosforavskiljning
Fördelar:
• Ekologiskt, eftersom inga eller väldigt små mängder kemikalier används i processen.
• Lägre eller inga kemikaliekostnader.
• Minskade slammängder jämfört med kemisk rening eftersom inga hydroxider och
fällningskemikalier tillförs slammet.
• Jämfört med kemisk rening fås en högre koncentration fosfor i slammet som inte är
bunden till fällningsmedel, vilket gör slammet mer användbart som gödsel och att
fosforn lättare kan skiljas från slammet.
Nackdelar:
• Processen inte lika stabil och flexibel som kemisk rening.
• Lång uppstartstid efter driftsavbrott.
• Fosforsläpp kan ske under slambehandling, vilket återför fosfor till processen.
• Känsligare för höga flöden och toxiska substanser jämfört med kemisk rening.
13

2 Metoder för fosforavskiljning
2.4 Utformning av processer för biologisk fosforavskiljning.
Det är idag få stora avloppsreningsanläggningar i Sverige som fullt ut satsat på bio-P. Av de
identifierade anläggningarna är det bara Öresundsverket som har en belastning på över
15000 m 3 /dygn. Vid många reningsverk inkluderades möjligheten att driva verket som bio-Panläggning
då de byggdes ut för kväveavskiljning, det bedrivs därför på flera håll
försöksverksamhet i form av pilotanläggningar och försökslinjer med bio-P
(Tykesson et al., 2001).
Nedan visas en fördelning av olika processtyper som förekommer vid de svenska bio-P
anläggningarna. De processer som används mest är UTC-processen och A/O-processen (utan
kväveavskiljning) (figur 2.6).
Mod. Bardenpho
Bio-Denipho
UCT
A/O
Figur 2.6 Fördelning av olika typer av bio-P-processer i Sverige (Tykesson et al., 2000).
Som man kan se i figur 2.6 finns det ett flertal olika processutformningar som kan användas
för biologisk fosforreduktion. På grund av skillnader i hur de processerna drivs kan de delas
in i två kategorier, huvud- respektive sidoströmsprocesser (Brett et al., 1997).
I huvudströmsprocesserna leds allt avloppsvatten genom den anaeroba delen av processen.
Upptag av fosfor sker i bio-P-steget och det fosformättade slammet tas ut som
överskottsslam. Sidoströmsprocessen är en kombination av biologisk och kemisk
fosforrening där endast överskottsslammet eller returslam från sedimentering behandlas vid
anaerobt tillstånd.
För att visa skillnader i de olika processerna beskrivs tre vanliga huvudströmsprocesser och
en sidoströmsprocess.
Huvudströmsprocesser:
• Bardenpho (Phoredox)
• A/O (Anaerobic/Oxic)
• UCT
Sidoströmsprocesser:
• Phostrip
14

2 Metoder för fosforavskiljning
2.4.1 Bardenphoprocessen (Phoredox)
Bardenphoprocessen har utvecklats på "Laboratories of the National Institute for Water
Research" i Pretoria, Sydafrika, av James L. Barnard. Processen, som i grundutförandet
består av fyra steg där anoxiska och luftade zoner alternerar varandra två gånger, utvecklades
främst för kvävereduktion (figur 2.7). Tester visade dock att man också fick en god
fosforreduktion som översteg den normala fosforassimilationen som sker vid vanliga
aktivslamprocesser. Ytterligare tester visade att reduktionen troligtvis berodde på låg
nitrathalt i den andra anoxiska zonen varför man modifierade processen med en anaerob zon i
början där hydrolys kunde ske och lättflyktiga syror bildas. Den modifierade processen, i fem
steg, kallas för Phoredox (figur 2.8). Phoredoxprocessen finns också i förenklad form med
enbart en uppsättning av anoxiskt och luftat steg (figur 2.9), (Johansson, 1988).
Anox Aerob Anox Aerob
Sed.
Returslam
Överskottsslam
Figur 2.7 Principskiss, Bardenphoprocessen (Johansson, 1988).
Anaerob
Anox Aerob Anox
Aerob
Sed.
Returslam
Överskottsslam
Figur 2.8 Principskiss, Phoredoxproccess (Johansson, 1988).
Anaerob
Anox
Aerob
Sed.
Returslam
Överskottsslam
Figur 2.9 Principskiss, modifierad Phoredoxprocess (Johansson, 1988).
15

2 Metoder för fosforavskiljning
2.4.2 A/O-processen
A/O-processen är i grundutförande mycket lik en konventionell aktivslamanläggning både
vad gäller utformning och volymbehov. A/O står för Anaerobic/Oxic och beskriver en
process där ett anaerobt steg följs av ett aerobt steg (figur 2.10). A/O-processen är utvecklad
av Air Products and Chemicals Inc. med främsta syfte att fungera vid fosforreduktion men
kan också kombineras med ett nitrifikation/denitrifikationsteg och på så sätt också fungera
för kväveavskiljning (figur 2.11). Processens likheter med konventionella
aktivslamanläggningar gör att ombyggnader av dessa är relativt enkla. Största skillnaden
mellan A/O- och Phoredoxprocessen är att de olika volymerna i A/O-processen är indelade i
mindre bassänger. En typisk uppdelning av bassängerna kan bestå av att det anaeroba och
anoxiska steget delas in i tre delvolymer medan det aeroba delas in i fyra delvolymer
(Brett et al., 1997). Denna uppdelning görs för att omrörning och luftning ska förbättras, samt
för att undvika kortslutningsströmmar.
Anaerob
Aerob
Sed.
Returslam
Överskottsslam
Figur 2.10 Principskiss, A/O-processen (Johansson, 1988).
Anaerob
Anox
Aerob
Sed.
Returslam
Överskottsslam
Figur 2.11 Principskiss, modifierad A/O-process (Pétursson, 1996).
16

2 Metoder för fosforavskiljning
2.4.3 UCT-processen
UCT-processen (University of Cape Town) är en vidareutveckling av den modifierade
Phoredox-processen (figur 2.12). Skillnaden ligger främst i hur recirkulationen tillämpas.
Förutom recirkulation av returslam från sedimenteringen efter luftat steg till det anoxiska
steget recirkuleras också vatten från luftat till anoxiskt steg. Recirkulation från anoxiskt steg
till anaerobt steg görs för att minska påverkan av nitratet från returslammet i den anaeroba
delen.
Anaerob
Anox
Aerob
Sed.
Returslam
Överskottsslam
Figur 2.12 Principskiss, UCT-process (Johansson 1988).
2.4.4 Phostripprocessen
Phostripprocessen är en s.k. sidoströmsprocess som utvecklades av Levin på 70-talet
(figur 2.13). Utformningen är mycket lik en aktivslamanläggning med en försedimentering
och ett luftat steg med efterföljande sedimenteringsbassäng. Skillnaden mellan sido- och
huvudströmsprocesser är som tidigare nämnts att enbart slammet från sedimentering
behandlas anaerobt. I den s.k. P-strippen förtjockas returslammet samtidigt som fosfor släpps
eftersom anaeroba förhållanden råder. Till den fosformättade klarfasen som fås från P-
strippen tillsätts sedan kalk som fäller ut fosforn. Returslammet från P-strippen leds sedan till
luftningsbassängen där nytt fosforupptag kan ske.
Sed.
Aerob
Sed.
Returslam
Fällning
Förtjockare
(Anaerob)
Överskottsslam
Figur 2.13 Principskiss, Phostripprocess (Pétursson 1996).
17

3 Anaerob nedbrytning av organiskt material
3 Anaerob nedbrytning av organiskt material
3.1 Inledning
De flesta mikroorganismer i ett aktivt slam använder sig av kol som energikälla för tillväxt
och underhåll av cellstrukturen. Emellertid förekommer en stor del av kolinnehållet i
avloppsvatten som långa kolkedjor i form av fetter, proteiner och kolhydrater. Det innebär att
mikroorganismer som enbart kan ta till sig relativt korta kolkedjor som energikälla inte direkt
kan tillgodogöra sig av avloppsvattnets kolinnehåll. En nedbrytning av det organiska
materialet, antingen under aeroba eller anaeroba förhållanden, måste därför först ske för att
tillgängligheten till kolet ska öka. Den anaeroba nedbrytningen av organiskt material i vatten
består av flera delprocesser: hydrolys, syrabildning, ättiksyrabildning och metanbildning, där
det organiska materialet spjälkas till kortare kolföreningar med metangas som slutprodukt.
Under de tre första delprocesserna bildas lättillgängliga kolföreningar, VFA, vilka är
nödvändiga som kolkälla för den biologiska fosforavskiljningsprocessen.
3.2 Den anaeroba nedbrytningsprocessen av organiskt material
3.2.1 Principiell beskrivning
Som nämnts ovan, består den anaeroba nedbrytningen av organiskt material i vatten av fyra
delprocesser: hydrolys, syrabildning, ättiksyrabildning och metanbildning. Processerna visas
i figur 3.1 och förklaras nedan.
Organiskt material
Protein Kolhydrat Fett
1. Hydrolys
2. Syrabildning
3. Ättiksyrabildning
Lösliga organiska föreningar
Aminosyror, fettsyror, socker
Flyktiga fettsyror
Ättiksyra, propionsyra, smörsyra etc.
Vätgas, koldioxid
Ättiksyra
4. Metanbildning
Metan, Koldioxid
Figur 3.1 Förenklad bild över den anaeroba nedbrytningsprocessen av organiskt material.
19

3 Anaerob nedbrytning av organiskt material
I det första steget, hydrolysen, sönderdelas proteiner, kolhydrater och fetter till enklare
kolföreningar såsom aminosyror, fettsyror och sockerarter. Själva sönderdelningen utförs av
enzymer, utsöndrade av bakterier. Enzymerna verkar som en katalysator och ökar de kemiska
reaktionernas hastighet genom att sänka energin som krävs för att ett ämne ska övergå från
reaktant (ursprungsmaterial som påverkas av enzymet) till produkt (det som är kvar efter
enzymets påverkan) (Voet et al., 1999). På så vis omvandlas komplext organiskt material till
en kolkälla, matnyttig för bakterierna.
I det andra steget, syrabildningen, bryts delar av hydrolysprodukterna ned av acidogena
(syrabildande) bakterier till flyktiga fettsyror, huvudsakligen i form av ättiksyra, smörsyra
och propionsyra.
Dessa flyktiga fettsyror, förutom ättiksyran, omvandlas via oxidation och acetogena
(ättiksyrabildande) bakterier i det tredje steget till ättiksyra, vätgas och koldioxid.
Omvandlingen av propionsyra och smörsyra till ättiksyra sker enligt reaktionsformlerna 3.1
och 3.2:
CH 3 CH 2 COOH (propionsyra) + 2H 2 O CH 3 COOH (ättiksyra) + CO 2 + H 2 (3.1)
CH 3 CH 2 CH 2 COOH (smörsyra) + 2H 2 O 2 CH 3 COOH (ättiksyra) + 2H 2 (3.2)
Det sista steget, metanbildningen, orsakas av en grupp strikt anaeroba bakterier och kan delas
in i två kategorier (Bitton, 1994):
1. Metanbildning ur koldioxid och vätgas av hydrogenotrofa metanogena
(metanbildande) bakterier.
CO 2 + 4H 2 CH 4 (metan) + 2H 2 O (3.3)
2. Metanbildning ur ättiksyra av acetotrofa metanogena bakterier.
CH 3 COOH (ättiksyra) CH 4 (metan) + CO 2 (3.4)
Ungefär två tredjedelar av metanproduktionen står de acetotrofa metanogena bakterierna för
(Bitton, 1994).
Ur bio-P-synpunkt är det processerna fram till den metanbildande fasen som är av intresse
beroende på att det under dessa tre steg bildas lättillgängligt kol, VFA (figur 3.2). Som en
förenkling kommer den gemensamma benämningen hydrolys att användas för de VFAbildande
processerna i fortsatta kapitel.
20

3 Anaerob nedbrytning av organiskt material
3.2.2 Näringsämnen
Under nedbrytningen frigörs inte bara lättflyktiga fettsyror, utan även föreningar innehållande
kväve och fosfor. Eftersom den framhydrolyserade klarfasen används som koltillskott till den
biologiska fosforavskiljningsprocessen, är det viktigt att den inte innehåller alltför höga halter
av dessa näringsämnen, då detta medför en ökad belastning på processen. Försök gjorda i
Sydafrika, där primärslam har hydrolyserats vid rumstemperatur (18-28°C) visar på en
markant ökning av fosfor och ammoniumkväve i den framhydrolyserade klarfasen (figur 3.2).
Slutsatsen från försöken var att mängden fosfor och ammoniumkväve som frigjordes i
huvudsak berodde på slammets karaktär, koncentration och uppehållstid. För att förhindra att
fosforn återförs systemet med klarfasen, ges förslaget att den kan fällas ut med kalk
(Banister et al., 1998).
Figur 3.2 Mängd ammoniumkväve och ortofosfat som frigjordes i fyra hydrolysförsök (Banister et al., 1998).
21

3 Anaerob nedbrytning av organiskt material
3.3 Faktorer som påverkar hydrolys av slam
Den anaeroba nedbrytningsprocessen kan delas in i en VFA-bildande fas (hydrolys,
syrabildning, ättiksyrabildning) och en metanbildande fas. Eftersom de metanbildande
bakterierna under tillväxt använder sig av VFA som kolkälla bör de yttre förhållandena vara
sådana att dessa bakterier missgynnas. Då nedbrytningsprocessen förhindras att gå in i den
metanbildande fasen erhålls maximal VFA-produktion. Det som avgör vilken bakterie som
gynnas/missgynnas under nedbrytningsprocessen styrs huvudsakligen av parametrar som pH,
temperatur, uppehållstid och slammets karaktär (Guerrero et al., 1999).
Uppehållstid
För att få en tillfredställande VFA-produktion krävs det att uppehållstiden för hydrolysen är
tillräckligt lång så att de acidogena bakterierna kan växa till och bryta ner det organiska
materialet. Uppehållstiden bör dock inte vara för lång eftersom det gynnar de trögare,
metanogena bakterierna (figur 3.3). I fullskala är det inte sannolikt att uppehållstiden sträcker
sig längre än sex dygn beroende på att detta medför höga tankkostnader och ökad risk för
metanbildning (Banister et al., 1998).
VFA-bildning
VFA-topp
Metanbildning
VFA-koncentration
Uppehållstid
Figur 3.3 Principiell figur över den anaeroba nedbrytningsprocessen.
Tiden som hydrolysen behöver för att nå maximal VFA-produktion styrs i stor utsträckning
av yttre omständigheter som temperatur och slammets karaktär. Det går därför inte att ge ett
generellt svar på hur länge slammet bör hydrolyseras utan uppehållstiden kan variera från allt
mellan några timmar upp till flera dygn.
Temperatur
Mängden VFA som bildas under hydrolyssteget beror till stor del på temperaturen och följer
Arrhenius lag, det vill säga att reaktionshastigheten fördubblas vid en temperaturhöjning på
10 grader. Ur ekonomisk aspekt kan naturligtvis inte allt för höga temperaturer användas i
praktiska tillämpningar eftersom det medför energikostnader samtidigt som en för hög
temperatur kan leda till att bakterier dör (Guerrero et al., 1999).
De metanogena bakterierna kräver temperaturer över 20°C, för att producera större mängder
metan. Optimala temperaturförhållanden ligger i intervallen 30-40°C och 50-60°C
(Droste, 1997). För att undvika metanproduktion bör därför temperaturen inte överstiga 20°C.
22

3 Anaerob nedbrytning av organiskt material
Försök har visat att temperaturen har en tydlig inverkan på mängden organiskt material som
bryts ner under hydrolysen (Mosel-Engeler et al., 1998). Figur 3.4 visar resultat från sju
hydrolysförsök. En tydlig skillnad i nedbrytningens omfattning och hastighet kan ses mellan
försök 4 (10°C) och övriga försök (20°C).
Figur 3.4 Löst COD plottat mot uppehållstid i hydrolysbehållaren. Temperaturen är 20 grader och oreglerat pH
om inte annat anges i figuren (Moser-Engeler et al., 1998).
pH
Enzymernas reaktionshastighet är pH-beroende med ett lägsta, optimalt och högsta pH vid
vilken en hydrolysprocess fungerar. De flesta enzymerna är aktiva inom ett smalt pHintervall,
normalt mellan pH 5 och 9 (Voet et al., 1999). Optimalt pH varierar för olika
slamtyper med avseende på partikelstorlek, slamsammansättning och slamkoncentration.
Normalt behövs ingen pH-reglering av slammet för att en hydrolysreaktion ska ske men en
reglering kan ge positiva effekter som ökad VFA-produktion och minskad risk för
metanbildning (figur 3.4). Utan pH-reglering tillåts pH variera vilket medför att systemet
buffrar sig självt till ett slutgiltigt pH-värde mellan 5 och 7 (Guerrero et al., 1999).
Metanbildningen sker i pH-intervallet 6,7-7,4 med ett optimum nära pH 7. Vid pH lägre än
6,5 minskar metanproduktionen kraftigt och upphör nästan vid pH 6 (Bitton, 1994). Genom
att ha ett lågt pH i hydrolysreaktorn kan metanproduktionen förhindras och VFAproduktionen
favoriseras.
Slammets karaktär
Beroende på sammansättningen hos olika typer av slam (överskottsslam, primärslam) kan
hydrolysresultatet variera. Överskottsslam kan ha den fördelen att mycket bakterier redan
finns i slammet, vilket påskyndar processen samtidigt som det också kan vara ganska
syreberikat vilket verkar negativt på en anaerob hydrolys. Slammets koncentration är också
en viktig parameter. VSS-koncentrationen (Volatile Suspended Solids) är ett grovt mått på
mängden bakterier i slammet. En hög halt bakterier medför att mer enzymer kan frigöras och
hydrolysen ske snabbare. Slammets koncentration av organiskt material och dess
partikelstorlek är också av betydelse då en hög koncentration med små partiklar ger snabbare
hydrolys än låg koncentration med stora partiklar.
23

3 Anaerob nedbrytning av organiskt material
3.4 Hydrolys av primärslam i reningsprocessen
För hydrolys av primärslam på avloppsreningsverk kan oftast befintliga volymer såsom
sedimentationsbassänger och slamförtjockare användas. Om detta inte är möjligt kan också
en separat tank installeras där slamhydrolys genomförs. Överslottsslam kan hydrolyseras på
liknande vis med vissa modifikationer.
Hydrolys kan antingen ske i försedimenteringsbassängen eller i en separat hydrolysbassäng
(figur 3.5-1). Hydrolys i försedimenteringsbassäng kan uppnås om man ökar slamhalten i
försedimenteringen. Genom att recirkulera primärslammet kan den VFA-rika klarfasen
avskiljas och återföras till den efterföljande bio-P-processen (Janssen et al., 2002). Denna
processutformning används bl.a. på Öresundsverket i Helsingborg med goda resultat
(Jönsson, 1996). Hydrolysen kan också ske i en separat bassäng innan
försedimenteringsbassängen, där hela avloppsvattenvolymen hydrolyseras, eller i en bassäng
för recirkulerat primärslam. Ett problem som kan uppstå vid dessa processer är slamflykt vid
höga flöden som i sin tur kan påverka den övriga reningsprocessen.
Hydrolys
Sedim.
Sedim.
Sedim.
Hydrolys
Förtjockare
Hydrolys
Förtjockare
1 2
3
Figur 3.5 Utformning av olika hydrolysprocesser (Janssen et al., 2002).
Hydrolysen kan även utföras i förtjockningstanken för primärslam (figur 3.5-2). Samtidigt
som hydrolys sker separeras slammet från vatten som sedan förs till bio-P-processen.
Uppehållstiden för primärslammet i förtjockaren bör vara 2-4 dagar för att en tillfredställande
resultat ska fås (Janssen et al., 2002). Hydrolys av primärslammet kan också utföras i en
separat tank (figur 3.5-3). Slammet avvattnas efter hydrolys i en förtjockare och det VFA-rika
vattnet återförs till processen. Denna utformning har den fördelen att hydrolysen kan
optimeras, bl.a. kan en konstant hög temperatur hållas i hydrolystanken för att få ett optimalt
resultat
(Janssen et al., 2002).
24

4 Västra Strandens avloppsreningsverk
4. Västra Strandens avloppsreningsverk
4.1 Inledning
Information till följande avsnitt har i huvudsak hämtats från Västra Strandens
Avloppsreningsverks Miljörapport 2001 och VA-statistik 2001.
Reningsverket Västra Stranden byggdes år 1960-61 och togs i drift 1962. Därefter har omoch
tillbyggnader gjorts på såväl 70- och 80-talet som på 90-talet. Verksamhetsområdet
omfattar Halmstads tätort och mindre, närliggande orter som Trönninge, Eldsberga, Påarp-
Laxvik och Gullbranna i söder samt Görvik-Sandhamn, Frösakull och Tylösand i väster.
Även Skedala, Holm och Kvibille ingår i verksamhetsområdet. Av det totala
avrinningsområdet är 2600 ha tätortsbebyggelse. Av detta utgör ca 317 ha bebyggelse
anslutna till kombinerat avloppssystem och inom denna bebyggelse är ca 135 ha hårdgjorda
ytor. Förutom att ta hand om kommunalt spillvatten är ett tjugotal industrier av varierande
storlek anslutna till verket. Av dessa är ARLA Foods i Kvibille, Krönleins Bryggeri AB samt
Viking Malt AB de största och som anses ha störst inverkan på verksamheten.
Verket är dimensionerat för 120 000 pe ∗ och har en medeldygnsbelastning på 108140 pe.
Maxdygnsbelastningen ligger dock på 153 140 pe. Enligt beräkningar gjorda på framtida
befolkningstillväxt och utbyggnad av industrier kommer dimensionerad belastning inom en
snar framtid uppnås varför en utbyggnad av verket är planerad.
4.2 Avloppsreningsprocessen
Det obehandlade avloppsvattnet grovrensas först mekaniskt i ett galler med en spaltbredd på
3 mm. Tyngre partiklar som sand och grus avskiljs i ett luftat sandfång. Före sandfånget
tillsätts en fällningskemikalie för utfällning av fosfor. Det senaste året har man på verket
provat ett antal olika fällningsmedel för att få en process med fullgott resultat. Växelvis har
aluminium- resp. järnbaserade medel använts men i nuläget används ett trevärt järnbaserat
fällningsmedel, FeRRI-flock 150. Det primärslam som bildas vid förfällningen avskiljs i
försedimenteringen och pumpas till en förtjockare för vidare behandling.
Det mekaniskt-kemiskt renade vattnet leds vidare till det biologiska steget. Biosteget består
av tre parallella linjer med fördenitrifikation och nitrifikation. För att erhålla en effektiv
kvävereduktion tillsätts etanol som extern kolkälla. I efterföljande sedimentering avskiljs
sedan bioslammet från vattnet. Större delen av bioslammet återförs till aktivslambassängen
som returslam. Överskottsslammet tas ut via förtjockare och blandas efter förtjockning med
primärslammet före vidare behandling. Det biologiskt renade vattnet leds avslutningsvis
genom ett dammsystem, där ytterligare en viss rening sker. Då flödet är större än vad det
biologiska reningssteget kan belastas med, pumpas vattnet med automatik till ett
utjämningsmagasin. Magasinet är konstruerat som en försedimenteringsbassäng. Under
speciella flödessituationer kan inkommande vatten till utjämningsmagasinet direktfällas.
Rejektvatten från slamförtjockningen blandas med inkommande avloppsvatten efter
sandfånget. Rejektvattnet från avvattningen och slamtank efter rötkammaren behandlas
normalt i en separat rejektvattenbehandlingsanläggning tillsammans med returslam.
∗ Personekvivalenter
25

4 Västra Strandens avloppsreningsverk
Sandfång och kemflockning Försedimentering Biologisk behandling
(inkl. rejektvatten behandling)
Anox zon Aerob zon
Inlopp
Slutsedimentering
Slambehandling
Utjämningsmagasin
Recipient, Laholmsbukten
Utlopp
Poleringsdammar
Figur 4.1 Förenklat processchema över Västra Strandens Avloppsreningsverk, vattenbehandlingen (Omritad
från Miljörapport 2001).
4.3 Riktvärden och resultat av utsläpp
För att klargöra vilka tekniska och ekonomiska förutsättningar som förelåg för en
långtgående fosfor- och kvävereduktion bedrevs på verket under hela 90-talet en omfattande
försöksverksamhet. De mål som verket ställde var att reducera fosfor- och kvävehalten i
utgående vatten till 0,3 mg/l resp. 12 mg/l. Utsläppet av syreförbrukande organisk substans
skulle begränsas till 15 mg BOD 7 /l som kvartalsmedelvärde (gränsvärde). Utvärderingen
visade på betydande brister och resulterade i en utbyggnad åren 1992-93 som följdes av en
prövotid, där olika optimeringsmöjligheter kunde utredas. De utsläppsmål som ställdes före
utvärderingen har nu blivit realitet och för närvarande gäller utsläppsvillkoren enligt
tabell 4.1. För att kunna säkerställa dessa utsläppskrav har ett omfattande kontrollprogram
utarbetats. Kontrollresultaten rapporteras kontinuerligt till Miljö- och hälsoskyddsnämnden.
Tabell 4.1 Utsläppsvillkor för Västra Strandens avloppsreningsverk 2001 (Miljörapport 2001).
Förorening Halt (mg/l) Typ av värde
BOD 7 10 Årsmedelvärde, gränsvärde
Tot-P 0,4 Årsmedelvärde, gränsvärde
Tot-N 14 kvartal 1
10 kvartal 2
Kvartalsmedelvärde, riktvärde
6 kvartal 3
10 kvartal 4
26

4 Västra Strandens avloppsreningsverk
Resultat från mätningar utförda på verket år 2001, visar att man uppfyller de krav som finns
med avseende på föroreningshalt i utgående vatten.
Tabell 4.2 Resultat av utsläpp 2001 (Miljörapport 2001).
Belastning Halt (mg/l) Typ av värde
BOD 7 5 årsmedelvärde
Fosfor 0,27 årsmedelvärde
Kväve 11
8,5
5,7
6,4
medelvärde kvartal 1
medelvärde kvartal 2
medelvärde kvartal 3
medelvärde kvartal 4
Tabell 4.3 Aktuella belastningar (Miljörapport 2001).
Belastning Medeldygn Maxdygn Dimensionerande
Personekvivalenter (pe)
Flöde (m 3 /dygn)
BOD 7 (kg/dygn)
Kväve (kg/dygn)
Fosfor (kg/dygn)
108 140
30700
7570
1030
190
153 140
54800
10720
1240
250
120 000
Inget värde tillgängligt
8400
1440
300
27

5 Metodik för mätningar på Västra Stranden och för laboratorieförsök
5 Metodik för mätningar på Västra Stranden och för
laboratorieförsök
5.1 Inledning
Utvärderingen, som är indelad i tre moment, inleds med en bedömning av det inkommande
avloppsvattnets karaktär, med avseende på fosfor- och VFA-innehåll. I bedömningen görs
också stickprovsmätningar på spillvatten från ett par industrier, kopplade till avloppsnätet, för
att uppskatta i vilken mån de bidrar med VFA. Det insamlade materialet ger en fingervisning
om den inkommande VFA-mängden är tillräcklig för en biologisk fosforavskiljningsprocess
eller om det kommer att finnas behov av ett tillskott lättillgängligt kol. VFA-mätningarna
görs med metoden fempunktstitrering och finns beskriven i Appendix 1.
Efter mätningarna på avloppsvattnet i Halmstad går utvärderingen in i nästa moment,
hydrolys- och fosforsläppsförsök i laboratorieskala. Hydrolysförsöken syftar till att
undersöka avloppsreningsverkets möjligheter till intern VFA-produktion. Med efterföljande
fosforsläppsförsök kontrolleras den framhydrolyserade kolkällans tillämpbarhet på en bio-Pprocess.
Resultaten från mätningarna i Halmstad och laboratorieförsöken ligger sedan som underlag
för nästkommande moment, dimensioneringen, där volymbehoven för en eventuell
hydrolysprocess beräknas.
5.2 Mätningar på Västra Strandens avloppsreningsverk
Som tidigare nämnts är en god tillgång till VFA en av de viktigaste faktorerna för att bio-Pprocessen
skall fungera. En grov uppskattning av processens kolbehov är 10-20 mg VFA per
mg avskiljd fosfor och mätningarna syftar till att undersöka vilka förhållanden som råder i det
inkommande avloppsvattnet. Fosforbelastningen mäts kontinuerligt på verket medan någon
större mätning av VFA aldrig gjorts. Vid mätningarna läggs därför vikten på att mäta
inkommande koncentrationer av VFA och ur det bestämma ett dimensionerande typvärde.
Som kompletterande underlag mäts även inkommande halter av ortofosfat så att jämförelse
mellan VFA- och ortofosfats-variationerna blir möjlig.
Stickprovsmätningar görs vid de industrier som antas bidra med störst mängd VFA till
avloppsreningsverket, Viking Malt AB och ARLA Foods i Kvibbile. Antagandet baseras på
information som finns om industriernas verksamhet; både i Viking Malt och ARLA Foods
fall processeras stora mängder organiskt material och vatten vilket gör deras avloppsvatten
intressant ur VFA-synpunkt. Mätdata från industrierna används för att uppskatta vilken effekt
en utökning/omläggning av de aktuella industriernas verksamhet kan ha på den till verket
inkommande VFA-mängden. Mätningarnas betydelse understryks av Svenska Malts planer
av att utöka verksamheten i Halmstad till det dubbla.
29

5 Metodik för mätningar på Västra Stranden och för laboratorieförsök
5.2.1 Material
Material som används till fempunktstitrering för VFA-bestämning finns beskriven i
Appendix 1. För analys av ortofosfat används på verket befintlig Dr. Lange-apparatur.
5.2.2 Utförande
För att få en bild över fosfor/VFA-förhållandet utförs mätningar av dessa parametrar vid 4
tillfällen. Under varje mättillfälle, som spänner över 10-12 timmar, tas prover på
inkommande avloppsvatten med en timmes mellanrum. Av säkerhetsskäl görs mätningar
endast på vardagar mellan kl. 08:00 och 19:00. Provanalyserna sker direkt på Västra
Strandens avloppsreningsverks laboratorium.
Provuttaget sker mellan rensgallret och det luftade sandfånget med hjälp av en mätstav där en
plastbehållare á 50 ml monteras fast. Mätstaven förs ner mitt i den inkommande
vattenströmmen så att behållaren fylls till bredden med en för tidpunkten representativ volym
avloppsvatten. Efter uttag försluts behållaren för att minimera luftinblandning. Innan
laboratorieanalysen av VFA och ortofosfat görs, vänds provbehållaren försiktigt ett tiotal
gånger för att homogenisera provet. Resultatet av analyserna antecknas och sammanställs i
tabellform. Vid varje försökstillfälle antecknas aktuella dygnsflöden för att ge en uppfattning
om eventuell nederbörd kan ha påverkat koncentrationen av analyserade parametrar.
En viss studie görs också av verkets laddningsmätare som mäter laddningen i avloppsvattnet
innan det förs vidare till det luftade sandfånget. Laddningsmätaren styr doseringen av
metallsalt så att katjonbehovet kontinuerligt strävar efter ett inställt börvärde. Genom att
studera lagrad mätdata över metallsaltdoseringen för en viss tidsperiod kan verkets
belastningsvariationer avläsas i diagramform. För att se om det finns korrelation mellan
uppmätta VFA- och ortofosfat-koncentrationer och metallsaltdoseringen så jämförs dessa.
Korrelerar värdena kan resultatet ge en antydan om VFA- och ortofosfatkoncentrationerna
under de tidsperioder mätningar ej genomförts.
30

5 Metodik för mätningar på Västra Stranden och för laboratorieförsök
5.3 Hydrolysförsök
Hydrolysförsöken avser att undersöka möjligheten att internt på avloppsreningsverket
framställa VFA genom hydrolys av slam. Hydrolysförsöken utförs vid 3 temperaturer: 10, 20
och 30°C och med två typer av slam, primärslam respektive överskottsslam. Med primärslam
avses det slam som avskiljs vid försedimenteringen, och med överskottsslam avses slam från
det biologiska reningssteget.
För varje slamtyp görs även ett försök där en blandning, bestående av fyra olika enzymer,
tillsätts. Enzymerna är av samma typ som bakterier utsöndrar under anaerob nedbrytning av
organiskt material. Det stora enzymtillskottet medför dock en betydligt högre koncentration
av enzym jämfört med det som bakterierna själva utsöndrar. Försöken utförs vid 20°C och
som referens används samma slam, men utan de tillsatta enzymerna. Syftet med försöken är
att se om en ökad enzymkoncentration kan påskynda hydrolysprocessen.
Under samtliga hydrolysförsök mäts följande parametrar med jämna mellanrum:
• VFA
• Ortofosfat (PO 4 -P)
• Ammoniumkväve (NH 4 -N)
• Löst COD
VFA och löst COD mäts för att se hur mycket lättillgängligt kol som frigörs under
hydrolysförsöken. Vidare används löst COD som mått för dosering av hydrolysat vid
fosforsläppsförsöken (kapitel 5.4.2). Även PO 4 -P och NH 4 -N frigörs under hydrolys och
mäts för att få en bild av hur mycket av dessa ämnen som återförs till reningsprocessen med
hydrolysatet samt för att se om det finns någon korrelation mellan dem och producerad VFA.
I samband med att VFA mäts med fempunktstitrering erhålls också pH för respektive
tidpunkt vilket medför att dess variation kan studeras under hydrolysförloppet.
5.3.1 Material
För att försöken skall kunna genomföras vid konstant temperatur används ett 25-liters
vattenbad. Vid de varmare försöken, 20 och 30°C regleras temperaturen med en termostat
som med en värmeslinga värmer vattnet till inställd temperatur. För att försöket ska kunna
genomföras vid 10°C kopplas en kylanläggning till termostaten. Kylprocessen fungerar på så
vis att vatten pumpas med termostatens interna pump, från vattenbadet in i kylanläggningen
där det kyls. Vattnet som kommer från kylaren har en lägre temperatur än den inställda, men
den effektstarkare termostaten motverkar att temperaturen blir för låg i vattenbadet.
Hydrolysförsöket utförs i reaktorer bestående av glasbägare á 4 liter, placerade i vattenbadet.
För att slammet inte skall sedimentera under försöken används omrörare med inställbar
omrörningshastighet. Försöksuppställningen visas i figur 5.1:
31

5 Metodik för mätningar på Västra Stranden och för laboratorieförsök
5
2
4
1
3
Figur 5.1 1. Vattenbad, 2. Termostat, 3. Kylare, 4. Reaktor, 5. Omrörare
I avsaknad av lämplig provuttagare används en egentillverkad provsticka (figur 5.2) med
vilken uttag om ca 100 ml kan göras.
Figur 5.2 Egentillverkad provsticka för provuttagning.
För att avskilja suspenderat material från klarfas efter provuttag används en centrifug, med
valbar centrifughastighet mellan 0-6000 rpm. Därigenom kan det lösta innehållet av NH 4 -N,
PO 4 -P och COD i hydrolysatet analyseras, vilket genomförs med Dr. Lange-apparatur.
Material som används för bestämning av VFA med fempunktstitrering finns beskriven i
Appendix 1.
För ytterligare beskrivning av apparatur som använts, se Appendix 2.
32

5 Metodik för mätningar på Västra Stranden och för laboratorieförsök
5.3.2 Utförande av hydrolysförsök
Hydrolysförsöken utförs på Avdelningen för VA-tekniks laboratorium på Lunds tekniska
högskola enligt ett på förhand bestämt försöksprogram (tabell 5.1). Slammet måste därför
transporteras med budbil från avloppsreningsverket till laboratoriet. Varje försök börjar med
en beställning av ett 10-liters slamprov. Slamuttag sker på provtagningspunkter för aktuell
slamtyp och ombesörjs av personal på reningsverket. I väntan på transport förvaras slammet i
kylskåp på reningsverkets laboratorium. Detta minskar den biologiska aktiviteten i slammet
vilket medför att slammets karaktär kan bibehållas. Under de 3-4 timmar slammet
transporteras sker ingen kylning.
När slammet anländer till laboratoriet i Lund, hälls det efter rejäl omblandning upp i en
bägare á 4 liter som används som reaktor. Bägaren placeras i vattenbadet där termostat/kylare
och omrörare sätts igång. Omröraren ställs in så att en god omrörning erhålls samtidigt som
luftinblandning minimeras. Som tidigare nämnts (kap. 3) måste hydrolysen ske under
anaeroba förhållanden. För att förhindra avdunstning täcks reaktorn med aluminiumfolie.
Försöket inleds när slammet i reaktorn når önskad temperatur. Ett initiellt prov om ca 100 ml
tas då ut för analys av SS, VSS och de utvalda parametrarna VFA, COD, PO 4 -P och NH 4 -N.
Innan analys av parametrarna avskiljs suspenderat material genom att provet centrifugeras
under 10 minuter i 3000 rpm. Klarfasen sugs upp med pipett och förs över till ett provrör som
förvars i kylskåp i väntan på analys. Tiden för förvaringen varierar mellan 1-48 timmar.
Prover tas sedan ut med jämna mellanrum i 10-12 dagar för mätning av parametrarna. Tiden
mellan varje provuttag varierar mellan 12-24 timmar för att erhålla en god bild av
parameterförändringarna i bägaren. Vid den tidpunkten då VFA-koncentrationen antas ha nått
sitt maximum genomförs ett fosforsläppsförsök (se kap. 5.4) med den framhydrolyserade
kolkällan. Hydrolysen fortsätter dock för att få en uppföljning av hydrolysprocessen och
verifiera att VFA-toppen uppnåtts.
Tabell 5.1 Försöksprogram för hydrolysförsöken.
Typ av slam Temperatur (°C) Enzymtillsats
Överskottsslam 20 Ja
20 Nej
30 ∗ Nej
10 ∗ Nej
Primärslam 20 Ja
20 Nej
30 Nej
10 Nej
∗ Hydrolysförsök på överskottslam vid 10 resp. 30°C utfördes aldrig då försöket vid 20°C inte uppvisade någon
VFA-produktion.
33

5 Metodik för mätningar på Västra Stranden och för laboratorieförsök
5.3.3 Utförande av hydrolysförsök med enzymtillsats
Vid de två första hydrolysförsöken görs två parallella försök: ett där enzymer tillsätts
reaktorn och ett utan tillsats, vilket fungerar som referensförsök. Hydrolysförsöken med
enzym utförs på en mindre volym slam om två liter, eftersom en begränsad mängd enzym
finns att tillgå. Hydrolysförsöken med enzymtillsats fortgår i fyra timmar med
enzymdosering enligt tidigare utförda försök på VA-labbet. Doseringen baseras på slammets
SS-halt. Då enzymprodukterna är sekretessbelagda, kan ingen närmare beskrivning av dessa
försök redovisas. Dock kan nämnas att enzymblandningen har egenskapen att bryta ned
fetter, proteiner, kolhydrater och cellulosa.
Försöken utförs enligt ovan och startar när enzymblandningen tillsätts reaktorn. Då
försökstiden är fyra timmar och händelseförloppet i teorien är betydligt snabbare, tas prover
ut för analys efter 5, 15, 30, 60, 120 och 240 minuter.
5.4 Fosforsläppsförsök
Under den anaeroba fasen av bio-P-processen tar bakterier upp VFA och släpper fosfor i
form av ortofosfat. I fosforsläppsförsöket efterliknas den här fasen i laboratorieskala och
syftet med försöken är att kontrollera den framhydrolyserade kolkällans applicerbarhet på en
befintlig bio-P-bakteriekultur som i det här fallet kommer från Öresundsverket i Helsingborg.
För att kunna utvärdera fosforsläppet som uppnås med VFA från hydrolysatet, görs ett
simultant försök där acetat, d.v.s. ren VFA tillsätts som kolkälla. Acetat tillsätts i en större
mängd än vad bakterierna behöver, varför ett maximalt släpp antas uppnås. För att de olika
fosforsläppsförsöken ska kunna jämföras med varandra genomförs de vid samma temperatur,
20°C.
5.4.1 Material
Liksom i hydrolysförsöken regleras temperaturen under dessa försök med vattenbad och
termostat. Till försöken används två speciella glasbägare á 2 liter som reaktorer. De är
försedda med lufttätt lock och omrörarpaddel (figur 5.3). I locket finns ett hål för provuttag
och ett för kvävgastillförsel. Kvävgasen som förs till reaktorerna från en kvävgastub via en
silikonslang, sörjer för att anaeroba förhållanden upprätthålls. För luftning av bio-P-slammet
används en vanlig akvariepump, som med en s.k. "sockerbit" tillför slammet finfördelade
luftbubblor. De uttagna proverna filtreras med cellulosafilter med extra hög våtstyrka
(Munktell 1002, ∅ 11 cm) innan de analyseras med en Autoanalyzer med avseende på
ortofosfat.
34

5 Metodik för mätningar på Västra Stranden och för laboratorieförsök
Figur 5.3 Fosforsläppsreaktor.
5.4.2 Utförande av fosforsläppsförsök
Försöken utförs på Avdelningen för VA-tekniks laboratorium i Lund, dit bio-P-slam
transporteras från Öresundsverket i Helsingborg. Uttaget görs i slutet av den luftade zonen på
verkets bio-P-linje, där slammets fosforupptag har skett. Slammet anländer i en 5-liters
plastdunk dagen innan försöket utförs och förvaras i kylskåp i väntan på användning. Den
låga temperaturen minskar den biologiska aktiviteten i slammet och medför att dess karaktär
bibehålls.
Försöket delas in i två moment: en luftningsfas, där bio-P-slammet tillförs syre så bio-Pbakterierna
kan ta upp löst fosfor, följt av en anaerob fas, där en kolkälla tillsätts och
fosforsläppet sker (figur 5.4). När försöket är genomfört görs ortofosfat-analys på uttagna
prover i Autoanalyzer.
O 2
N 2
PO 4 -P
(mg/l)
Aerobt
Anaerobt
1 h 3 h
Tid (h)
Figur 5.4 Figuren visar hur koncentrationen av ortofosfat varierar under fosforsläppsförsökets aeroba respektive
anaeroba fas (Tykesson, 2002).
35

5 Metodik för mätningar på Västra Stranden och för laboratorieförsök
Den aeroba fasen
Slammet luftas direkt i dunken med en vanlig akvariepump under ca en timmes tid. Innan
luftningen påbörjas tas prov ut för mätning av pH, VSS och ortofosfat. Dunken skakas
noggrant för att uttaget ska bli representativt. Temperatur och syrehalt mäts direkt i dunken.
Efter luftningen mäts åter pH, ortofosfat, temperatur och syrehalt.
Mätning av ortofosfat före och efter luftning görs för att försäkra sig om att luftningen varit
tillräcklig och att bakterierna tagit upp fosfor, tidigare löst i slammet. VSS är ett grovt mått
på mängden bakterier i slammet och mäts eftersom fosforsläppets storlek är beroende av
denna parameter. För att kunna jämföra resultaten från de olika fosforsläppsförsöken
normeras dessa med avseende på VSS. Temperaturen mäts före och efter luftning. Innan
luftning är temperaturen relativt låg eftersom slammet förvarats i kylskåp. Efter luftning
kontrolleras därför att temperaturen uppnått ca 20°C. Under försöket mäts pH, före och efter
luftning, då risk för kalkutfällning föreligger vid pH > 8. Någon reglering av pH görs inte
under försöket.
Den anaeroba fasen
Efter luftningen hälls 1,8 liter slam upp i två reaktorer á 2 liter. Mängden mäts upp i två steg
med ett mätglas om 1000 ml. Mellan varje steg skakas dunken noggrant. Reaktorerna försluts
med lufttätt lock, varefter de sätts ner i vattenbadet där omrörare och kvävgas kopplas in.
Kvävgasen tränger bort luften i reaktorns ofyllda del och sörjer på så vis för att anaeroba
förhållanden upprätthålls. Försöksuppställningen visas i figur 5.5:
2
4
4
6
5
3
1
Figur 5.5 1. Vattenbad, 2. Termostat, 3. Reaktorer, 4. Omrörare, 5. Kvävgastillförsel, 6. Hål för provuttag och
dosering.
36

5 Metodik för mätningar på Västra Stranden och för laboratorieförsök
Nu tillsätts respektive kolkälla till de båda reaktorerna. Till den ena reaktorn tillsätts 13,5 ml
acetat, d.v.s. ren VFA, med koncentrationen 40 g COD/l. Därmed doseras en mängd COD på
540 mg till bägaren. Denna mängd tillsatt COD anses överskrida mängden som bakterierna
behöver för att släppa fosforn och det får därför antas att släppet blir det största möjliga.
Även till den andra reaktorn tillsätts 540 mg COD, fast i detta fall bestående av klarfas från
hydrolysprocessens höjdpunkt. För doseringen används COD-koncentrationen som
uppmättes vid denna tidpunkt.
Prover för ortofosfat-analys tas ut med spruta och slang från båda reaktorer enligt följande:
• Precis innan tillsats av kolkälla, T=0.
• En minut efter tillsats av kolkälla, T=1.
• T=15, T=30… o.s.v. till T=180 minuter.
Efter uttag filtreras proverna direkt ner i ett provrör genom ett filterpapper vikt till en tratt.
Provröret försluts och ställs in i kylskåp i väntan på analys.
Temperatur mäts i reaktorerna vid T=1 och T=180. Avslutningsvis görs också en VSSbestämning.
Analys med Autoanalyzer
En Autoanalyzer används för att utföra ortofosfat-analys på proverna. Proverna späds 5-10
gånger vid behov för att passa in i mätområdet. De båda provserierna placeras i en automatisk
provkarusell där proverna en efter en analyseras av apparaturen.
37

5 Metodik för mätningar på Västra Stranden och för laboratorieförsök
5.5 Analysmetoder
VFA: Mäts med fempunktstitrering (en längre beskrivning av metoden finns i Appendix 1).
Mätdata behandlas i programvaran TITRA5 som beräknar mängden VFA, omräknat i
mg ättiksyra per liter (mg HAc/l), samt alkalinitet i mg CaCO 3 /l. Till titreringen används
HCl 0,048 M och NaOH med motsvarande molaritet.
pH: Mäts med pH-mätare av märke WTW pH 320 enligt SIS 028122.
Temperatur: Vid VFA-analys och fosforsläppsförsök mäts temperatur med en pH-mätare av
märket WTW, modell pH 320. Under hydrolysförsöken kontrolleras temperaturen med en
vanlig termometer.
Konduktivitet: Mäts med konduktivitetsmätare av märke Tamro LAB, modell HI8733.
Mäter vattnets laddning i enheter av millisiemens per centimeter (mS/cm).
Syrehalt: Mäts med oxymeter av märket WTW, modell OXI 197-S. Mäter vätskans syrehalt
i mg O 2 /liter.
Suspenderad substans (SS): Mäts enligt svensk standard 028112. Provet filtreras genom ett
glasfiberfilter och torkas vid 105°C varefter resten vägs. Varje SS-bestämning görs i
dubbeltest där medelvärdet får representera SS-halten.
Lättflyktig organisk suspenderad substans (VSS): VSS-halten fås då SS-provet glödgas i
550°C varefter resten vägs. Varje VSS-bestämning görs i dubbeltest där medelvärdet får
representera VSS-halten.
COD: Mäts med Dr. Lange-ampuller typ LCK 114, en fotometrisk metod för detektion av
COD. Mäts med en förenklad form av SIS 028142 där oxiderbara ämnen reagerar med
svavelhaltig kaliumdikromatlösning, silversulfat och katalysator.
NH 4 -N (ammoniumkväve): Mäts med Dr. Lange-ampuller typ LCK 303, som är en
fotometrisk metod för detektion av NH 4 -N. Ammoniumjoner reagerar vid pH-värde 12,6 med
hypokloritjoner och salicylatjoner med nitroprussidnatrium som katalysator till indofenolblått
som sedan mäts i fotometer.
PO 4 -P (ortofosfat): Mäts med Dr. Lange-ampuller, typ LCK 349, en fotometrisk metod för
detektion av fosfor. Fosfatjoner reagerar i sur lösning med molybdat- och antimonjoner till ett
antimonylfosformolybdatkomplex. Genom askorbinsyra reduceras detta till
fosformolybdenblått som kan mätas fotometriskt.
Vid mätning av ortofosfat under fosforsläppsförsöken används en s.k. Autoanalyzer. De
kemiska reaktionerna är desamma som för Dr. Lange-ampull typ 349. Autoanalyzer används
i det här fallet dels av kostnadsskäl och dels av att långa provserier smidigt kan analyseras.
38

6 Resultat från mätningar på Västra Stranden
6 Resultat från mätningar på Västra Stranden
6.1 Inledning
Kapitlet innehåller resultat från mätningarna gjorda på Västra Strandens avloppsreningsverk i
Halmstad. Mätningarna utfördes vid fyra tillfällen under sommaren 2002 och de parametrar
som undersöktes var VFA- och ortofosfatkoncentrationerna i det inkommande
avloppsvattnet. Vid varje mättillfälle undersöktes även de aktuella dygnsflödena av
inkommande avloppsvatten och variationer av fällningskemikalie-dosering.
Vid ett femte mättillfälle gjordes VFA-mätningar på industriellt spillvatten från Viking Malt
AB och ARLA Foods i Kvibbile. Kapitlet behandlar även resultat från dessa mätningar.
Därefter följer en diskussion som berör resultaten och de felkällor som eventuellt kan ha
påverkat dem.
6.2 Västra Strandens avloppsreningsverk
Mätningar på inkommande avloppsvatten utfördes på vardagar mellan kl. 08:00 och 19:00.
Prover för VFA- och ortofosfat-analys togs då ut en gång i timmen och resultaten från
analyserna sammanställdes sedan i tabell- och diagramform (Appendix 3). De uppmätta
dygnsflödena låg vid respektive mättillfälle runt 30 000 m 3 (tabell 6.1) vilket ligger nära
Västra Strandens dygnsmedelflöde på 30 700 m 3 . Som en jämförelse låg dygnsflödet för en
regnig dag i juli på 63 460 m 3
Tabell 6.1 Dygnsflöden för aktuella mätdagar.
Mätdag Datum Dygnsflöde (m 3 /dygn)
1 2002-07-16 29 710
2 2002-08-07 30 420
3 2002-08-08 30 400
4 2002-08-19 30 030
Figur 6.1 visar hur det inkommande avloppsvattnets VFA-koncentration varierar under varje
mätdag. I samtliga fall, utom under Mätdag 4, var koncentrationen relativt låg (~25 mg/l) på
morgonen, för att sedan stiga till ett toppvärde (~60 mg/l) runt kl.15.
Alla uppmätta VFA-värden låg i intervallet 20 till 70 mg/l och medelvärdet för de fyra
mätdagarna var 39 mg/l.
39

6 Resultat från mätningar på Västra Stranden
100
VFA (mg HAc/l)
80
60
40
20
1. 02-07-16
2. 02-08-07
3. 02-08-08
4. 02-08-19
0
07:00 09:00 11:00 13:00 15:00 17:00 19:00
Tid
Figur 6.1 Uppmätta VFA-koncentrationer i inkommande avloppsvatten för fyra dagar.
Variationerna av inkommande avloppsvattens koncentration ortofosfat (PO 4 -P) visas i figur
6.2. Liksom VFA-mätningarna var koncentrationerna relativt låga (~3 mg/l) på morgonen
(Mätdag 4 även här undantaget). Under förmiddagen skedde en ökning som mynnade i en
topp (~8 mg/l) som inträffade någon gång mellan kl. 11 och 13. De uppmätta värdena låg
samtliga mellan 3 och 9 mg/l med ett medelvärde på 6,1 mg/l.
Dock måste poängteras att ett mätmetodfel inträffade under Mätdag 1 vilket föranledde att
totalfosfor, istället för PO 4 -P mättes. Emellertid kan ortofosfat-koncentrationen uppskattas då
ca 85 % av totalfosforn i avloppsvatten generellt sett, utgörs av ortofosfat. Således ligger
mätvärdena från Mätdag 1 aningen för högt i figuren men ger ändå en god bild över
mätperiodens variationer.
Som en jämförelse beräknades medelkoncentrationen av ortofosfat i inkommande
avloppsvatten till ca 5 mg/l. Det beräknade värdet är baserat på uppgifter om
totalfosforbelastningen, 190 kg/dygn och dygnsmedelflödet, 30 700 m 3 för år 2001. På
liknande sätt som ovan uppskattades mängden ortofosfat ur mängden totalfosfor.
10
P (mg/l)
8
6
4
2
1. 02-07-16
2. 02-08-07
3. 02-08-08
4. 02-08-19
0
07:00 09:00 11:00 13:00 15:00 17:00 19:00
Tid
Figur 6.2 Uppmätta ortofosfat ∗ -koncentrationer i inkommande avloppsvatten för fyra mätdagar.
∗ Under Mätdag 1 mättes totalfosfor. Figuren visar således aningen för höga fosforvärden för Mätdag 1.
40

6 Resultat från mätningar på Västra Stranden
Figurerna 6.3-6.6 visar VFA- och ortofosfat-koncentrationer ∗ för respektive mättillfälle, i
samma diagram. Som tidigare beskrivits, behöver en bio-P-process 10-20 mg VFA för att
avskilja 1 mg fosfor (kap. 2.3). För att visualisera en dimensionerande VFA-koncentration
har ortofosfat-koncentrationen därför multiplicerats med faktor 10. Figurerna visar att VFAkoncentrationen,
med få undantag ligger under än det tänkta börvärdet.
VFA Tot-P Tot-Px10
VFA PO4-P PO4-Px10
100
100
80
80
mg/l
60
40
mg/l
60
40
20
20
0
0
07:00 10:00 13:00 16:00 19:00
07:00 10:00 13:00 16:00 19:00
Tid
Tid
Figur 6.3 Mätdag 1, 02-07-16
Figur 6.4 Mätdag 2, 02-08-07
100
80
VFA PO4-P PO4-Px10
100
80
VFA PO4-P PO4-Px10
mg/l
60
40
mg/l
60
40
20
20
0
0
07:00 10:00 13:00 16:00 19:00
07:00 10:00 13:00 16:00 19:00
Tid
Tid
Figur 6.5 Mätdag 3, 02-08-08
Figur 6.6 Mätdag 4, 02-08-19
I figurerna 6.3-6.6 visas även att det finns likheter mellan variationen ortofosfat- och VFAkoncentration:
Låga morgon- och kvällsvärden samt att koncentrationstoppar sånär
sammanfaller.
∗ Under Mätdag 1 mättes totalfosfor. Figuren visar således aningen för höga fosforvärden för Mätdag 1.
41

6 Resultat från mätningar på Västra Stranden
Figur 6.7 visar på ett liknande sätt att VFA-behovet, utifrån antagandet 10 mg VFA per
avskiljd mg fosfor, inte är uppfyllt.
20
VFA/PO4-P
15
10
5
1. 02-07-16
2. 02-08-07
3. 02-08-08
4. 02-08-19
Börvärde
0
07:00 09:00 11:00 13:00 15:00 17:00 19:00
Tid
Figur 6.7 Kvoten VFA/PO 4 -P ∗ för de fyra mätdagarna.
De uppmätta ortofosfatkoncentrationerna jämfördes under Mätdag 2 och 3 med mängden
järnsalt som doserats till förfällningsprocessen under den aktuella perioden.
Järnsaltdoseringen lästes av från Västra Strandens laddningsmätare och sammanställdes i
diagram. I figur 6.8 visas ortofosfat-koncentrationen och doseringen järnsalt från Mätdag 2
och 3, plottade mot tiden. För att lättare kunna jämföra kurvorna divideras
järnsaltsdoseringen med 3. Kurvornas toppar är som synes något förskjutna men
sammanfaller annars relativt väl. Det här uppvisas också om koncentrationen VFA och
doseringen järnsalt, plottas mot tiden (figur 6.9).
14
12
mg/l
10
8
6
4
2
0
00:00 12:00 00:00 12:00 00:00
Tid
Fe-dosering / 3
PO4-P 02-08-07
PO4-P 02-08-08
Figur 6.8 Ortofosfat-koncentrationen och järnsaltdoseringen (dividerad med 3) från Mätdag 2 och 3 mot tiden.
∗ Under Mätdag 1 mättes totalfosfor. Figuren visar således aningen för höga fosforvärden för Mätdag 1.
42

6 Resultat från mätningar på Västra Stranden
mg/l
80
70
60
50
40
30
20
10
0
00:00 12:00 00:00 12:00 00:00
Tid
Fe-dosering x 2
VFA 02-08-07
VFA 02-08-08
Figur 6.9 VFA-koncentrationen och järnsaltdoseringen (multiplicerad med 2) från Mätdag 2 och 3 mot tiden.
6.3 Industriavloppsvatten
Mätningarna på industriellt spillvatten utfördes under onsdagen den 24:e juli, enligt tabell
6.2:
Tabell 6.2 VFA i industrispillvatten 02-07-24.
Industri Spillvatten, 2001 Provtagningstid Resultat (mg VFA/l)
Viking Malt AB 267 664 m 3 /år
11:30 440
14:30 330
Arla Foods, Kvibbile 60 684 m 3 /år
12:00 430
15:30 120
De första mätningarna på Viking Malt och Arla Foods uppvisar höga VFA-halter, runt 400
mg/l. Även den andra mätningen på Viking Malt visade på hög VFA-halt medan den i Arla
Foods fall blev lägre. Detta förklarades av att Arla vid tidpunkten för provtagningen var inne
i en spolprocess för rengöring av tankar.
6.4 Diskussion och sammanfattning
Resultaten från de fyra mättillfällena visar ganska entydigt, utifrån ett dimensionerande värde
för fungerande bio-P-process på 10 mg VFA per mg ortofosfat, att den inkommande VFAmängden
inte var tillräcklig. Förhållandet mellan medelvärdet från VFA-mätningarna, 39
mg/l och medelvärdet på ortofosfat-mätningarna, 6,1 mg/l är 6,4 viket visar att VFA-behovet
inte var tillgodosett.
Dessa medelvärden baseras på dagtidförhållanden och är inte representativa för hela dygnet.
Vid jämförelsen av uppmätta ortofosfat-koncentrationer med erhållna doseringsmängder från
laddningsmätaren visas emellertid en korrelation, vilken ger en uppfattning om de nattliga
koncentrationerna. Då doseringen av järnsalt var lägre nattetid kan antagandet göras att
koncentrationerna fosfor också var lägre. Även morgon- och kvällsmätningarna indikerade på
att de nattliga koncentrationerna ortofosfat var lägre. Då VFA-mätningarna uppvisade
liknande variation som ortofosfat-mätningarna kan det antas att den inkommande VFAkoncentrationen
också blir lägre nattetid. Mätningarnas medelvärde på 39 mg VFA/l och 6,1
mg P/l får därför anses i högsta laget, sett över dygnets alla timmar. Dock kan förhållandet
dem emellan anses vara konstant, ~ 6 mg VFA per mg ortofosfat.
43

6 Resultat från mätningar på Västra Stranden
Spillvattenmätningarna från Viking Malt AB och ARLA Foods i Kvibbile visade på höga
halter VFA, uppemot 400 mg/l. Detta resultat är särskilt intressant i Viking Malts fall där en
fördubbling av produktionen planeras. Viking Malt är redan i nuläget den överlägset största
bidragaren av avloppsvatten till Västra Stranden med 2.4 % av det totala inflödet. Med detta i
åtanke kan därför VFA-situationen avsevärt förbättras i framtiden förutsatt att
fosforbelastningen inte ökar i lika hög grad som VFA.
Mätningarna i Halmstad är utförda vid ett fåtal tillfällen under sommarförhållanden, och
därför bör resultaten härifrån enbart ses som indikationer på hur situationen egentligen är.
Långt fler undersökningar krävs, som behandlar alla årstider och timmar under dygnet, för att
få en god och representativ bild över VFA-situationen.
44

7 Resultat från laboratorieförsök
7 Resultat från laboratorieförsök
7.1 Inledning
Kapitlet innehåller resultat från laboratorieförsöken utförda på primärslam respektive
överskottsslam från Västra Strandens avloppsreningsverk. Dessa försök omfattar
hydrolysförsök samt fosforsläppsförsök. Hydrolysförsöken på primärslam gjordes vid tre
temperaturer: 10, 20 och 30°C medan endast ett försök gjordes på överskottsslam, vid 20°C.
För varje slamtyp gjordes även ett försök där en enzymblandning tillsattes. Dessa
enzymförsök utfördes vid 20°C, och som referens användes en volym av samma slam, fast
utan enzymtillsats.
Efter varje hydrolysförsök utfördes fosforsläppsförsök (P-släppsförsök), som syftade till att
kontrollera den framhydrolyserade kolkällans applicerbarhet på en befintlig bio-Pbakteriekultur,
i det här fallet från Öresundsverket i Helsingborg. Kapitlet innehåller även
resultat från dessa försök, vilka diskuteras i ett avslutande kapitel.
Tabell 7.1 visar försöksprogrammet, vilken vecka respektive försök startades samt vid vilken
temperatur de hölls. Under hydrolysförsöken mättes följande parametrar med jämna
mellanrum:
• VFA
• Ortofosfat (PO 4 -P)
• NH 4 -N
• Löst COD
Alla erhållna mätresultat divideras med slamprovets initiellt uppmätta VSS-halt för att
jämförelser ska kunna göras mellan de olika försöken. Ingen styrning gjordes av VSS-halten
förutom vid enzymförsöken där en spädning av slammet gjordes enligt tidigare försök på
VA-labbet. I samband med VFA-mätningarna mättes även pH.
Tabell 7.1 Försöksprogram över hydrolys- och fosforsläppsförsök.
Start
Vecka
Id. Försök Temp.
(° C)
VSS
(g/l)
37 Ö20, enzym Hydrolys, överskottsslam, enzym 20 2,2
37 Ö20, referens Hydrolys, överskottsslam, referens 20 2,2
37 P-släpp, Ö20, enzym P-släpp, VFA från Ö20, enzym 20 2,4
38 P20, enzym Hydrolys, primärslam, enzym 20 6,8
38 P20, referens Hydrolys, primärslam, referens 20 3,8
38 P-släpp, P20, enzym P-släpp, VFA från P20, enzym 20 2,5
39 P-släpp, P20, referens P-släpp, VFA från P20, referens 20 3,1
39 P20 Hydrolys, primärslam 20 18,8
40 P-släpp, P20 P-släpp, VFA från P20 20 3,7
42 P30 Hydrolys, primärslam 30 16,3
44 P-släpp, P30 P-släpp, VFA från P30 20 2,7
44 P10 Hydrolys, primärslam 10 19,5
46 P-släpp, P10 P-släpp, VFA från P10 20 2,7
Försöket P20 är en upprepning av P20, referens och gjordes för att se om
VSS-koncentrationen hade någon inverkan.
45

7 Resultat från laboratorieförsök
7.2 Resultat från hydrolysförsök
7.2.1 VFA
Hydrolysförsökens huvudsyfte var att ta reda på hur mycket VFA som kunde produceras ur
det slam som finns på reningsverket, varför dessa resultat presenteras först.
Figur 7.1 visar hur VFA-koncentrationen varierar i hydrolysatets klarfas under respektive
försök. Tydligt i figuren är att VFA-produktionen, under hydrolysförsök på överskottsslam,
var näst intill obefintlig efter 3 dagar. Inte heller någon av de övriga parametrarna visade på
förändring (Appendix 4). Som en följd av detta gjordes inga fler försök på överskottsslam,
utan undersökningen riktades helt in på primärslam.
Vid hydrolys av primärslam vid 20 respektive 30°C, ses att kurvorna över VFA-produktionen
uppvisar ett liknande beteende: en betydande koncentrationsökning av VFA under de första
6-8 dygnen (ca 170-180 mg HAc/g VSS) varefter kurvorna planar ut, d.v.s. VFAproduktionen
avtar.
Det kallare försöket, 10°C, utmärkte sig gentemot de andra genom att den initiella VFAkoncentrationen
var lägre samt att VFA-produktionen här skedde långsammare. Efter 17
dygns hydrolys var koncentrationen uppe på samma nivå som de övriga uppnådde efter 4-6
dygn (~150 mg HAc/g VSS).
250
VFA (mg HAc/g VSS)
200
150
100
50
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18
P10
P20, referens
P20
P30
Ö20, referens
Tid (dygn)
Figur 7.1 VFA plottad mot tiden vid hydrolys av primärslam vid 10, 20 och 30°C samt överskottsslam vid
20°C. P20, referens och Ö20, referens avser referenserna till hydrolysförsöken med enzym.
46

7 Resultat från laboratorieförsök
Inget av försöken uppvisade någon påtaglig minskning av VFA-koncentration under
försöksperioden. Detta indikerar på ingen eller obetydlig metanbildning. Som tidigare nämnts
i kapitel 3.3 så kan metanbildning ske i pH-intervallet 6,7-7,4 och missgynnas kraftigt vid pH
lägre än 6,5.
Figur 7.2 visar hur pH-värdet varierade under respektive hydrolysförsök och tydligt är att pH,
under samtliga försök med primärslam, var ogynnsamt för metanbildning. Initiella pH-värden
låg mellan 5,7 och 6,4. Under hydrolysförsöket med överskottsslam var det initiella pHvärdet
betydligt högre (~7) och ökade med tiden. Samtliga pH-värden låg här i
metanbildningens gynnsamma område.
7,5
pH-värde
7,0
6,5
6,0
5,5
5,0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18
Tid (dygn)
P10
P20, referens
P20
P30
Ö20, referens
Figur 7.2 pH plottad mot tiden vid hydrolys av primärslam vid 10, 20 och 30°C samt överskottsslam vid 20°C.
P20, referens och Ö20, referens avser referenserna till hydrolysförsöken med enzym.
I kapitel 3.3 beskrevs hur ett hydrolyssystem utan pH-reglering buffrar sig självt till ett pHvärde
mellan 5 och 7. I figur 7.3 kan man se hur pH och VFA-koncentration varierar vid
hydrolys av primärslam vid 20°C (P20, referens). Så länge VFA-koncentrationen ökar
minskar pH, d.v.s. mer syror bildas. När sedan VFA-koncentrationen stabiliseras buffrar sig
systemet och pH ökar. I övriga försök kan liknande mönster ses vad gäller minskat pH då
VFA-koncentrationen ökar, men eftersom produktionen av VFA aldrig riktigt avstannar ser
man inte heller någon tendens till buffring. Dock kan urskönjas en stabilisering av pH då
VFA-produktionen börjar avta (figur 7.4-7.6).
pH
VFA/VSS
pH-värde
7,0
6,5
200
150
6,0
100
5,5
50
5,0
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13
Tid (dygn)
VFA (mg HAc/g VSS)
Figur 7.3 pH och VFA plottade mot tiden under försök P20, referens.
47

7 Resultat från laboratorieförsök
pH
VFA/VSS
pH-värde
7,0
6,5
200
150
6,0
100
5,5
50
5,0
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13
Tid (dygn)
VFA (mg HAc/g VSS)
Figur 7.4 pH och VFA plottade mot tiden under försök P10.
pH
VFA/VSS
pH-värde
7,0
6,5
200
150
6,0
100
5,5
50
5,0
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13
Tid (dygn)
VFA (mg HAc/g VSS)
Figur 7.5 pH och VFA plottade mot tiden under försök P20.
pH
VFA/VSS
pH-värde
7,0
6,5
200
150
6,0
100
5,5
50
5,0
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13
Tid (dygn)
VFA (mg HAc/g VSS)
Figur 7.6 pH och VFA plottade mot tiden under försök P30.
48

7 Resultat från laboratorieförsök
7.2.2 Ortofosfat
Som tidigare beskrivits i kapitel 3.2.2 frigörs olika föreningar innehållande fosfor under
hydrolysen. Eftersom klarfasen från hydrolysen ska återföras till det biologiska reningssteget
kontrollerades mängden ortofosfat, då denna kan medföra en ökad belastning.
Mätningarna av ortofosfat under hydrolysförsöken visade på klart förhöjda halter enligt
figur 7.7. Figuren visar också att ökningen av ortofosfat-koncentrationen sker snabbare under
försök P20 och P30 än under försök P10. De initiella värdena var högre i försöken utförda vid
20 och 30°C och låg runt 2-3 mg PO 4 -P/g VSS. Initiellt värde för försök P10 var 0,30 mg
PO 4 -P/g VSS. Under försök P20, referens misslyckades de senare analyserna av ortofasfat
varför endast två mätvärden finns med i figuren.
PO4-P (mg/g VSS)
7
6
5
4
3
2
1
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18
Tid (dygn)
P10
P20, referens
P20
P30
Figur 7.7 Ortofosfat plottad mot tiden vid hydrolys av primärslam vid 10, 20 och 30°C. P20, referens avser
referensen till hydrolysförsöket med enzym vid 20°C.
49

7 Resultat från laboratorieförsök
I figur 7.8 är mängd ortofosfat plottad mot mängd VFA från varje mättillfälle, för att
åskådliggöra om det finns något samband mellan dessa parametrar. En viss korrelation kan
ses mellan mängden producerad VFA och mängden löst ortofosfat i försök P20, och P30. Två
mätvärden faller dock ur mönstret, tredje mätvärdet i försök P20 och sista mätvärdet i försök
P30. Korrelationen ses även i försök P10 men med betydligt flackare lutning. Den streckade
linjen motsvarar ett förhållande på 1:10 mellan producerad löst fosfor och VFA och har tagits
med i figuren för att visa att alla mätpunkter skulle ge ett nettotillskott av VFA.
PO4-P (mg/g VSS)
7
6
5
4
3
2
1
0
0 50 100 150 200
VFA (mg HAc/g VSS)
P10
P20, referens
P20
P30
Figur 7.8 Ortofosfat plottad mot VFA från hydrolysförsök på primärslam utförda vid 10, 20 och 30°C. P20,
referens avser referensen till hydrolysförsöket med enzym vid 20°C. Streckade linjen visar gränsen för
nettotillskott på 1:10 mellan löst fosfor och VFA.
7.2.3 Ammoniumkväve
NH 4 -N frigörs under hydrolysen och mättes för att få en bild av hur mycket som kommer att
återföras till en reningsprocess med hydrolysatet, och på så sätt orsaka ytterligare belastning.
I figur 7.9 visas hur NH 4 -N varierar under respektive hydrolysförsök. I samtliga försök ligger
de initiella mätvärdena mellan 2-4 mg NH 4 -N/g VSS och ökar sedan under hela
försöksperioden. De olika försöken varierar emellertid med vilken hastighet mängden NH 4 -N
ökar. Tydligast ses denna skillnad mellan försök P10 och övriga.
30
NH4-N (mg/g VSS)
25
20
15
10
5
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18
Tid (dygn)
P10
P20, referens
P20
P30
Figur 7.9 Ammoniumkväve plottat mot tiden vid hydrolys av primärslam vid 10, 20 och 30°C. P20, referens
avser referensen till hydrolysförsöket med enzym vid 20°C.
50

7 Resultat från laboratorieförsök
Då figuren över ammoniumkvävets variation med tiden (figur 7.9) liknar motsvarande figur
för VFA (figur 7.1) plottas mängden NH 4 -N mot mängden VFA från varje mättillfälle. Ett
tydligt samband mellan dessa parametrar kan då visas enligt figur 7.10. Sambandets linjära
utseende antyder att det för varje mängd producerad VFA, frigörs en bestämd mängd NH 4 -N.
I figuren har också en första gradens trendlinje anpassats till mätvärden med funktionen
y = 0,14x – 3,6. Linjens lutning visar hur mycket NH 4 -N som frigörs per mängd producerad
VFA d.v.s. 0,14 mg NH 4 -N per mg VFA.
NH4-N (mg/g VSS)
30
25
20
15
10
5
y = 0,1373x - 3,5944
R2 = 0,9668
P10
P20, referens
P20
P30
0
0 50 100 150 200
VFA (mg HAc/g VSS)
Figur 7.10 Ammoniumkväve plottat mot VFA från hydrolysförsök på primärslam utförda vid 10, 20 och 30°C.
P20, referens avser referensen till hydrolysförsöket med enzym vid 20°C.
7.2.4 Löst COD
Löst COD är liksom VFA ett mått på hur mycket lättillgängligt kol som bildats under
hydrolysen. I figur 7.11 har löst COD plottats mot tiden och uppvisar tydliga likheter med
motsvarande kurva för VFA: En betydande koncentrationsökning under de första 6-8 dygnen,
varefter koncentrationen tenderar att sjunka. Försöken vid 20 och 30°C uppnådde ca 400-500
mg löst COD/g VSS medan det kallare försöket vid 10°C uppnådde drygt
300 mg löst COD/g VSS.
600
Löst COD (mg/g VSS)
500
400
300
200
100
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18
Tid (dygn)
P10
P20, referens
P20
P30
Figur 7.11 Löst COD plottat mot tiden vid hydrolys av primärslam vid 10, 20 och 30°C. P20, referens avser
referensen till hydrolysförsöket med enzym vid 20°C.
51

7 Resultat från laboratorieförsök
Korrelationen mellan VFA och löst COD åskådliggörs i figur 7.12. Eftersom korrelationen
verkar vara av första graden har en linjär trendlinje anpassats till mätpunkterna som är av
funktionen y = 2,2x + 54,5. Detta betyder att förhållandet mellan producerad VFA och
producerat löst COD är 1:2,2. VFA är i det här fallet representerad av ättiksyra och kan
omräknas till motsvarande mängd COD genom att multiplicera med 1,07. Faktorn 1,07 fås
från oxidationsformeln för ättiksyra (CH 3 COOH) (7.1) och beräkningen görs i (7.2).
CH
3COOH
+ 2 O2
→ 2CO2
+ 2H
2O
(7.1)
1 mol ättiksyra (12+3*1+12+16+16+1= 60 g) motsvarar 2 mol syre (2*16*2=64 g)
64 g COD / 60 g HAc = 1,07 g COD/g HAc. (7.2)
VFA utryckt som COD utgör därmed ca 50 % (1×1,07 / 2,2 × 100) av den totala lösta CODproduktionen.
Resterande COD kan tänkas utgöras av olika aminosyror och sockerarter
(Bitton, 1994).
Löst COD (mg/g VSS)
600
500
400
300
200
100
y = 2,1967x + 54,494
R2 = 0,9164
P10
P20, referens
P20
P30
0
0 50 100 150 200
VFA (mg HAc/g VSS)
Figur 7.12 Löst COD plottat mot VFA från hydrolysförsök på primärslam utförda vid 10, 20 och 30°C. P20,
referens avser referensen till hydrolysförsöket med enzym vid 20°C.
52

7 Resultat från laboratorieförsök
7.3 Resultat från hydrolysförsök med enzym
Kapitlet innehåller resultat från hydrolysförsök med enzymtillsats. Dessa försök utfördes vid
två tillfällen (då enzymmängden var begränsad), på primärslam respektive överskottsslam,
och syftade till att undersöka om en viss enzymblandning kunde påskynda
hydrolysprocessen. Under försöken användes två bägare med samma slam: i den ena tillsattes
enzymblandning medan den andra fick fungera som referens.
Försöket med överskottsslam visade att det fanns en stor skillnad i VFA-produktion mellan
de två bägarna (figur 7.13). Bägaren utan enzym, d.v.s. referensbägaren, uppvisade inga
tecken på VFA-produktion under de tre dygnen den fick stå, medan det i bägaren med enzym
producerades betydligt mer VFA på de 4 timmarna de hydrolyserades (~40 mg HAc/g VSS).
160
VFA (mg HAc/g VSS)
120
80
40
0
0 12 24 36 48 60 72 84
Tid (h)
Ö20, referens
Ö20, enzym
Figur 7.13 VFA plottad mot tiden vid hydrolys av överskottslam med och utan enzym.
Även försöket med primärslam visade att det fanns en skillnad i VFA-produktion mellan
referensbägaren och bägaren med enzymtillsats. Skillnaden var dock att det i referensbägaren
också skedde en hydrolysprocess, vilket medförde att en påtaglig mängd VFA producerades.
I figur 7.14 visas produktionen av VFA i enzym- respektive referensbägaren. Hastigheten
med vilken VFA-mängden ökar i enzymbägaren är betydligt högre än i referensbägaren. Då
en linjär anpassning görs till mätpunkterna ses att enzymtillsatsen ger en 7 gånger brantare
lutning, d.v.s. en 7 gånger snabbare reaktionshastighet.
160
VFA (mg HAc/g VSS)
120
80
40
y = 8,9013x + 66,81
y = 1,2293x + 42,111
P20, referens
P20, enzym
0
0 12 24 36 48 60 72 84
Tid (h)
Figur 7.14 Resultat från hydrolysförsök på primärslam med och utan enzym.
53

7 Resultat från laboratorieförsök
7.4 Diskussion och sammanfattning, hydrolysförsök
Resultatet från försöket med överskottsslam visar på inga eller små förändringar av de mätta
parametrarna VFA, NH 4 -N och löst COD, vilket antyder att ingen hydrolys ägt rum under
försöksperioden (~3 dygn). Inte heller pH visar på någon syrabildning utan ökar snarare
något. Då flera verk, bl.a. i Danmark, hydrolyserar överskottslam med bra resultat kan
resultatet verka förbryllande. En av anledningarna till att hydrolysen aldrig kunde påvisas kan
vara att mätmetoden inte är känslig nog för att registrera de små förändringar som kan ha
skett. Hydrolysen kan också ha påverkats negativt av syre i slammet antingen genom att
syrehalten var för hög i försökets initialskede eller genom att luft blandats in i slammet under
hydrolysen. Just en för hög syrehalt skulle kunna vara orsaken till den ringa
koncentrationsökningen av NH 4 -N (ammoniumkväve oxideras till nitrat då syre finns
närvarande), men eftersom Tot-N inte mätts är detta bara ett antagande. En ytterligare
anledning kan vara att det finns för lite hydrolyserbart organiskt material kvar i
överskottsslammet.
Som en följd av att ingen hydrolys kunde påvisas under försöket utan enzymer och att tiden
för försöken var begränsad, gjordes endast ett försök på överskottslam och resterande
hydrolysförsök inriktades på primärslam. Resultatet från försöket är dock inte tillräckligt för
att helt utesluta att överskottsslam kan hydrolyseras vid Västra Stranden utan fler försök bör
göras.
Resultaten från de olika hydrolysförsöken med primärslam visar genomgående på betydande
VFA-produktion. Enligt teorin i kapitel 3.3 är hydrolysen temperaturberoende vilket medför
att VFA-produktionen borde skilja sig åt mellan de tre olika försökstemperaturerna. Försöken
utförda vid 20 respektive 30ºC uppvisar en liknande VFA-produktion medan VFAproduktionen
under försöket utfört vid 10ºC är något lägre. En förklaring till att
temperaturberoendet inte är så tydligt är att endast ett begränsat antal försök kunde utföras
samt att försöken utförts under flera veckor varför de olika slammens karaktär kan ha varierat
mellan försöken. Givetvis hade det bästa varit att utföra hydrolysförsöken vid de olika
temperaturerna på samma slam eftersom dess karaktär då inte spelat någon roll för resultatet.
Detta var dock praktiskt omöjligt då begränsningar fanns vad gäller utrymme, material och
tid för analyser.
I samtliga primärslamsförsök ses under hela försöksperioden en ökning av VFA med en
utplaning mot slutet. Eftersom VFA-produktionen inte sjunker kan det betyda att ingen eller
ringa VFA-förbrukande metanbildning sker. Resultaten från hydrolysförsöken på primärslam
visar entydigt på att pH i samtliga försök ligger i ett intervall som inte är gynnsamt för
metanbildning. Vidare är inte heller temperatur och uppehållstid särskilt gynsamma för de
tröga metanogena bakterierna.
De initiella VFA-koncentrationerna under primärslamsförsöken skiljer sig åt och ligger
samtliga i intervallet 250-900 mg HAc/l (Appendix 4), vilket är betydligt högre än VFAkoncentrationen
i det inkommande avloppsvattnet (~40 mg HAc/l). Detta tyder på att en
betydande hydrolysprocess redan skett i slammet innan uttagen av försöksproven görs.
Under försöken visas ett samband mellan pH och VFA-produktion: Så länge VFA d.v.s.
flyktiga fettsyror produceras minskar pH-värdet och när VFA-produktionen avtar, avtar också
pH-minskningen. I försök, P20, referens, ses också den i teorin beskrivna buffertförmågan,
d.v.s. att pH-värdet buffras upp efter det att VFA-produktionen nått sitt maximum.
54

7 Resultat från laboratorieförsök
Sambandet mellan pH och VFA-produktion indikerar att pH skulle kunna användas för att
övervaka VFA-produktionen under en hydrolysprocess.
Resultaten från primärsslamhydrolyserna visar på, förutom VFA-produktion, också på
betydande koncentrationsökningar av PO 4 -P och NH 4 -N.
Då ortofosfat plottas mot producerad VFA visas en viss korrelation mellan dessa. Två
mätvärden faller dock ur mönstret, tredje mätvärdet i försök P20 och sista mätvärdet i försök
P30. Detta tros bero på fel vid analysförfarandet. Fosfor-mätningarna gjordes främst för att se
om nettoproduktionen av VFA blev tillräcklig, d.v.s. att 10 ggr mer VFA producerats jämfört
med PO 4 -P. Resultatet tyder på att så är fallet då alla mätpunkter ligger under denna gräns.
Dessutom kan en del av det fosforsläpp som sker under hydrolysen bortses från då ett visst
släpp antagligen kommer att ske då slammet förtjockas vilket medför att fosforn återförs med
rejektvatten. Om fosforsläppet under hydrolysen ändå skulle anses vara för högt kan det
motverkas genom kalkfällning i klarfasen innan den återförs.
Korrelation mellan VFA och NH 4 -N är tydligare och alla mätpunkter sammanfaller med den
linjefunktion som anpassats efter dessa. Linjens ekvation visar att det för varje mg
producerad VFA bildas 0,14 mg NH 4 -N. Som jämförelse har Banister och hans kollegor i en
serie liknande försök påvisat detta förhållandet som mellan 0,04 till 0,13 mg N/mg VFA, med
ett medelvärde på 0,10 mg N/mg VFA (Banister et al., 1998). Beroende på hur mycket av
hydrolysatet som ska återföras till reningsprocessen kan detta ha olika effekt. Den tydliga
korrelationen innebär att mätning av NH 4 -N skulle kunna göras för att se hur mycket VFA
som produceras då denna parameter är betydligt enklare att analysera.
Den ökande lösta COD-koncentrationen under primärslamsförsöken visar att hydrolysen
fungerar, d.v.s. att organiskt material bryts ned till löst form. En god korrelation med
producerat VFA ses också, vilken verifierar VFA-mätningarna och visar att förhållandet
mellan dessa båda parametrar är detsamma under hela försöket, ca 50% av den lösta COD
utgörs av VFA (HAc).
I enzymförsöket med primärslam ses att VFA-produktion sker både i enzymbägaren och
referensbägaren. Emellertid sker produktionen av VFA betydligt snabbare då enzym tillsätts.
Detta förklaras av den betydande mängd enzymer, av samma slag som bakterierna använder,
som får verka på slammet. I fallet med överskottsslam kunde en ökad VFA-koncentration
registreras i enzymbägaren jämfört med referensbägaren där ingen hydrolys kunde påvisas.
Tidigare i diskussionen nämndes att den ringa hydrolysen kunde bero på avsaknad av
hydrolyserbart material i överskottsslammet. Försöken med enzymtillsats uppvisar dock en
påtaglig hydrolys vilket indikerar att hydrolyserbart material finns men att det kan vara
svårnedbrytbart och endast kan brytas ned genom en betydande enzymtillsats.
Eftersom endast två hydrolysförsök med tillsats av enzymer har genomförts är det svårt att
dra några konkreta slutsatser ur dessa. Emellertid indikerar försöken att hydrolysprocessen
kan påskyndas om enzym tillsätts. Ur ett ekonomiskt perspektiv är detta intressant då priset
på enzym blir allt lägre samtidigt som en enzymtillsats medför att hydrolysprocessen kan
genomföras i mindre volymer samt att processen lättare kan styras.
55

7 Resultat från laboratorieförsök
7.5 Resultat från fosforsläppsförsök
Kapitlet innehåller resultat från utförda fosforsläppsförsök, vilka syftade till att undersöka ett
befintligt bio-P-slams förmåga att ta upp VFA producerad under hydrolysförsöken. Bio-Pslammen
för varje försök kom från Öresundsverket i Helsingborg och då försöken utfördes
under en 10-veckorsperiod kan det tänkas att de erhållna slamprovens karaktär förändrats
med avseende på verkets driftsförändringar.
Ett grundläggande antagande som gjordes var: Om bio-P-slammen är identiska och samma
mängd lättillgängligt kol tillsätts bör fosforsläppen bli lika stora i alla försök. Figur 7.15 visar
resultatet från respektive hydrolysats referensförsök ∗ där exakt samma mängd acetat tillsatts.
Tydligt är att det totala fosforsläppet skiljer sig åt från försök till försök och varierar från ca
12 mg PO 4 -P/g VSS till ca 35 mg PO 4 -P/g VSS. Vidare kan också ses att släppen tenderar att
minska med tiden för utförandet: Det största släppet erhålls den första försöksveckan, v37
varefter fosforsläppen successivt blir mindre (v38-v44). Vid det sista försöket utfört vecka 46
blir dock fosforsläppet något större igen.
I alla försök uppvisar kurvan över ortofosfat-koncentration samma tendens till att plana ut,
vilket kan betyda att antingen maximalt fosforsläpp har uppnåtts d.v.s. bakterierna släppt all
ortofosfat, eller att den tillsatta kolkällan förbrukats av bakterierna och tagit slut. I ett av
försöken, P-släpp, P20, enzym, ses ett påfallande brott i kurvan mellan 60 och 75 minuter
vilket diskuteras i kapitel 7.6.
40
35
30
Fosfat (mg/g VSS)
25
20
15
10
5
0
0 15 30 45 60 75 90 105 120 135 150 165 180 195 210
Tid (min)
P-släpp, Ö20, enzym (v37)
P-släpp, P20, enzym (v38)
P-släpp, P20, referens (v39)
P-släpp, P20 (v40)
P-släpp, P30 (v44)
P-släpp, P10 (v46)
Figur 7.15 Fosforsläpp med acetat som kolkälla. Tillsatsen acetat motsvarar 300 mg COD/l i bägaren. I
parentesen anges under vilken vecka försöken utfördes.
Eftersom referensförsöken med tillsats av acetat skiljer sig åt och jämförelser försöken
emellan därmed blir svåra att göra, läggs vikten vid att jämföra de släpp som uppnås med
hydrolysat med respektive referensförsök. Det här är ingen större inskränkning då det
intressanta ligger i att se hur väl den framhydrolyserade kolkällan fungerar jämfört med
acetat, d.v.s. ren VFA, i en bio-P-process.
∗ Benämningen ”referensförsök” används i det här kapitlet för de försök där acetat tillsatts som kolkälla (inte att
förväxla med hydrolysförsöket P20, referens).
56

7 Resultat från laboratorieförsök
I de olika fosforsläppsförsöken doserades hydrolysatet efter dess COD-innehåll (tabell 7.2) så
att samma koncentration COD erhölls i reaktorn som för respektive referensreaktor (där
13,5 ml acetat med koncentrationen 40 000 mg/l tillsattes). Total mängd COD som tillsattes
reaktorerna om 1,8 liter var 540 mg. Koncentrationen COD blev då 300 mg/l i samtliga
försök.
Tabell 7.2 COD- och VFA-koncentrationer för tillsatt hydrolysat vid varje P-släppsförsök samt doserad volym.
Hydrolysat från: Konc. löst
COD (mg/l)
Konc. VFA
(mg/l)
Doserad volym
(l)
Initiell konc. VFA
i reaktorn (mg/l)
Ö20, enzym 4270 87,4 0,1265 6,1
P20, enzym 5500 400 0,098 21,8
P20, referens 2900 1140 0,186 118
P20 9000 3333 0,060 111
P30 6420 2784 0,084 130
P10 6000 2750 0,090 138
Figur 7.16 och figur 7.17 visar de fosforsläpp som åstadkoms av hydrolysat från
hydrolysförsöken P20, referens och P20. Dessa fosforsläpp följer i stort sett samma mönster
som respektive referensförsök med acetat: Det största släppet sker under de två första
timmarna för att sedan avta och plana ut. Skillnaden ligger i att utplaningen påbörjas tidigare
i försöket med hydrolysat vilket leder till ett lägre totalsläpp. Utplaningen av ”släppkurvan”
kan, som beskrivits ovan, dels bero på att bakterierna släppt all ortofosfat eller att kolkällan
helt enkelt tagit slut. För att kunna fastställa vilket som här skedde gjordes en enkel
beräkning som beskrivs enligt följande:
Eftersom fosforsläppet med hydrolysat avtar tidigare än referenskurvan kan det antas att den
tillsatta VFA-mängden tagit slut medan det fortfarande finns acetat i referensreaktorn.
Den totala mängden släppt ortofosfat i hydrolysat-reaktorn delas med mängden tillsatt VFA
för att få reda på faktorn K ”släppt ortofosfat per VFA” (7.3). Referensreaktorns acetatåtgång
kan nu beräknas genom att dividera det totala släppet som uppnås med acetat med faktorn
(7.4). Innan beräkningen görs räknas VFA, som i detta fall är representerat av ättiksyra
(HAc), om till COD VFA genom att multiplicera med 1,07.
P
släppt
( hydrolysatreaktorn)
COD
VFA
( mg P / mg COD )
= K
(7.3)
VFA
P ( acetatreaktor)
släppt = Acetatsförbrukning ( mg COD l)
K
/
(7.4)
Acetatåtgången i P-släpp, P20, referens blev 176 mg/l och i P-släpp, P20 165 mg/l av den
totala tillsatta mängden 300 mg/l. Resultatet visar att utplaningen beror på att bakterierna
släpp all ortofosfat och att kol fortfarande finns kvar i referensreaktorn.
I försök P-släpp, P20, referens och P-släpp, P20 släpps 31 % respektive 29 % mindre
ortofosfat i hydrolysat-reaktorn jämfört med respektive acetatreaktor.
57

7 Resultat från laboratorieförsök
40
40
35
35
Fosfat (mg PO4-P/ g VSS)
30
25
20
15
10
5
Fosfat (mg PO4-P/g VSS)
30
25
20
15
10
5
0
0 30 60 90 120 150 180 210
0
0 30 60 90 120 150 180 210
Tid (min)
Tid (min)
Acetat
VFA
Acetat
VFA
Figur 7.16 P-släpp, P20, referens. Fosforsläpp med
hydrolysat från hydrolysförsök P20, referens.
Figur 7.17 P-släpp, P20,. Fosforsläpp med hydrolysat
från hydrolysförsök P20.
I försöken, P-släpp, P30 och P-släpp, P10 är respektive försöks båda fosforsläppskurvor så
gott som identiska varför maximalt släpp antas ha uppnåtts (figur 7.18 och 7.19). Detta
antagande baseras på att olika mängd VFA tillsatts VFA- respektive acetatreaktor och om
mer ortofosfat hade kunnat släppas skulle kurvorna ha sett olika ut. Därmed visas att både
VFA- och acetattillsatsen är tillräcklig under dessa försök.
40
40
35
35
Fosfat (mg PO4-P/g VSS)
30
25
20
15
10
Fosfat (mg PO4-P/g VSS)
30
25
20
15
10
5
5
0
0 30 60 90 120 150 180 210
0
0 30 60 90 120 150 180 210
Tid (min)
Tid (min)
Acetat
VFA
Acetat
VFA
Figur 7.18 P-släpp, P30. Fosforsläpp med hydrolysat
från hydrolysförsök P30.
Figur 7.19 P-släpp, P10. Fosforsläpp med hydrolysat
från hydrolysförsök P10.
58

7 Resultat från laboratorieförsök
Figur 7.20 och 7.21 visar de fosforsläpp åstadkomna av hydrolysat (VFA) från enzymförsök
på överskottsslam respektive primärslam. Till skillnad från de fosforsläpp som erhålls med
acetat är släppen vid dessa försök nästan linjära, och ingen tendens till utplaning kan ses. I
försök P-släpp, Ö20, enzym och P-släpp, P20, enzym släpps 55 % respektive 43 % mindre
ortofosfat i reaktorn med hydrolysat jämfört med reaktorn med acetat.
40
40
35
35
Fosfat (mg PO4-P/g VSS)
30
25
20
15
10
Fosfat (mg PO4-P/g VSS)
30
25
20
15
10
5
5
0
0 30 60 90 120 150 180 210
Tid (min)
0
0 30 60 90 120 150 180 210
Tid (min)
Acetat
VFA
Acetat
VFA
Figur 7.20 P-släpp, Ö20, enzym. Fosforsläpp med
hydrolysat från hydrolysförsök Ö20, enzym.
Figur 7.21 P-släpp, P20, enzym. Fosforsläpp med
hydrolysat från hydrolysförsök P20, enzym.
7.6 Diskussion och sammanfattning, fosforsläppsförsök
När de olika referensförsöken jämförs ses att fosforsläppens storlek varierar. En anledning till
detta är att försöken är utförda under flera veckors tid varför de olika bio-P-slammens
karaktär kan ha varierat. Detta understryks av de driftsförändringar som utfördes på
Öresundsverket under tiden för försöken, då bland annat ortofosfat fälldes ut med järn i bio-
P-steget. Resultaten visar att störst släpp fås i början på försöksperioden, vecka 37 och att
släppen sedan avtar i storlek för att sedan öka i sista försöket, vecka 46. Detta kan bero på att
doseringen av fällningskemikalie ökade under försöksperioden vilket innebär att de erhållna
slamproven förmodligen innehöll varierande mängder järnrester.
Resultaten från försöken P-släpp, P20, referens och P-släpp, P20 visar att de tillsatta
hydrolysaten ger betydande fosforsläpp jämfört med de maximala referenssläpp som uppnås
med acetat. Släppen med hydrolysat blir ca 30 % lägre antagligen beroende på att doseringen
baseras på COD-koncentration vilket medför att mindre VFA tillsätts. Hydrolysförsöken
visade att ca 50 % av hydrolysatets COD-innehåll utgjordes av VFA medan hela acetatets
COD-innehåll som bekant är VFA.
I försöken P-släpp, P30 och P-släpp, P10 fås ett lika stort fosforsläpp i hydrolysat- och
referensreaktorn vilket troligtvis beror på den järnfällning som utfördes på Öresundsverket.
Eftersom en stor del fosforn är bunden som svårlösligt metallfosfat krävs mindre mängd kol
under fosforsläppen då bio-P-slammet innehåller lägre koncentrationer ortofosfat.
59

7 Resultat från laboratorieförsök
Då hydrolysat från enzymförsöken används som kolkälla i försöken P-släpp, Ö20, enzym och
P-släpp, P20, enzym blir fosforsläppen nästan linjära. Släppen blir också betydligt mindre än
respektive referenssläpp. Släppens ”linjära” förlopp kan orsakas av att enzym följer med i
hydrolysatet som snabbt bryter ned organiskt material i slammet. På så vis nybildas VFA
under hela försöket. En annan orsak kan tänkas vara att enzymerna påverkar bakteriernas
förmåga att släppa fosfor.
Det påfallande brott som ses i referensförsöket till P-släpp, P20, enzym beror på en
felspädning, av proverna uttagna mellan 15 och 60 minuter, som uppstod under ortofosfatanalysen.
60

8 Dimensionering av hydrolysprocess
8 Dimensionering av hydrolysprocess
8.1 Inledning
Kapitlet innehåller en dimensionering av en tänkt hydrolysprocess delvis baserat på resultaten
från kapitel 6 och 7. Dimensioneringsförslaget har utarbetats för att få en uppfattning om den
VFA-produktion som sker under hydrolysförsöken är tillräcklig för en bio-P-process och för
att se vilka volymer som hydrolysprocessen kan tänkas kräva. Dimensioneringen innehåller
många antaganden och förenklingar, vissa parametrar har inte tagits i beaktning, t.ex. det
fosforsläpp som sker under slambehandling (förtjockning och hydrolys). Därför bör
dimensioneringen mest ses som ett exempel på hur en utformning skulle kunna se ut och inte
ses som en manual för hur en riktig process dimensioneras. Ingen hänsyn har heller tagits till
hur överskottsslam behandlas och hur hydrolysen påverkar resterande biologiska processer
såsom nitrifikation och denitrifikation.
8.2 Beräkning
Förutsättningar
• Det flöde som används i dimensioneringen är ett medelvärde från de fyra mätdagarnas
inkommande dygnsflöden och blir 30 140 m 3 /dygn. Detta flöde ligger mycket nära
verkets dygnsmedelflöde på 30 700 m 3 /dygn (års). Sett till dygnsmedelflödet per
vecka under hela året är det beräknade flödet heller inte orimligt då variationerna är
måttliga mellan årstiderna.
• De inkommande ortofosfat- och VFA-koncentrationernas medelvärde beräknas,
utifrån de fyra mätdagarna utförda på verket, till 6,1 mg PO 4 -P/l respektive 39 mg
HAc/l. I mängder motsvaras detta av 183 kg PO 4 -P/dygn och 1180 kg HAc/dygn.
• BOD 7 -belastningen = 7 570 kg/dygn. Värdet används för att beräkna assimilerad
fosfor i biosteget och är hämtat från Miljörapport 2001 då inga egna mätningar på
BOD 7 gjordes.
• För att utsläppskravet på 0,4 mg P/l i utgående vatten ska hållas behöver man ta bort
5,7 mg P/l med överskottsslammet.
• Det produceras ca 7 000 m³ primärslam/månad vilket ger ca 230 m³ primärslam/dygn.
• Då lägst VFA-produktion erhölls vid 10°C används resultaten från detta försök vid
dimensioneringen.
61

8 Dimensionering av hydrolysprocess
Massbalans
Massbalansen i figur 8.1 visar att 4,07 mg PO 4 -P/l måste avskiljas med bio-P-bakterier. Som
tidigare beskrivits behövs ett förhållande på minst 1 till 10 mellan P och VFA för att släppet i
den anaeroba delen och sedan upptaget ska bli det förväntade. En enkel beräkning visar då att
ytterligare 1,7 mg VFA/l ((4,07*10)-39) behövs för att processen ska fungera
tillfredställande. Detta motsvarar 51,2 kg VFA/dygn.
Antaganden till massbalansen (figur 8.1):
• I en försedimentering avskiljs generellt sett 30 % BOD 7 vilket antas gälla för
massbalansen.
• Generellt sett medför tillväxt av biomassa i biosteget en reduktion av
BOD:kväve:fosfor med förhållandet 100:5:1. Detta används för att beräkna
assimilerad mängd fosfor.
• En normalbelastad anläggning medför en reningseffekt på 90-95 % med avseende på
BOD 7 (Kemira Kemwater, 1990). För att klara utsläppskravet på 10 mg BOD 7 /l
används reningseffekten 94 % i massbalansen.
• Ingen fosfor tas bort i försedimenteringen då den anges som löst ortofosfat.
Inlopp:
BOD 7 = 7570 kg/dygn = 247 mg/l
PO 4 -P = 183 kg/dygn = 6,1 mg/l
VFA = 1180 kg/dygn = 39 mg/l
Till bio-steget:
BOD 7 = 5299 kg/dygn = 173 mg/l
PO 4 -P = 183 kg/dygn = 6,1 mg/l
Utlopp:
BOD 7 =318 kg/dygn = 10 mg/l
Fosfor = 12 kg/dygn = 0,4 mg/l
Primärslam:
BOD 7 = 2271 kg/dygn
Överskottsslam:
BOD 7 = 4981 kg/dygn = 163 mg/l
AS. Fosfor = 49,8 kg/dygn = 1,63 mg/l
Bio-P Fosfor = 121,2 kg/dygn = 4,07 mg/l
Figur 8.1 Massbalans för dimensioneringen. Alla halter i figuren är relaterade till inkommande flöde,
30 140 m 3 /dygn
62

8 Dimensionering av hydrolysprocess
Tänkt utformning av hydrolys
Antaganden till figur 8.2:
• Förtjockare: avskiljningsgrad 80 %, SS hydrolysslam ut från förtjockare 0,04 kg/l (4 %).
• Centrifug: avskiljningsgrad 90 %, SS centrifugslam ut från centrifug 0,2 kg/l (20 %).
• SS-halt i primärslam, SS primärslam ≈ 0,025 kg/l (2,5 %)
(enligt egna mätningar vid hydrolysförsök)
• Fosforsläppet som sker under slambehandling antas inte bidra till fosforbelastningen
och bortses från i beräkningarna.
Sed.
Bio-P
Hydrolysat
Centrifug
Slam
Hydrolys
Slam
Förtjockare
Slam
Slam
Rejektvatten
Figur 8.2 Förslag på hydrolysprocessens utformning.
Beräkningsgång
Sökt: Hydrolysprocessens volym
Då förhållandet 10:1 mellan VFA och PO 4 -P antas vara tillräckligt för att processen ska
fungera blir VFA-behov per dygn = 1,7 mg VFA/l * 30140 m 3 = 51,2 kg VFA/dygn.
Då dimensioneringen är beroende av hydrolystiden anpassas ett andragradspolynom, y = f(x),
till VFA-kurvan i försök P10 så att mellanliggande värden kan beräknas fram. Då
beräkningarna baseras på SS-halt har figuren anpassats om så den visar VFA/SS mot tiden
(istället för VFA/VSS mot tiden).
63

8 Dimensionering av hydrolysprocess
120
VFA (mg HAc/g SS)
80
40
y = -0,3448x 2 + 11,028x + 24,373
R 2 = 0,9951
P10
Poly. (P10)
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18
Tid (dygn)
Figur 8.3 VFA/SS plottad mot tiden vid hydrolys av primärslam vid 10°C med ett andragradspolynom anpassat
till kurvan.
Volymen hydrolysat som behöver tillsättas beräknas enligt:
Volym
hydrolysat
=
VFA - behovet
f ( x) * SS
hydrolysslam
⇔
51,2
f ( x) * 0,04
Mängd SS i hydrolystank (kg):
M = V * SS
SS
hydrolys
hydrolysslam
Volym slam från centrifug, V c (l):
V
C
=
M
SS
* avskiljningsgrad,
centrifug Vhydrolys
⇔
SS
centrifugslam
*0,04*0,9
0,2
Beräkningen ger då att:
Vhydrolys
*0,04*0,9
Vhydrolys − VC
= Volymhydrolysat
⇔ Vhydrolys
−
=
0,2
51,2
f ( x) * 0,04
Förenklat:
V hydrolys
=
51,2
f ( x) * 0,04 *
1 −
0,04 *0,9
0,2
64

8 Dimensionering av hydrolysprocess
Tabell 8.1 Sammanställning av dimensioneringsresultat.
Dygn V hydrolys Total hydrolysvolym Hydrolysvolym per reaktor Antal reaktorer
(m3/dygn) (m3) (m3)
1 44,6 89,1 44,6 2
2 34,7 104,0 34,7 3
3 28,7 115,0 28,7 4
4 24,8 124,0 24,8 5
5 22,0 132,2 22,0 6
6 20,0 140,0 20,0 7
Eftersom hydrolysprocessen ska utföras i batch-reaktorer så blir antalet reaktorer som behövs
(n+1), där n = antalet dagar som slammet ska hydrolyseras.
Hydrolys i en dag ger lägst totalvolym och medför att två reaktorer behövs. Processen skulle
därför kunna fungera enligt nedanstående figur. Då respektive reaktor är helt fylld sker
hydrolys. Under nästkommande dygn används hydrolysatet till bio-P-processen varefter
reaktorerna fylls igen.
Reaktorns fyllnadsgrad (%)
100%
0%
0 1 2 3 4
Tid (dygn)
Reaktor 1
Reaktor 2
Figur 8.4 Processgenomförande för en hydrolysprocess utförd under ett dygn och med två reaktorer.
För att se om primärslammet räcker görs en sista beräkning. Antaganden enligt ovan för
förtjockare.
M V * SS
SS , primärslam
=
primärslam
primärslam
V
=
M
SS , primärslam
* avskiljningsgrad,
förtjockare
SS
förtjockare
=
230 *0,025*0,8
= 115 m
0,04
3
Detta visar att primärslammet räcker med avseende på den totala hydrolysvolym som tidigare
har beräknats för hydrolys i en dag.
65

8 Dimensionering av hydrolysprocess
8.3 Diskussion och sammanfattning, dimensionering
Dimensioneringen antyder att en bio-P-process skulle kunna fungera på Västra Strandens
avloppsreningsverk med de förutsättningar som används. Enligt beräkningarna räcker det
med primärslamshydrolys i ett dygn vilket ger två hydrolysvolymer om 45 m 3 vardera (total
hydrolysvolym ~90 m 3 ).
Resultatet bör som tidigare nämnts ses som en överslagsberäkning då många av faktorerna
som påverkar processen är uppskattade eller antagna. En diskussion runt dessa förs nedan.
Beräkningarna visar att mängden primärslam som produceras är tillräcklig för att täcka
hydrolysprocessens behov. Dock bör uppmärksammas att mängden producerat primärslam
förmodligen blir mindre i framtiden då förfällning inte längre kommer användas.
Centrifugeringens höga avskiljningsgrad medför förmodligen att det centrifugerade slammet
är för tjockt för rötning varför en spädning av slammet först måste ske. Detta kan göras med
rejektvatten eller slam från förtjockaren.
Dimensioneringen är gjord efter ett fåtal mätningar på Västra Strandens inkommande
avloppsvatten varför ingen hänsyn kan tas till årstidsvariationer av inkommande mängd VFA
och ortofosfat. Hydrolystemperaturen 10°C valdes för att det aktuella försöket uppvisade
lägst VFA-produktion och därför får anses vara dimensionerande. Denna temperatur
motsvarar vinterförhållanden varför det kan antas att hydrolysen producerar mer VFA under
sommartid då vattentemperaturen ligger runt 20°C.
I texten beskrivs att bio-P-processen behöver ett förhållande mellan 1:10 och 1:20, P:VFA för
att den ska fungera. I dimensioneringen har bara förhållandet 1:10 använts vid beräkningarna
då ett högre förhållande ger betydligt större total hydrolysvolym. Faktorn, med vilken den
totala hydrolysvolymen som behövs ökar med, har beräknats till 213,4 och innebär att det för
varje förhållande ökning med ett så ökar den totala erforderliga hydrolysvolymen med
213,4 m 3 . Exempelvis ger ett förhållande på 1:15 (ett dygns hydrolys) en total hydrolysvolym
på drygt 1150 m 3 .
Då hydrolys enbart fungerade på primärslam har dimensioneringen inriktats på hantering av
primärslam (förtjockning, hydrolys och centrifugering). Utformningen av processen kan
därför vara missvisande då ingen hänsyn har tagits till hur överskottsslammet ska behandlas.
Eftersom det finns skilda meningar om hur mycket ett fosforsläpp i hydrolysprocessen
påverkar belastningen på reningssteget då hydrolysatet återförs har detta släpp inte tagits med
i beräkningarna. Ingen hänsyn har heller tagits till hur den ökande mängden ammoniumkväve
påverkar nitrifikation/denitrifikation.
66

9 Diskussion
9 Diskussion
Utvärderingen har, med den följda metodiken, fungerat relativt väl och gett många intressanta
resultat. Så här i efterhand kan givetvis mycket av det arbete som utförts, val av
analysparametrar, tid- och resursfördelning etc., diskuteras.
De inledande mätningarna på Västra Strandens avloppsreningsverk gav en fingervisning om
hur mängderna VFA och ortofosfat varierade i det inkommande avloppsvattnet. Dock skulle
fler mätningar som omfattar hela dygnet ge en tillförlitligare bild av dygnsvariationerna och
därmed ett bättre resultat att utgå ifrån vid laboratorieförsök och dimensionering.
Försöken utförda på VA-laboratoriet gick förutom några mindre missöden mycket bra och
resultaten från både hydrolysförsök och fosforsläppsförsök får anses tillförlitliga. Metodiken
för försöken skulle dock på några punkter kunna förändras. En viss omfördelning av tiden
med t. ex. något förkortad hydrolystid skulle medfört att fler försök skulle kunnat
genomföras. I fullskala är längre hydrolystider än 6 dygn knappast realistisk vilket också
understryks av dimensioneringsförslaget där det ansågs räcka med en dags hydrolys för att
tillgodose VFA-behovet. En kortare hydrolystid hade också kunnat medföra att slammets
karaktär inte förändrats så mycket mellan försöken. I nuläget utfördes försöken under 10
veckors tid varför både primärslam från Halmstad och bio-P-slam från Helsingborg
förmodligen har förändrats. Önskvärt hade naturligtvis varit att ha tillgång till flera
försöksuppställningar så att samma slam kunnat hydrolyseras vid olika temperaturer.
Resultaten hade då lättare kunnat jämföras och en säkrare tolkning av hydrolysens
temperaturberoende skulle förmodligen fås.
De valda analysparametrarna vid hydrolysförsöken, VFA, löst COD, PO 4 -P och NH 4 -N, gav
bra överblick över hydrolysen men det hade också varit intressant att mäta de totala
mängderna COD, kväve och fosfor för att se hur mycket organiskt material som
hydrolyserats. Anledningen till att dessa parametrar inte mättes var att de skulle ha tagit för
mycket tid i anspråk.
Då enzymförsökens främsta syfte var att se om de kunde påskynda en hydrolysprocess pågick
dessa försök i endast 4-8 timmar. Intressant hade varit att följa försöken under lite länge tid
för att se hur stor den totala VFA-produktionen kunde bli.
Metod fempunktstitrering som användes för att mäta VFA får anses som tillförlitlig inte minst
då en bra korrelation med löst COD erhölls under försöken. Dessutom används metoden
dagligen vid Öresundsverken i Helsingborg. Metoden är enkel att utföra och då ingen
avancerad utrustning behövs är den relativt billig.
Hydrolysförsöken på primärslam uppvisade en god produktion av VFA. Den producerade
kolkällan gav också bra fosforsläpp när den applicerades på ett bio-P-slam.
Primärslamhydrolys anses därför vara en bra metod för framställning av lättillgängligt kol till
en bio-P-process.
67

10 Slutsatser
10 Slutsatser
Mätningarna på Västra Strandens avloppsreningsverk visar under den aktuella perioden att
den inkommande VFA-koncentrationen är för låg för en fungerande bio-P-process med
avseende på ortofosfatsbelastningen. Förhållandet mellan de båda undersökta parametrarna är
i medelvärde 6 mg VFA per mg PO 4 -P under mätperioden jämfört med ett lägsta godtagbart
förhållande på 10 mg VFA per mg PO 4 -P.
VFA-situationen i det inkommande vattnet kan komma att förbättras i framtiden.
Mätningarna på industriavloppsvatten visar att Viking Malt AB, kommunens största
producent av avloppsvatten, släpper ut en betydande mängd VFA i sitt avloppsvatten, vilket
är av intresse då de planerar att fördubbla sin verksamhet i kommunen.
VFA-produktionen vid hydrolys av primärslam är betydande och beroende av temperaturen, i
temperaturintervallet 10-30ºC. Försöken vid 20 respektive 30ºC uppvisar en tredubbling av
VFA-koncentrationen efter en veckas hydrolys medan VFA-koncentrationen fördubblas efter
samma tid vid 10ºC.
Överskottslam uppvisar ingen VFA-produktionen efter tre dagars hydrolys vid 20ºC.
Ammoniumkväve och pH kan mätas för att övervaka en hydrolysprocess då dessa under
hydrolysförsöken uppvisar en god korrelation med VFA-produktionen.
Den VFA som produceras i hydrolysförsöken är tillämpbar på ett bio-P-slam. Ett betydande
fosforsläpp erhålls under fosforsläppsförsöken vid tillsats av producerad VFA jämfört med ett
maximalt referenssläpp.
En tillsats av nedbrytande enzymer ökar reaktionshastigheten med vilken hydrolysen sker.
69

11 Förslag till fortsatta studier
11 Förslag på fortsatta studier
Då det i arbetet har genomförts ett stort antal försök och analyser har vissa delar blivit mer
genomarbetade än andra vilket föranleder att en del ytterligare försök skulle kunna göras med
utgångspunkt från dessa resultat.
Eftersom bio-P-processen påverkas av en hel del parametrar som beskrivits i teorikapitlet
skulle det vara en utomordentlig möjlighet att studera dessa vid en uppstart av bio-Panläggningen
i Halmstad. Samtidigt skulle fler mätningar kunna göras där parametrar som
VFA och ortofosfat i inkommande avloppsvatten studeras under en längre tid.
Enstaka försök gjordes också på industriavloppsvatten i Halmstad. Dessa försök skulle kunna
utökas inte minst då Viking Malt AB planerar en fördubbling av sin produktion vilket kan
utgöra en stor VFA-källa till verket i framtiden.
Vad gäller hydrolysförsöken på primärslam så underströks det i diskussionen att
hydrolysförsök vid olika temperaturer men med samma slam skulle ge bättre förutsättningar
för att se hur temperaturen påverkar hydrolysförloppet. Försöket där överskottsslam
hydrolyserades gav inga fullständiga svar på om det kunde hydrolyseras. Tidigare försök
visar dock på att detta ska fungera och då primärslamsmängden förmodligen kommer att bli
mindre på verket då fällningen avbryts skulle detta kunna vara ett alternativ.
Hydrolysförsöken där enzymer tillsattes gav intressanta resultat och kan utvecklas vidare med
avseende på dosering, typ av enzymblandning samt dess potential som styrmedel vid en
hydrolysprocess. Då enzymer blir allt billigare att framställa kan dessa bli mycket intressanta
inte minst ur ett ekonomiskt perspektiv.
I hydrolysförsöken påvisades ett klart samband mellan producerad VFA och
ammoniumkväve. Sambandet skulle kunna utvärderas vidare för att klargöra dess potential
vid övervakning och styrning av en hydrolysprocess.
71

11 Referenslista
12 Referenslista
Abu-ghararah, Z. H., Randall, C. W. (1991). The effect of organic compounds on biological
phosphorus removal. Wat. Sci. Tech., vol. 23, nr 4/6, 585-594.
Banister, S. S., Pitman, A. R. och Pretorius, W. A. (1998). The solubilisation of N and P
during primary sludge acid fermentation and precipitation of the resultant P. Water SA,
vol. 24, nr 4, 337-342.
Bitton, G. (1994). Wastewater microbiology. John Wiley and sons inc., New York.
ISBN: 0-471-30985-0.
Brdjanovic, D., Slamet, A., van Loosdrecht, M. C. M., Hoojmans, C. M., Alaerts, G. J. och
Heijnen, J. J. (1998). Impact of excessive aeration on biological phosphorus removal from
wastewater. Wat. Res., vol. 32, nr 1, 200-208.
Brett, S., Guy, J., Morse, G. K. och Lester, J. N. (1997). Phosphorus removal and recovery
technologies. Selper publications, London. ISBN: 0-948411-10-0.
Cech, J. S. och Hartman, P. (1993). Competition between polyphosphate and polysaccharide
accumulating bacteria in enhanced biological phosphate removal systems. Wat. res., vol 27,
nr 7, 1219-1225.
Christensson, M. (1997). Enhanced biological phosphorus removal – Carbon sources, nitrate
as electron acceptor and characterisation of the sludge community. Ph. D. thesis, Department
of biotechnology, Lund University.
Droste, R. L. (1997). Theory and practice of water and wastewater treatment. John Wiley
and sons inc., New York. ISBN: 0-471-12444-3.
Guerrero, L., Omil, F., Méndez, R. och Lema, J. M. (1999). Anaerobic hydrolysis and
acidogenesis of wastewater from food industries with high content of organic solids and
protein. Wat. res., vol. 33, nr 15, 3281-3290.
Hammer, M. J. (1986). Water and wastewater technology, 2 nd edition. Prentice-Hall, inc.,
Englewood Cliffs, New Jersey, USA. ISBN: 0-13-950106-1.
Henze, M., Harremoës, P., Jansen, J. la C. och Arvin, E. (1995). Wastewater treatment –
Biological and chemical processes. Springer-Verlag Berlin Heidelberg, Tyskland.
ISBN: 3-540-58816-7.
Janssen, P. M. J., Meinema, K. och van der Roes, H. F. (2002). Biological phosphorus
removal – Manual for design and operation. IWA Publishing, London.
ISBN: 1-84339-012-4.
Johansson, P. (1988). Factors affecting biological phosphorus removal. Licentiate thesis,
Department of water and environmental engineering. Lund Institute of Technology/Lund
University.
73

11 Referenslista
Jonse, P. H., Tadwalkar, A. D. och Hsu, C. L. (1987). Enhanced uptake of phosphorus by
activated sludge – effect of substrate addition. Wat. res., vol. 21, nr 3, 301-308.
Jönsson, K. (1996). Biologisk fosfor- och kväveavskiljning vid Öresundsverket. Teknisk
licentiatavhandling. Avdelningen för vattenförsörjning och avloppsteknik, Lunds tekniska
högskola/Lunds universitet.
Jönsson, L-E. (1995). Analys av VFA - en enkel titreringsmetod. VATTEN 51, nr 4, 300-303.
Kemira Kemwater (1990). Handbook on water treatment. Kemira kemi AB, Water treatment.
Lahav, O., Loewenthal, R. E. (2000). Measurement of VFA in anaerobic digestion - The fivepoint
titration method revisited. Water SA, vol. 26, nr 3 Juli.
Levin, G. V. och Shapiro, J. (1965). Metabolic uptake of phosphorus by wastewater
organisms. J. WPCF, vol. 37, nr 6, 800-821.
Mino, T., van Loosdrecht, M. C. M. och Heijnen, J. J. (1998). Microbiology and biochemistry
of the enhanced biological phosphate removal process. Wat. Res., vol. 32, nr 11, 3193-3207.
Moosbrugger, R. E., Wentzel, M. C., Ekama, G. A. och Marais, Gv. R. (1992). Simple
titration procedures to determine H 2 CO 3 -alkalinity and short-chain fatty acids in aqueous
solutions containing known concentrations of ammonium, phosphate and sulphide weak
acid/bases. Water research group, Department of civil engineering, university of Cape Town,
South Africa.
Moser-Engeler, R., Udert, K. M., Wild, D. och Siegrist, H. (1998). Products from primary
sludge fermentation and their suitability for nutrient removal. Wat. Sci. Tec., vol. 38, nr 1,
265-273.
SNV, 2002. Bilden tagen från Svenska naturvårdsverkets hemsida, www.environ.se. Bilden
är modifierad och visar enbart södra Sverige.
Pétursson, G. (1996). Uppstart av pilotanläggning för biologisk fosforavskiljning.
Examensarbete, Avdelningen för vattenförsörjning och avloppsteknik, Lunds tekniska
högskola/Lunds universitet.
Smolders, G. J. F., van der Meij, J., van Loosdrecht, M. C. M. och Heijnen, J. J. (1994).
Model of the anaerobic metabolism of the biological phosphorus removal process –
stoichiometry and pH influence. Biotechnology and bioengineering, vol. 43, 461-470.
Tykesson, E. (2002). Combined biological- and chemical phosphorus removal in wastewater
treatment – Swedish experience and practical application of phosphorus release batch test.
Licentiate thesis. Department of water and environmental engineering. Lund Institute of
Technology/Lund University. ISSN: 1650-5050
Tykesson, E., Jansen, J. la C. och Särner, E. (2001). Bio-P på mindre svenska anläggningar.
Nordiskt seminarium, Köpenhamn, januari 2001.
74

11 Referenslista
Ucisik, A. S. (2001). Controlled acidification of primary and activated sludge. Master thesis,
Department of environment and resources, Technical university of Denmark.
Voet, D., Voet, J. G., Pratt, C. W. (1999). Fundamentals of biochemistry. John Wiley and
sons inc., New York.
Västra Strandens Avloppsreningsverk (2002) Miljörapport 2001.
Västra Strandens Avloppsreningsverk (2002) VA-statistik 2001.
75

Appendix
I

Appendix 1
Appendix 1: Metod för bestämning av VFA med
fempunktstitrering
Inledning
För att bestämma mängden lättflyktiga fettsyror, VFA, under försöken på Västra Strandens
avloppsreningsverk och under hydrolysförsöken används en metod kallad fempunktstitrering.
Kortfattat går metoden ut på att ett prov titreras till fyra förutbestämda pH-värden, med en
syra vars pH är känd. Ur syraåtgång, temperatur och konduktivitet kan sedan provets VFAkoncentration
i mg HAc/l bestämmas med mjukvaran Titra5.
Metoden är utvecklad på University of Cape Town i Sydafrika och beskrivs i publikationen,
Simple titration procedures to determine H 2 CO 3 -alkalinity and short-chain fatty acids in
aqueous solutions containing known concentrations of ammonium, phosphate and sulphide
weak acid/bases (Moosbrugger et al., 1992).
Apparatur och kemikalier
pH-mätare med termometer, konduktivitetsmätare, digital byrett, centrifug, magnetomrörare
Lösningar:
0,05 M HCl: tag en Titrisol HCl 0,1 M och späd till 2000 ml.
0,05 M NaOH: tag en Titrisol NaOH 0,1 M och späd till 2000 ml.
Figur A1.1Titreringsapparatur
III

Appendix 1
Utförande
Förbehandling
Analys av prov sker direkt efter provtagning. Eftersom VFA består av flyktiga organiska
syror är det av stor betydelse för resultatet att analysen utförs senast 30 minuter efter
provtagning. Innan provet analyseras bör suspenderat material och partiklar avskiljas från
provet. Detta kan göras genom att provet antingen filtreras eller centrifugeras. Vid VFAmätningarna
på reningsverket behandlades inte provvattnet på något sätt då mycket lite
suspenderat material fanns i provet. Då VFA skulle mätas vid hydrolysförsöken
centrifugerades provet först i 10 min i 3000 rpm varefter klarfasen togs ut och användes vid
VFA-analysen.
Konduktivitet (mS/m), P, N, S
På reningsverket mäts konduktivitet direkt i plastbehållaren som användes till provuttaget.
Vid hydrolysförsöken mäts konduktivitet i klarfasen efter att provet har centrifugerats.
Oorganiskt P, N och S mäts inte eftersom litteraturstudier visar på att dessa parametrar har
ytterst liten påverkan på resultatet inom det aktuella mätområdet. På t.ex. Öresundsverket i
Helsingborg betraktas N, P och S antingen som konstanter eller som försumbara.
Titrering
Till titreringen mäts 50 ml av prov upp med pipett till en 150 ml glasbägare. En ”loppa” läggs
i och pH- och temperaturgivaren sätts ned. Provet sätts på omrörning i 15 sekunder, och
temperaturen antecknas. Efter 15 sekunder stängs omröraren av och efter ytterligare 45
sekunder avläses och antecknas pH med två decimaler.
Till titreringen används 0,05 M HCl och provet titreras ned till pH 6,7-5,9-5,2 och 4,3
(±0,10). Omröraren låts vara på i 30 sekunder efter att varje pH har uppnåtts, och stängs av
efter ytterligare 30 sekunders väntan, varefter pH avläses och antecknas. Vid varje pH
antecknas också åtgång av syra i ml med två decimalers noggrannhet. Omrörningen sker
under hela momentet i 60-100 rpm, detta för att minimera lufttillförseln till provet.
Om det ursprungliga pH-värdet är mindre än 6,6 tillsätts 0,05 M NaOH till 6,7 (+/-0,10). Det
ursprungliga pH-värdet skrivs in som initialt pH och det uppjusterade pH-värdet skrivs in
som pH1. Åtgången av NaOH skrivs in som Vx1 och sedan adderas denna siffra till Vx2-4.
Skulle den totala åtgången av HCl överstiga 20 ml vid pH 4,3 (d.v.s. om alkaliniteten är
större än 500 mg CaCO 3 /l) görs en spädning av provet. 10 ml späds då med destillerat vatten
till 50 ml.
För att räkna ut resultatet används programvaran TITRA5 (Moosbrugger et al., 1992).
Programmet räknar med hjälp av data från titreringen fram alkalinitet (mg CaCO 3 /l), VFA
(mg HAc/l) och ett systematiskt pH-fel.
pH-felet kan bero på dålig kalibrering, felställd titrator eller liknande. Om pH-felet inte är
större än ± 0,2 tar programmet automatiskt hänsyn till det i uträkningarna. Är däremot pHfelet
större än ± 0,2 bör felet åtgärdas (Jönsson, 1995). En undersökning visar dock på att pHfelets
storlek inte har någon betydelse för resultatet (Lahav et al., 2000). I arbetet godtas alla
resultat och pH-felet större än ± 0,2 försummas eftersom det inte finns entydiga svar på om
det har någon betydelse för resultatet.
IV

Appendix 1
Protokoll för VFA-bestämning
Anmärkning:
Bestämning av VFA med 5-punktstitrering
Datum
Provtagningstid
Analys utförd
Provid.
NaOH till pH 6,7 (ml)
NaOH (mol/l)
pH0 (initiellt pH)
pH1 (6,7 +- 0,1)
pH2 (5,9 +- 0,1)
pH3 (5,2 +- 0,1)
pH4 (4,3 +- 0,1)
Vx1 (ml)
Vx2 (ml)
Vx3 (ml)
Vx4 (ml)
Volym ospätt prov (ml)
Provvolym efter spädning(ml)
Temp. (C)
Konduktivitet (mS/m)
Oorganiskt löst fosfor (mg PO4-P/l)
COD (mg O2/l)
NH4-N (mg/l)
Resultat:
Alkalinitet (mg CaCO3/l)
VFA, ospätt prov (mg HAc/l)
Systematiskt pH-fel
V

Appendix 2
Appendix 2: Apparatur
Material Märke/modell
Övrig teknisk info.
Vattenbad LAUDA/M 25 Volym, 25 liter
Termostat LAUDA/B Digital termostat med operativ
temperatur mellan 0-100°C
Kylare LAUDA/DLK 10 Operativ temperatur, -20°C
Omrörare Janke & Kunkel, 60-2000 rpm
IKA Labortechnik/ RW 20
Centrifug Sorvall/GLC 20 0-6000 rpm
VII

Appendix 3
Appendix 3: Mätresultat från Västra Stranden
1. 02-07-16 2. 02-08-07
Tid VFA Tot-P Tid VFA PO4-P
(mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l)
09:00 21,90 3,85 08:30 24,20 3,31
10:15 23,50 4,83 09:30 27,20 4,33
11:05 27,70 6,49 10:30 31,60 5,07
11:55 37,20 7,17 11:30 39,50 8,41
14:10 49,90 6,87 12:30 46,30 5,97
15:00 52,80 6,04 14:00 39,60 6,84
16:05 35,50 5,71 15:00 59,40 6,53
17:50 42,90 4,56 16:00 41,00 4,84
17:00 51,90 5,47
18:00 46,60 3,70
19:00 42,30 4,34
3. 02-08-08 4. 02-08-19
Tid VFA PO4-P Tid VFA PO4-P
(mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l)
08:00 28,10 3,01 08:30 41,00 4,43
09:00 27,20 4,59 09:30 34,60 3,10
10:00 46,90 5,61 10:30 35,20 3,11
11:00 41,10 5,94 13:00 32,90 4,20
12:00 37,00 5,02 14:00 39,30 4,12
13:00 43,40 6,17 15:00 37,00 4,53
14:30 38,10 4,31 16:00 39,70 3,80
15:30 67,40 5,11 17:00 38,20 3,51
16:30 39,20 4,79
17:30 44,90 8,22
18:30 35,00 3,85
Datum Flöde Medelvärdet från de 4 mätdagarna
(m3/dygn) mg/l kg/dygn
02-07-16 29 710 VFA 39,14 1179,58
02-08-07 30 420 PO4-P 6,08 183,13
02-08-08 30 400
02-08-19 30 030
Medelflöde 30 140
IX

Appendix 3
Mätdag 1, 02-07-16
tid laddning Fe-dosering börvärde
18:45 26,5 26,7 24,5
19:45 25,2 27,9 24,5
20:45 23,5 28,4 24,5
21:45 28,5 30,2 24,5
22:45 25,1 25,3 24,5
23:45 21,4 23,2 24,5
00:45 23,1 22,0 24,5
01:45 22,1 19,2 24,5
02:45 23,3 18,0 24,5
03:45 23,6 16,4 24,5
04:45 23,6 16,4 24,5
05:45 23,9 15,3 24,5
06:45 22,1 15,0 24,5
07:45 26,2 14,2 24,5
08:45 21,6 10,1 24,5
09:45 28,3 12,6 24,5
10:45 27,7 16,9 24,5
11:45 27,4 24,1 24,5
12:45 20,3 30,9 24,5
13:45 20,9 24,7 24,5
14:45 27,8 27,4 24,5
15:45 21,8 26,1 24,5
16:45 24,0 26,1 24,5
17:45 24,5 26,5 24,5
18:45 25,4 26,6 24,5
X

Appendix 3
Mätdag 2, 02-08-07 och 3, 02-08-08
Datum Tid Laddning Fe-dosering Börvärde Flöde
02-08-06 02-08-06 20:00 31,2 25,4 29,5 1287
02-08-06 21:00 27,3 25,0 29,5 1292
02-08-06 22:00 31,6 23,9 29,5 1363
02-08-06 23:00 28,7 21,9 29,5 1353
02-08-07 02-08-07 00:00 28,0 18,7 29,5 1264
02-08-07 01:00 29,3 16,8 29,5 1184
02-08-07 02:00 28,2 15,2 29,5 1172
02-08-07 03:00 27,3 15,0 29,5 1224
02-08-07 04:00 28,3 15,0 29,5 1214
02-08-07 05:00 25,9 15,0 29,5 1136
02-08-07 06:00 28,2 15,0 29,5 1079
02-08-07 07:00 25,1 15,0 29,5 1164
02-08-07 08:00 25,7 15,0 29,5 987
02-08-07 09:00 24,3 15,0 29,5 1217
02-08-07 10:00 28,1 15,0 29,5 1237
02-08-07 11:00 30,6 16,0 29,5 1249
02-08-07 12:00 30,6 21,3 29,5 1204
02-08-07 13:00 28,5 20,9 29,5 1238
02-08-07 14:00 29,5 21,4 29,5 1252
02-08-07 15:00 29,8 20,2 29,5 1354
02-08-07 16:00 28,5 18,6 29,5 1412
02-08-07 17:00 34,7 22,4 29,5 1312
02-08-07 18:00 24,6 18,4 29,5 1406
02-08-07 19:00 33,0 18,6 29,5 1312
02-08-07 20:00 28,6 19,5 29,5 1440
02-08-07 21:00 32,5 23,1 29,5 1381
02-08-07 22:00 27,8 20,6 29,5 1431
02-08-07 23:00 31,2 19,0 29,5 1353
02-08-08 02-08-08 00:00 25,3 16,4 29,5 1424
02-08-08 01:00 27,3 15,0 29,5 1230
02-08-08 02:00 24,4 15,4 29,5 1323
02-08-08 03:00 27,7 15,0 29,5 1352
02-08-08 04:00 26,5 15,0 29,5 1380
02-08-08 05:00 28,8 15,1 29,5 1197
02-08-08 06:00 26,6 15,0 29,5 1070
02-08-08 07:00 25,2 15,0 29,5 1190
02-08-08 08:00 27,0 15,5 29,5 1143
02-08-08 09:00 29,3 16,3 29,5 1423
02-08-08 10:00 25,7 16,6 29,5 1316
02-08-08 11:00 24,0 19,5 29,5 1395
02-08-08 12:00 28,7 20,6 29,5 1180
02-08-08 13:00 35,0 27,4 29,5 1362
02-08-08 14:00 26,8 24,0 28,5 1290
02-08-08 15:00 26,1 23,5 28,5 1184
02-08-08 16:00 27,0 29,4 28,5 1268
02-08-08 17:00 30,6 24,4 28,5 1275
02-08-08 18:00 26,2 24,2 28,5 1279
02-08-08 19:00 42,4 36,2 28,5 1524
02-08-08 20:00 28,8 29,7 28,5 1116
XI

Appendix 3
Mätdag 4, 02-08-19
Datum Tid Laddning Fe-doseringBörvärde Flöde
02-08-18 02-08-18 19:00 29,7 25,2 29 1389
02-08-18 20:00 29,5 27,0 29 1408
02-08-18 21:00 25,4 24,9 29 1270
02-08-18 22:00 31,9 35,8 29 1368
02-08-18 23:00 25,2 23,4 29 1284
02-08-19 00:00 28,0 21,9 29 1330
02-08-19 02-08-19 01:00 28,1 20,1 29 1047
02-08-19 02:00 31,4 20,5 29 1249
02-08-19 03:00 29,1 19,9 29 1150
02-08-19 04:00 28,8 18,7 29 1323
02-08-19 05:00 28,1 17,3 29 1195
02-08-19 06:00 28,2 17,4 29 1192
02-08-19 07:00 29,0 15,8 29 1133
02-08-19 08:00 39,7 23,1 29 1262
02-08-19 09:00 27,6 19,5 29 1430
02-08-19 10:00 27,7 20,7 29 1383
02-08-19 11:00 31,9 24,0 29 1322
02-08-19 12:00 28,6 24,6 29 1442
02-08-19 13:00 36,0 30,4 29 1045
02-08-19 14:00 26,7 25,4 29 1188
02-08-19 15:00 28,3 24,0 29 1548
02-08-19 16:00 33,0 27,1 29 125
02-08-19 17:00 27,9 26,0 29 1405
02-08-19 18:00 29,8 26,3 29 1222
02-08-19 19:00 26,9 28,5 29 1163
XII

Appendix 4: Mätresultat från hydrolysförsök
Ö20, referens ss (g/l) 2,7
vss (g/l) 2,2
Tid (d) Tid (h) VFA ref VFA/VSS Tot-P Tot-P/VSS NH4-N NH4-N/VSS COD COD/VSS pH
0,00 0,0 3,9 1,7 2,7 1,2 2,9 1,3 67 30,1 6,95
0,17 4,0 4,1 1,8 3,2 1,4 3,5 1,6 7,05
0,43 10,3 5,8 2,6 4,1 1,8 71 31,7 7,11
1,02 24,5 2,3 1,0 5,5 2,5 79 35,5 7,29
1,48 35,5 2,5 1,1 6,6 3,0 65 29,0 7,36
2,03 48,8 7,1 3,2 7,4 3,3 86 38,7 7,35
2,50 60,0 2,9 1,3 8,0 3,6 46 20,7 7,31
2,94 70,5 6,2 2,8 7,9 3,6 42 18,7 7,36
Ö20, enzym ss (g/l) 2,7
vss (g/l) 2,2
Tid (h) Tid (min) VFA enz VFA/VSS Tot-N Tot-N/VSS Tot-P Tot-P/VSS NH4-N NH4-N/VSS COD COD/VSS pH
0,00 0,0 3,9 1,7 11,9 5,3 2,7 1,2 2,9 1,3 67 30,1 6,95
0,08 5,0 30,0 13,5 73,4 32,9 5,2 2,3 6,4 2,9 4040 1811,7 6,78
0,25 15,0 33,2 14,9 88,8 39,8 5,7 2,6 6,7 3,0 6,78
0,50 30,0 36,9 16,5 73,6 33,0 6,8 3,0 7,0 3,1 6,76
1,00 60,0 43,3 19,4 73,1 32,8 7,1 3,2 7,3 3,3 6,76
2,00 120,0 54,5 24,4 74,9 33,6 8,1 3,7 7,6 3,4 6,68
4,00 240,0 87,4 39,2 79,1 35,5 9,4 4,2 8,9 4,0 4270 1914,8 6,54
Appendix 4
Appendix 4: Mätresultat från hydrolysförsök
Enhet för parametrarna VFA, Tot-P, PO 4 -P, COD och NH 4 -N är mg/l.
XIII

P20, referens ss (g/l) 8,5
vss (g/l) 6,8
Tid(d) Tid (h) VFA ref VFA/VSS Tot-P Tot-P/VSS NH4-N NH4-N/VSS COD COD/VSS pH
0,00 0,0 263,1 38,9 18,1 2,7 15,2 2,2 934 138,2 6,12
0,17 4,0 303,3 44,9 20,5 3,0 18,9 2,8 990 146,4 6,07
0,44 10,5 370,8 54,9 26,0 3,8 1233 182,4 6,01
1,04 25,0 507,0 75,0 41,7 6,2 5,86
1,23 29,5 541,9 80,2 45,3 6,7 1406 208,0 5,81
2,00 48,0 711,6 105,3 5,78
2,27 54,5 760,5 112,5 86,1 12,7 2000 295,9 5,78
3,35 80,5 913,3 135,1 5,74
5,00 120,0 1110,0 164,2 134,0 19,8 2859 422,9 5,66
5,92 142,0 1135,7 168,0 2868 5,68
6,08 146,0 1145,1 169,4 5,65
7,00 168,0 1116,3 165,1 5,87
8,00 192,0 1138,5 168,4 6,00
8,96 215,0 1122,8 166,1 6,25
12,00 288,0 1184,0 175,1 6,66
P20, enzym ss (g/l) 4,8
vss (g/l) 3,8
Tid (h) Tid (min) VFA enz VFA/VSS Tot-N Tot-N/VSS Tot-P Tot-P/VSS NH4-N NH4-N/VSS COD COD/VSS pH
0,000 0,0 263,1 68,9 41,7 10,9 18,1 4,7 15,2 4,0 934 244,5 6,12
0,003 5,0 246,9 64,6 95,6 25,0 17,8 4,7 18,0 4,7 5584 1461,8 6,05
0,010 15,0 258,6 67,7 101,0 26,4 17,9 4,7 18,5 4,8 5413 1417,0 6,04
0,021 30,0 261,0 68,3 104,0 27,2 18,7 4,9 19,0 5,0 5,97
0,042 60,0 295,9 77,5 18,4 4,8 18,2 4,8 5636 1475,4 5,89
0,083 120,0 336,8 88,2 98,8 25,9 18,8 4,9 20,0 5,2 5561 1455,8 5,75
0,167 240,0 396,4 103,8 106,0 27,7 21,6 5,7 20,1 5,3 5521 1445,3 5,51
0,333 480,0 521,4 136,5 106,0 27,7 22,1 5,8 21,1 5,5 5797 1517,5 5,10
Appendix 4
XIV

P10 SS = 25,8 g/l VSS = 19,5 g/l
Tid(d) Tid (h) VFA VFA/VSS NH4-N NH4-N/VSS COD COD/VSS PO4-P PO4-P/VSS pH
0,00 0,0 569,8 29,3 39,5 2,0 2426 124,5 5,94 0,30 6,38
2,67 64,0 1371,8 70,4 135,0 6,9 4890 251,0 20,10 1,03 5,90
4,67 112,0 1836,9 94,3 153,0 7,9 4955 254,4 16,20 0,83 5,95
6,00 144,0 2023,9 103,9 186,0 9,5 5583 286,6 17,20 0,88 5,96
9,67 232,0 2458,8 126,2 245,0 12,6 6467 332,0 28,00 1,44 5,79
11,90 285,5 2749,9 141,2 328,0 16,8 6000 308,0 10,70 0,55 5,79
16,96 407,0 2919,4 149,9 5,63
P20 SS = 22,0 g/l VSS = 18,8 g/l
Tid (d) Tid (h) VFA VFA/VSS Tot-P Tot-P/VSS NH4-N NH4-N/VSS COD COD/VSS pH
0,00 0,0 929,4 49,6 58,2 3,1 67,5 3,6 2524 134,6 6,00
0,79 19,0 1361,8 72,6 67,3 3,6 111,0 5,9 3376 180,1 5,67
1,81 43,5 1773,7 94,6 109,0 5,8 163,0 8,7 5237 279,3 5,61
2,77 66,5 1909,4 101,8 93,9 5,0 200,0 10,7 5734 305,8 5,53
5,81 139,5 2826,7 150,8 110,0 5,9 323,0 17,2 7448 397,2 5,48
7,73 185,5 3331,6 177,7 407,0 21,7 9000 480,0 5,40
8,96 215,0 3441,8 183,6 446,0 23,8 8462 451,3 5,42
12,77 306,5 3620,7 193,1 472,0 25,2 7571 403,8 5,41
14,85 356,5 3743,9 199,7 5,60
16,77 402,5 3682,8 196,4 5,70
P30 SS = 20,8 g/l VSS = 16,3 g/l
Tid(d) Tid (h) VFA VFA/VSS Tot-P Tot-P/VSS NH4-N NH4-N/VSS COD COD/VSS PO4-P PO4-P/VSS pH
0,00 0,0 700,2 43,0 29,7 1,8 47,9 2,9 1894 116,3 25,30 1,55 5,77
1,73 41,5 1677,0 103,0 69,1 4,2 158,0 9,7 5162 317,1 69,60 4,28 5,41
2,96 71,0 1955,7 120,1 5,31
4,17 100,0 2126,4 130,6 5,31
4,67 112,0 2201,9 135,3 84,9 5,2 240,0 14,7 6892 423,3 82,00 5,04 5,25
6,90 165,5 2597,0 159,5 95,2 5,8 247,0 15,2 7357 451,9 84,50 5,19 5,29
8,85 212,5 2783,9 171,0 66,7 4,1 285,0 17,5 6420 394,3 63,80 3,92 5,34
10,81 259,5 2647,8 162,6 5,20
Appendix 4
XV

Appendix 5
Appendix 5: Mätresultat från fosforsläppsförsök
P-släppsförsök P-släpp, Ö20, enzym
Datum
2002-09-10, v37
Luftning T=1 min T=180 min
Före Efter VFA Acetat VFA Acetat
Temperatur (°C) 13,0 18,4 22,0 22,0 22,0 22,0
pH 6,68 8,01 7,93 7,93 7,07 7,36
O2 (mg/l) 1,20 9,30
SS (g/l) 3,07 2,87 2,92
VSS (g/l) 2,37 2,29 2,41
PO4-P filt. (mg/l) 15,40 6,14
VFA Acetat
Tillsatt volym (l) 0,1265 0,0135
Konc. (mg COD/l) 4270 40000
Totalt (mg COD) 540 540
Konc. i bägare (mg COD/l) 300 300
Konc. (mg VFA/l) 87,4
Totalt (mg VFA) 11
Konc. i bägare (mg VFA/l) 6,1
Tid
Fosfat, filtr. (PO4-P)
(min) (mg/l) (mg/g VSS)
VFA Acetat VFA Acetat
0 3,48 3,7 1,47 1,56
1 3,70 4,24 1,56 1,79
15 4,13 10,33 1,74 4,36
30 6,85 20,65 2,89 8,71
45 10,33 33,15 4,36 13,99
60 14,13 43,48 5,96 18,35
75 17,93 52,17 7,57 22,01
90 21,20 58,7 8,95 24,77
105 23,37 65,22 9,86 27,52
120 26,09 69,57 11,01 29,35
135 29,35 73,91 12,38 31,19
150 31,52 76,09 13,30 32,11
165 34,24 78,26 14,45 33,02
180 36,41 80,43 15,36 33,94
195
XVII

Appendix 5
P-släppsförsök
P-släpp, P20, enzym
Datum
2002-09-18, v38
Luftning T=1 min T=195min
Före Efter VFA Acetat VFA Acetat
Temperatur (°C) 9,0 19,7 21,0 22,0 21,0 21,0
pH 6,76 8,05 7,57 7,98 7,10 7,43
O2 (mg/l) 2,70 8,60
SS (g/l) 3,19 2,94 3,02
VSS (g/l) 2,53 2,41 2,52
PO4-P filt. (mg/l) 7,91 0,65
VFA Acetat
Tillsatt volym (l) 0,098 0,0135
Konc. (mg COD/l) 5500 40000
Totalt (mg COD) 540 540
Konc. i bägare (mg COD/l) 300 300
Konc. (mg VFA/l) 400
Totalt (mg VFA) 39,2
Konc. i bägare (mg VFA/l) 21,8
Tid
Fosfat, filtr. (PO4-P)
(min) (mg/l) (mg/g VSS)
VFA Acetat VFA Acetat
0 0,71 0,65 0,28 0,26
1 1,20 1,09 0,47 0,43
15 5,45 8,45 2,15 3,34
30 8,18 22,09 3,23 8,73
45 11,45 36,27 4,53 14,34
60 15,27 51,27 6,04 20,26
75 17,73 36,55 7,01 14,45
90 20,18 44,73 7,98 17,68
105 22,91 49,09 9,06 19,40
120 24,55 52,36 9,70 20,70
135 26,73 56,18 10,57 22,21
150 29,45 58,91 11,64 23,28
165 30,55 61,36 12,08 24,25
180 32,73 62,18 12,94 24,58
195 35,45 62,18 14,01 24,58
XVIII

Appendix 5
P-släppsförsök
P-släpp, P20, referens
Datum
2002-09-24, v39
Luftning T=1 T=180
Före Efter VFA Acetat VFA Acetat
Temperatur (°C) 12,0 20,0 20,0 20,0 20,7 20,6
pH 6,68 7,84 7,18 7,48 7,07 7,26
O2 (mg/l) 0,40 7,30
SS (g/l) 3,94 3,92 4,14
VSS (g/l) 3,13 3,13 3,34
PO4-P filt. (mg/l) 16,43 0,06
VFA Acetat
Tillsatt volym (l) 0,186 0,0135
Konc. (mg COD/l) 2900 40000
Totalt (mg COD) 540 540
Konc. i bägare (mg COD/l) 300 300
Konc. (mg VFA/l) 1140
Totalt (mg VFA) 212
Konc. i bägare (mg VFA/l) 118
Tid
Fosfat, filtr. (PO4-P)
(min) (mg/l) (mg/g VSS)
VFA Acetat VFA Acetat
0 0,10 0,11 0,03 0,04
1 3,10 0,74 0,99 0,24
15 10,50 9,07 3,35 2,90
30 20,50 24,93 6,55 7,96
45 30,50 37,97 9,74 12,13
60 40,00 51,00 12,78 16,29
75 44,00 58,93 14,06 18,83
90 50,00 62,90 15,97 20,10
105 54,00 70,83 17,25 22,63
120 55,00 74,80 17,57 23,90
135 57,00 76,50 18,21 24,44
150 57,00 78,20 18,21 24,98
165 57,50 79,90 18,37 25,53
180 57,50 83,30 18,37 26,61
195
XIX

Appendix 5
P-släppsförsök
P-släpp, P20
Datum
2002-10-02, v40
Luftning T=1 T=195
Före Efter VFA Acetat VFA Acetat
Temperatur (°C) 12,0 20,0 20,0 20,0 20,0 20,0
pH 6,66 7,80 7,02 7,72 7,08 7,30
O2 (mg/l) 0,07 7,00
SS (g/l) 4,65 4,53 4,59
VSS (g/l) 3,72 3,55 3,65
PO4-P filt. (mg/l) 9,64 0,05
VFA Acetat
Tillsatt volym (l) 0,06 0,0135
Konc. (mg COD/l) 9000 40000
Totalt (mg COD) 540 540
Konc. i bägare (mg COD/l) 300 300
Konc. (mg VFA/l) 3333
Totalt (mg VFA) 200
Konc. i bägare (mg VFA/l) 111
Tid
Fosfat, filtr. (PO4-P)
(min) (mg/l) (mg/g VSS)
VFA Acetat VFA Acetat
0 0,10 0,16 0,03 0,04
1 1,56 1,30 0,42 0,35
15 10,42 14,06 2,80 3,78
30 22,92 21,35 6,16 5,74
45 34,90 37,50 9,38 10,08
60 42,71 45,83 11,48 12,32
75 47,40 51,04 12,74 13,72
90 50,00 59,90 13,44 16,10
105 51,04 65,10 13,72 17,50
120 52,08 68,23 14,00 18,34
135 53,13 72,40 14,28 19,46
150 52,60 73,96 14,14 19,88
165 55,73 77,08 14,98 20,72
180 56,77 78,13 15,26 21,00
195 56,25 79,17 15,12 21,28
XX

Appendix 5
P-släppsförsök
P-släpp, P30
Datum
2002-10-28, v44
Luftning T=1 T=180
Före Efter VFA Acetat VFA Acetat
Temperatur (°C) *** 17,0 20,0 20,0 20,0 20,0
pH *** 7,59 6,79 7,75 7,02 7,35
O2 (mg/l) *** 7,80
SS (g/l) *** 3,64 3,58 3,60
VSS (g/l) *** 2,69 2,73 2,75
PO4-P filt. (mg/l) *** ***
VFA Acetat
Tillsatt volym (l) 0,084 0,0135
Konc. (mg COD/l) 6420 40000
Totalt (mg COD) 540 540
Konc. i bägare (mg COD/l) 300 300
Konc. (mg VFA/l) 2784
Totalt (mg VFA) 234
Konc. i bägare (mg VFA/l) 130
Tid
Fosfat, filtr. (PO4-P)
(min) (mg/l) (mg/g VSS)
VFA Acetat VFA Acetat
0 0,20 0,20 0,07 0,07
1 1,00 0,40 0,37 0,15
15 2,45 2,20 0,91 0,82
30 6,95 7,20 2,58 2,68
45 12,00 10,00 4,46 3,72
60 15,50 14,50 5,76 5,39
75 20,00 18,50 7,43 6,88
90 23,50 22,00 8,74 8,18
105 26,00 25,00 9,67 9,29
120 28,50 28,50 10,59 10,59
135 31,00 30,00 11,52 11,15
150 32,00 31,50 11,90 11,71
165 33,00 32,50 12,27 12,08
180 34,50 33,50 12,83 12,45
195
XXI

Appendix 5
P-släppsförsök
P-släpp, P10
Datum
02-11-13, v46
Luftning T=1 T=180
Före Efter VFA Acetat VFA Acetat
Temperatur (°C) 13,0 17,0 19,2 19,2 20,0 20,0
pH 6,90 8,14 7,30 7,85 7,23 7,46
O2 (mg/l) 1,00 8,50
SS (g/l) 3,59 3,12 3,67 3,53 3,64
VSS (g/l) 2,71 2,89 2,74 2,79 2,89
PO4-P filt. (mg/l) 3,55 0,38
VFA Acetat
Tillsatt volym (l) 0,09 0,0135
Konc. (mg COD/l) 6000 40000
Totalt (mg COD) 540 540
Konc. i bägare (mg COD/l) 300 300
Konc. (mg VFA/l) 2750
Totalt (mg VFA) 248
Konc. i bägare (mg VFA/l) 137,5
Tid
Fosfat, filtr. (PO4-P)
(min) (mg/l) (mg/g VSS)
VFA Acetat VFA Acetat
0 0,33 0,33 0,12 0,12
1 1,36 0,44 0,50 0,16
15 7,36 5,45 2,72 2,01
30 15,27 12,55 5,63 4,63
45 22,91 23,45 8,45 8,65
60 27,82 30,55 10,27 11,27
75 33,82 37,64 12,48 13,89
90 39,82 42,55 14,69 15,70
105 44,18 46,91 16,30 17,31
120 46,91 51,27 17,31 18,92
135 50,18 54,00 18,52 19,93
150 52,36 54,55 19,32 20,13
165 53,45 57,27 19,72 21,13
180 55,64 58,26 20,53 21,50
195
XXII

Lund 2003