anammox som ny process – klar för generell tillämpning i full

anammox som ny process – klar för generell tillämpning i full

ANAMMOX SOM NY PROCESS –
KLAR FÖR GENERELL TILLÄMPNING
I FULL SKALA VID KOMMUNALA
AVLOPPSVERK?
PresenINNEHÅLLSFÖRTECKNING
tation av
Bengt
Hultman
I. INLEDNING
II. TEORETISKA ASPEKTER
III. EXEMPEL PÅ FÖRSÖKSRESULTAT
FRÅN PILOT-ANLÄGGNING VID SYVAB
IV. STYRNING OCH ÖVERVAKNING
V. EXEMPEL PÅ REAKTORUTFORMNING
VI. SLAMÅLDERSBEGREPPET
VII. SYSTEMTEKNIK
VIII.REKOMMENDATIONER FÖR GENOMFÖRANDE
IX. TILLERKÄNNANDE OCH INFORMATION
I INLEDNING
Anammox i miljön
Anammox som
teknik/processutformning
Tillämpningsområden för Anammox
Anammox som forskning
Anammox som del i systemteknik
II TEORETISKA ASPEKTER
Några biologiska delprocesser vid kvävets
kretslopp
Anammox och deammonifikation
Kvävets omvandling
Identifiering av anammoxreaktion
Exempel på aktivitetsmätning
Teoretiska överväganden vid bedömning av
kvävereaktionsförlopp
Teoretiska begränsningar för
deammonifikation vid tekniskt genomförande
NÅGRA BIOLOGISKA DELPROCESSER
VID KVÄVETS KRETSLOPP
Tillförsel från biomassa till
vätskefas
ƒ Ammonifikation
Oxidation av lösta ämnen
ƒ Nitratation
ƒ Nitritation
ƒ Nitrifikation
Upptag till biomassa från
vatten/gas
ƒ Assimilation
ƒ Kvävefixering
Reduktion av lösta ämnen
ƒ Denitration
ƒ Denitritation
ƒ Denitrifikation
Speciella anaeroba processer Speciella reaktionsförlopp
ƒ Anaerob nitrifikation
ƒ Bildning av lustgas
ƒ Anammox
ƒ Bildning av nitrosoaminer
ANAMMOX OCH DEAMMONIFIKATION
Anammox = Anaerob ammoniumoxidation (med nitrit)
NH4+ + NO2- Æ N2 + 2H2O
På grund av cellsyntes bildas även ca 5% nitrat
Deammonifikation = Kombinationen partiell nitritation
(ca 50% oxidation av ammonium)
och anammox
Partiell nitritation: Lic. avhandlingar Marta Tendaj (1985)
Agnes Mossakowska (1994)
KVÄVETS OMVANDLING
O2
Spara energi!
Csource
NO3-N
NO2-N
NH2OH
N2H4
NH3
O2
Ingen extern
kolkälla!
N2
Nitritation
Nitratation Nitrifikation
Denitrifikation
Anammox
Energi
Kemikalier (metanol)
CO2 emission
Traditionell teknik
1,3 kWh/kg N
2,3 kg/kg N
3,5 ton/ton N
Deammonifikation
(Anammox)
0,5 kWh/kg N
0 kg/kg N
0,4 ton/ton N
IDENTIFIERING AV ANAMMOXREAKTION
”Oförklarlig” minskning av löst
kvävehalt
Mikrobiell karakterisering (t ex FISHtest)
Aktivitetsmätningar (tillsats av
ammoniumnitrit)
EXEMPEL PÅ AKTIVITETSMÄTNING
Samband
mellan
avlägsnad
ammonium
och nitritkvävehalt.
TEORETISKA ÖVERVÄGANDEN
VID BEDÖMNING AV
KVÄVEREAKTIONSFÖRLOPP
Termodynamik: Högst ca 55% av energin vid reaktionen kan
överföras till energi i bildat slam; maximal aktivitet i celler är relativt
konstant räknat på ”elektronacceptor” t ex syre; teoretiska värden
kan erhållas på slamutbyteskoefficient och maximal
tillväxtshastighet (fördubblingshastighet)
Reaktionskinetik: Halt av ”energikälla” och ”elektronacceptor”,
temperatur, pH, hämmande ämnen etc
Diffusion: Speciellt för mikroorganismer på bärarmaterial men
eventuellt även för cellmembran (t ex ladderaner)
Samspel mellan mikroorganismer: ”survival for the fittest” (t ex
betingelser som gynnar Nitrosomonas och missgynnar Nitrobacter)
TEORETISKA BEGÄNSNINGAR FÖR
DEAMMONIFIKATION
VID TEKNISKT GENOMFÖRANDE
Termodynamiska villkor leder till låg maximal
tillväxthastighet, men omsättningshastigheten
(energikälla, elektronacceptor) kan ändå vara hög
Reaktionskinetik med de speciella betingelser som
gäller för att selektivt gynna nitritation (t ex lågt pHvärde och syrehalt) och inte erhålla nitratation leder
till låga tillväxthastigheter
Diffusion i biofilm eller genom cellmembran kan
minska tillväxthastigheten
Villkor att gynna partiell nitritation och anammox kan
leda till olika processtekniska restriktioner utifrån
”survival for the fittest”
III EXEMPEL PÅ FÖRSÖKSRESULTAT
FRÅN PILOT-ANLÄGGNING VID SYVAB
Försök vid KTH i pilot-skala (Himmerfjärden; SYVAB),
kontinuerlig laboratorieanläggning och diskontinuerliga
försök (från och med 2000). Himmerfjärdsverket:
Pilotanläggning vid Himmerfjärdsverket –
tvåstegsprocess
Kvävevariationer – R1
Kvävevariationer – R2
Kvävereduktion som funktion av inkommande kvot
mellan nitrit- och ammoniumkväve (R2)
Pilotanläggning vid Himmerfjärdsverket – en-slamteknik
Kvävevariationer
Enstegsprocess med bärarmaterial
Inverkan av syrehalt på reaktionsförlopp
Pilotanläggning vid
Himmerfjärdsverket - tvåstegsprocess
Konduktivitet
Konduktivitet
syre
lagringstank
pH, T
Sedimenteringstank
Konduktivitet
Sedimenteringstank
pH, T
Utlopp
Inkommande
rejektvatten
kolonn
luft
Spädvatten
R1
PARTIELL
NITRITATION
R2
ANAMMOX
Kvävevariationer –
R1
Kvävevariationer –
R2
Kvävereduktion som funktion av
inkommande kvot mellan nitritkväve
100
- och
ammonium
N reduktion (%)
90
80
Avskilt N för
NO2/NH4
1,0-1,5: 87%
i genomsnitt
70
60
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
NO 2 -N/NH4 -N in
1,6
1,8
2,0
Pilotanläggning vid
Himmerfjärdsverket - enstegsprocess
Konduktivitet
Konduktivitet
syre
lagringstank
pH, T
Utlopp
Inkommande
rejektvatten
luft
Sedimenteringstank
Enstegsprocess med bärarmaterial
Två skikt med aktiva mikroorganismer
• Ett yttre skikt med oxidation av ammonium
till nitrit (kräver syre men i låga halter)
• Ett inre skikt med Anammox
(sker vid syrefria betingelser)
Dessa betingelser leder till att nitritationen blir
begränsande för deammonifikationen
Bildning av nitrat är inte önskvärd (och kräver
t ex låg syrehalt)
Ett optimum för syrehalten förefaller att uppgå
till t ex 2-3 mg O2/l i vätskan utanför biofilmen
Inverkan av syrehalt på reaktionsförlopp
3
y = 0,4705x + 0,7443
R2 = 0,9189
2,5
-2 -1
N removal [g N m d ]
2
1,5
y = -0,0873x2 + 0,6698x + 0,5218
R2 = 0,7808
1
y = 0,1487x - 0,0714
R2 = 0,8541
0,5
0
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
-0,5
-3
DO concentration [g O2 m ]
N rem
NH4-N rem
NO3 prod
3,5
4
4,5
IV STYRNING OCH ÖVERVAKNING
Elektrokemiska mätmetoder
Konduktivitet – exempel
Alkalinitet
Olika kvävefraktioner
ELEKTROKEMISKA MÄTMETODER
Konduktivitet (salthalt)
pH-värde (nitrifikation; cellsyntes för
anammox)
Redoxpotential (kvot nitrat/nitrit)
Syrehalt (partiell nitritation; anammox)
60
50
40
30
y = 10.158x + 0.0613
20
2
R = 0.8112
10
0
0
2
4
6
conductivity
-1
[mS cm ]
Samband mellan
ammoniumhalt och
konduktivitet i
inkommande
rejektvatten
8
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
-1
-1
oxidised NH4-N [mmol l ]
-1
NN4-N [mmol l ]
70
removed N inorg [mmol l ]
KONDUKTIVITET - EXEMPEL
y = 10.9x + 11.82
R2 = 0.69
0
1
2
3
removed conductivity
[mS cm -1]
Samband mellan
halt oxiderat
ammoniumkväve
och avlägsnad
konduktivitet
4
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
y = 15.04x + 3.27
R2 = 0.83
0
1
removed conductivity
[mS cm -1]
Avlägsnad halt av
oorganiskt kväve
som funktion av
avlägsnad
konduktivitet
2
V EXEMPEL PÅ REAKTORUTFORMNING
Enstegs- och tvåstegsteknik
Biomembranreaktor
Reaktor med suspension – SBR-teknik
Reaktor med biorotorer
Reaktor med suspension –
SBR-teknik
Påfyllnad av rejektvatten
Partiell nitritation (låg syrehalt)
Anammox (omröring ingen luftning)
Separation slam/vattenfas
Reaktor med biorotorer
Vissa problem kan erhållas vid användning av kaldnesmaterial vid
anammox/deammonifikation
„
„
„
Lyftkraft av bildade kvävgasbubblor
Nedslitning av bärarmaterialet
Lufttillförsel/omröring
Två seriekopplade biorotorer kan lösa vissa problem om de utformas
så att nedsänkningsnivån kan regleras, antingen via biorotorernas
höjdläge eller rejektvattennivån
„
„
„
Minskad effekt av kvävebubblors lyftkraft
Nedslitning bör kunna begränsas
Lufttillförsel/omröring bör kunna styras via nedsänkningsdjup
och omröringshastighet
Om andelen nedsänkt biorotor i rejektvattnet kan regleras kan de
användas för nitrifikation, nitritation, anammox, deammonifikation
och denitrifikation. Med sådan flexibilitet kan:
„
„
En investering i rejektvattenbehandling komma till användning
i ett tidigt skede
En successiv anpassning ske till deammonifikation
VI SLAMÅLDERSBEGREPPET
Vanlig definition
Påverkan av slammängd i
luftningsbassäng
Uttagen slammängd per tidsenhet
Effekter av inympning
Vanlig definition av slamålder i
aktivslamprocess
SLAMÅLDER =
SLAMMÄNGD I REAKTOR
UTGÅENDE SLAMMÄNGD/TIDSENHET
SLAMMÄNGD I REAKTOR = MEDELSLAMHALT * VOLYM
(ibland räknad på aktiv del, t ex luftad zon)
UTGÅENDE SLAMMÄNGD/TIDSENHET = UTGÅENDE
SS-HALT * UTGÅENDE FLÖDE (KLARVATTEN) +
UTGÅENDE SS-HALT * UTGÅENDE FLÖDE
(ÖVERSKOTTSSLAM)
Slammängd i reaktor
Sedimenteringsbassäng: Högsta slamhalt i utloppet bestäms
enligt den s k ”solid flux teorin” (partikelflödesteorin) som är en
funktion av SS-halt i utloppet, ytbelastning på
sedimenteringsbassängen och slammets
sedimenteringsegenskaper (mätt t ex med slamindex)
Slamegenskaper: Styrs av inkommande avloppsvattens
sammansättning, beskickningssätt, olika processbetingelser och
eventuella tillsatser som tyngande material och flockningsmedel
(slamegenskaper är svåra att förutsäga)
Beskickningssätt: Om allt inkommande avloppsvatten tillförs
inloppet till luftningsbassängen kommer slamhalten i
luftningsbassängen att bli lika med (returslammets halt *
returslamflöde)/(inkommande flöde + returslamflöde). En
betydande ökning av medelslamhalten erhålles om delar av
luftningsbassängen används för behandling av hela eller del av
returslammet (t ex nitrifikation eller denitrifikation) eller
användning av stegbeskickning. Medelslamhalten kan därmed
ökas t ex med en faktor 2 – men kan innebära vissa
begränsningar i reningsresultat.
Uttagen slammängd per tidsenhet
Uttagen slammängd räknad som VSS (Volatile Suspended
Solids) beror på faktorer som inkommande mängd inert
organiskt material, bildad slammängd per mängd
nedbruten organiskt material och endogen
respiration (andning) hos det aktiva slammet. Slammängd
från nitrifikationsbakterier och anammox kan i regel
försummas.
Som approximation kan uttagen slammängd skrivas:
Uttagen slammängd = Avlägsnad COD-mängd * Yapp
där Yapp = skenbar substratutbyteskoefficient (ca 0,3 kg
VSS/kg COD)
Andel nitrifikationsbakterier i aktivt slam
Mängd nitrifikationsbakterier kan skrivas:
Mängd nitrifikationsbakterier = Avlägsnad ammoniummängd * Yn
där Yn är substratutbyteskoefficienten (ca 0,05 kg VSS/kg N)
Andel nitrifikationsbakterier i slammet blir därmed:
Yn * Avlägsnad ammoniumhalt
Andel =
Yapp * Avlägsnad COD-halt
Andelen nitrifikationsbakterier gynnas av en hög kvot av
avlägsnad ammoniumhalt och avlägsnad COD-halt och
underlättas av effektiv förfällning eller av ett föregående
högbelastat biologiskt steg (med slamseparering)
Effekter av nitrifikation av delström
och inympning i huvudström (allmänt)
Uttagen slammängd från aktivslamsteget beror i huvudsak på heterotrofa
bakterier och kan skrivas:
Uttagen slammängd: Tillförd slammängd från delström, Td, (kg/dygn) +
Uttagen slammängd utifrån avlägsnad COD, Ta (kg/dygn)
Uttagen mängd nitrifikationsbakterier: Yn * (avlägsnad ammoniumhalt pga
nitrifikation) * delflöde, Tdn (kg/dygn) + Yn * (avlägsnad ammoniumhalt pga
nitrifikation) * huvudströmflöde (Tan) (kg/dygn)
Andelen nitrifikationsbakterier i luftningsbassängen är densamma som i
uttaget överskottsslam och kan skrivas:
Andel =
Tdn + Tan
Td + Ta
För att öka andelen nitrifikationsbakterier i det inympande materialet bör
Tdn/Td > Tan/Ta vid långtgående nitrifikation (dvs att betingelser i
huvudströmmen kan ge nitrifikation, medan inympning i annat fall leder till
partiell nitrifikation).
Effekter av nitrifikation av delström
och inympning i huvudström
(exemplifiering)
Behandling av delströmmar med nitrifikation har två effekter vid inympning:
• Nitrifikationen i delströmmarna innebär att totala ammoniummängden i inkommande
avloppsvatten minskat
• Bildade nitrifikationsbakterier kan användas för inympning
Antag att krav på kvävereduktion och systemuppbyggnad leder till att minst 80% av
inkommande ammonium måste nitrifieras eller avlägsnas som slam. Av inkommande
ammoniummängd kan t ex avlägsnande ske som:
• Avlägsnande via överskottsslam, t ex 10%
• Avlägsnande via separat rejektvattenhantering, t ex 10%
• Avlägsnande via separat delström, t ex 20%
Om den separata delströmmen återförs till huvudströmmen skulle en ammoniumreduktion
på 50% vara tillräcklig för att nå totalt en 80%-ig minskning av inkommande
ammoniumhalt. Kombinationen av inympning (från rejektvattenbehandling och delflöde)
och minskad inkommande ammoniumhalt (eftersom 40% redan avlägsnats) innebär
sannolikt att befintlig aktivslamprocess klarar detta (ev efter ändring av beskickningssätt).
Kombination av behandling av delströmmar och huvudström kan därför vara attraktiv.
VII SYSTEMTEKNIK
Enbart behandling av huvudflöde
Tillförsel av nitrifikationsbakterier
Separat behandling av uppkoncentrerade flöden
Användning av magnesiumammoniumfosfat
Utfällning av magnesiumammoniumfosfat och biologisk
upplösning med nitrifikationsbakterier
Resultat med biologisk upplösning
Exempel på övriga effekter Syreförbrukning vid
kväveprocesser/COD
Bedömning av syre- och kemikaliebehov vid
kvävereningsprocessen
Konkurrens om organiskt material
Bedömning utifrån energiaspekter/allmänt
Bedömning utifrån energiaspekter/exempel
Slamproduktion/slamavvattning
Enbart behandling av huvudflöde
/Fördenitrifikation
Ett enkelt och väl beprövat system är fördenitrifikation. Tre
principiella nackdelar är:
„
„
„
Enbart recirkulerat nitrat kan avlägsnas via denitrifikation (begränsar
kvävereduktionen till ca 80%, dvs att nå 10 mg N/l om inkommande
kvävehalt överstiger 40 mg N/l)
Volymbehovet varierar betydligt med temperaturen (t ex 3 ggr större
på vintern än sommaren)
Slamhalten är densamma i hela reaktorvolymen
Kompenseringsmöjligheter är bl a:
„
„
„
Ökad reningsgrad, t ex kompletterande rening som denitrifikation i
sandfilter (tillsats av kolkälla)
Kompensering av volymbehov med ökad förbehandling och tillsats av
extern/internt producerad kolkälla
Ändrat beskickningssätt och tillsats av tyngande material (t ex
vinter/vår; eventuellt internproducerat)
Enbart behandling av huvudflöde
/Efterdenitrifikation
Efterdenitrifikation är också ett enkelt och väl beprövat
system. Två principiella nackdelar finns:
„
„
Två separata steg behövs ett för nitrifikation och ett för
denitrifikation
Organiskt material (kolkälla) krävs för denitrifikationen (t ex
metanol)
Kompenseringsmöjligheter är bl a:
„
„
För två separata steg kan kanske befintliga volymer användas
t ex slutfilter eller flockningsbassänger i efterfällningssteg (inkl
recirkulering av avskilt slam)
Kolkällan kan produceras internt (t ex hydrolys av primärslam)
eller erhållas som t ex industriell biprodukt (som bör ha lågt
ammoniuminnehåll)
Olika alternativ för inympning
Två viktiga vägar finns för att inympa t ex
nitrifikationsbakterier:
Återföring av nitrifikationsbakterier från ett steg i
sidoström med inkommande behandlat avloppsvatten
t ex som biobädd efter högbelastat aktivslamsteg och
återföring av nitratrikt vatten med
nitrifikationsbakterier (t ex RYA-verket) eller t ex via
biomembranreaktor enbart återföring av
nitrifikationsbakterier
Koncentrering av ammonium med olika metoder för
att på denna ström åstadkomma nitrifikation för
inympning
Användning av
magnesiumammoniumfosfat
Utfällning av magnesiumammoniumfosfat har
tidigare setts som ett stort driftproblem eftersom
utfällningarna kan orsaka igensättningar på
ledningar m m.
Utfällning kan ske på liknande sätt som traditionell
kemisk fällning med flockningssteg och separering
(t ex sedimentering) eller utfällning på
bärarmaterial (t ex sandbädd; kristallaktor)
Magnesiumammoniumfosfat kan användas som ett
långsamt upplösbart gödningsmedel och kan ses
som ett led för återföring av fosfor till produktiv
mark
Utfällning av
magnesiumammoniumfosfat
och biologisk upplösning med
nitrifikationsbakterier
FORMLER
Utfällning av magnesiumammoniumfosfat
Mg
2+
+
+ NH4 +
3PO4
Æ MgNH4PO4
Upplösning av magnesiumammoniumfosfat vid nitrifikation
2+
MgNH4PO4 + 1½O2 Æ Mg + NO2 + H2PO4 + H2O
MgNH4PO4 + 2O2 Æ Mg2+ + NO3- + H2PO4- + H2O
Resultat med biologisk upplösning
10
18
9
16
8
14
7
12
6
10
5
8
4
6
3
konduktivitet mS/m
4
2
1
0
0
10
20
7
300
6
250
5
200
4
150
3
konduktivitet mS/m
pH
100
2
pH
0
350
pH
20
Konduktivitet mS/m
Slam med struvit
pH
Konduktivitet mS/m
Blank med struvit
30
tid , dygn
40
50
2
50
1
0
0
0
10
20
30
tid, dygn
40
50
Källor för magnesiumjoner
Dolomit använd för produktion av olika
magnesiumprodukter
Havsvatten, indunstat havsvatten som salt
(magnesiuminnehåll ca 1,3 g/kg) , ”bittern” (producerad
genom soldestillation av havsvatten) och andra
upparbetningsmetoder för koncentrering av
magnesiumjoner ur havsvatten
Avskilda produkter (utfällning, jonbyte, nanofiltrering)
vid avlägsnande av hårdhet vid vattenbehandling
Olika övriga mineraler och restprodukter (inkl urin och
utfällt magnesiumammoniumfosfat vid olika
behandlingsprocesser)
Återvinning vid olika avloppsvattenreningsprocesser
Konkurrens om organiskt material
Aerob (närvaro av syre) nedbrytning av heterotrofer
Biologisk fosforreduktion (kräver organiska ämnen med
låg molekylvikt (t ex acetat)
Denitrifikation (stökiometriskt 2,86 g COD/g avlägsnat
N; ca 4 g COD/g avlägsnat N inkl. cellsyntes vid
efterdenitrifikation; ca 10 g COD/g avlägsnat N vid
fördenitrifikation)
Denitration (stökiometriskt 1,14 g COD/g avlägsnat N)
Denitritation (stökiometriskt 1,71 g COD/g avlägsnat N)
Anaerob (syrefri) nedbrytning i rötkammare för
produktion av metangas
Anammoxreaktionen konkurrerar inte om organiskt
material och och kan underlätta biogasproduktion,
biologisk fosforreduktion, kompletterande heterotrof
denitrifikation etc utan tillsats av extern kolkälla
Syreförbrukning vid
kväveprocesser/COD
Nitrifikation: 4,57 g O2/g N oxiderat ammoniumkväve
(4,3 inkl cellsyntes)
Nitritation: 3,43 g O2/g N oxiderat ammonium
Nitratation: 1,14 g O2/g N oxiderat nitrit
Partiell nitritation (50%) följt av anammox: 1,37 g
O2/g avlägsnat N
Aerob nedbrytning av COD ca 0,6 g O2/inkommande g
COD (COD innehåll ca 10% i utgående avloppsvatten
och 30% som överskottsslam av inkommande COD)
Nitrifikation följd av fullständig denitrifikation: 4,57 –
2,86 = 1,71 g O2/g avlägsnat N
Nitritation följd av fullständig denitratation: 3,43 –
(3/5) * 2,86 = 1,71 g O2/g avlägsnat N
Bedömning av syre- och kemikaliebehov
vid kvävereduktionsprocesser
Det lägsta teoretiska syrebehovet för att biologiskt överföra
ammonium till kvävgas är 1,71 g O2/g oxiderat ammoniumkväve.
Fullständig nitrifikation erfordrar 2 mol O2 per mol ammonium, dvs
64/14 = 4,57 g O2/gN. Oxidationen ammonium till nitrat svarar mot
8 valenssteg (-III - +V) medan oxidation av ammonium till kvävgas
endast tre valenssteg (-III – 0). (3/8 * 4,57 = 1,71)
Utifrån processdesign blir efterdenitrifikation med fullständig
nitrifikation följt av denitrifikation ett syrekrävande (och därmed
energikrävande) system
Behovet av organiskt material uppgår till:
„
„
Vid efterdenitrifikation ca 4 g COD/g avlägsnat N (ca 3 g COD/g
avlägsnat N vid denitritation)
Vid fördenitrifikation ca 10 g COD/g avlägsnat N (betydande del av COD
bryts ned aerobt)
Anammoxreaktionen har lågt syrebehov och erfordrar ingen kolkälla
och har därmed en principiell fördel för vatten med låg halt av
biologiskt nedbrytbart organiskt material, om brist föreligger på
kolkälla eller om önskemål finns om utökad biogasutvinning
Bedömning utifrån
energiaspekter/allmänt
Typiska inkommande specifika föroreningsmängder till ett kommunalt
avloppsverk kan vara:
COD: 160 g COD/p,d (10 syreekvivalenter/p,d)
N: 14 g N/p,d (1 mol N/p,d)
P: 3,1 g P/p,d (0,1 mol P/p,d)
Utifrån stökiometri är N i överskott i förhållande till P för att fälla ut
magnesiumammoniumfosfat. Kvoten COD/N = 11,4 g/g indikerar att
huvuddelen av det organiska materialet erfordras som kolkälla vid
fördenitrifikation (många avloppsverk tillsätter en extern kolkälla).
1 kg COD har ungefär samma energiinnehåll oberoende av det
organiska materialets innehåll (fett, kolhydrat, protein etc) och uppgår
approximativt till 14000 kJ/kg COD (t ex 2240 kJ/p,d eller 620
kWh/p,d). Bränslevärdet i l L bensin är ca 35000 kJ eller 8,8 kWh/p,d).
Genom att följa COD innehåll och nedbrytningsförlopp kan CEP-värdet
(Chemical Energy Potential) följas för att bedöma potential för t ex
biogasutvinning.
Bedömning utifrån
energiaspekter/exempel
Kvalitén på organiskt material är viktig för BiO-P (främst lågmolekylära och
lättnedbrytbara organiska föreningar), denitrifikation (främst lösta och lätt
hydrolyserbara organiska föreningar) och aerob nedbrytning (biologisk
nedbrytbar substans).
Processutformning bör göras så att specifik användning av organiskt material
gynnas för syftet t ex biologisk fosforreduktion och denitritation/denitrifikation
Det organiska material som tas upp av fosfatackumulerande bakterier kan
oxideras vid denitritation/denitrifikation.
Det teoretiskt högsta luftbehovet är vid aerob nedbrytning av huvuddelen av
det organiska materialet och fullständig nitrifikation (t ex 100 g O2/p,d för
nedbrytning av organiskt material och 60 g O2/p,d för nitrifikationen; totalt 160
g O2/p,d)
Det teoretiskt lägsta syrebehovet behovet vid biologisk fosfor och
kvävereduktion är t ex hydrolys av primärslam (produktion av organiska syror),
tillförsel till del av returslam för upptag av organiskt material och
fosfatutlösning, följt av denitritation (nitrit t ex från behandling av rejektvatten)
följt av fullständig nitritation/denitritation i huvudströmmen. Teoretiskt
syrebehov utgörs enbart av nitritation/denitritation 24 g O2/p,d (övrigt
organiskt material kan behandlas anaerobt för biogasproduktion).
Energiförbrukningen blir beroende av (1) processtekniskt syrebehov, (2)
energieffektivitet hos utrustning för syretillförsel och (3) avvänd löst halt syre.
VIII REKOMMENDATIONER FÖR
GENOMFÖRANDE
Vissa grundläggande driftdata
Befintliga volymer
Uppstartning av Anammox
Val av systemlösning
Uppstartning av anammoxprocessen/
allmänt
Undersökning av om lämpliga betingelser finns (t ex
rejektvatten, andra koncentrerade ammoniumrika
strömmar utan närvaro av betydande halter av
biologiskt nedbrytbar substans.
Lämpliga volymer eller plats för processen
Bedömda positiva effekter av inympning av
nitritationsbakterier
Omställning av befintliga system (t ex
nitrifikation/denitrifikation med SBR-teknik)
Tid att kunna alstra tillräcklig mängd
anammoxbakterier för uppstartning i full skala
Uppstartning av Anammoxprocessen/
exempel
Fördubblingshastighet ca 13 dygn vid lämpliga
processbetingelser
10 fördubblingar (210 = 1024) erfordrar 130 dygn
Uppstart görs antagligen enklast om natriumnitrit tillsätts
rejektvatten och slam i behållare med omröring utan
lufttillförsel
Nästa steg kan vara att tillsätta nitrithaltigt rejektvatten till
rejektvatten i stor behållare med omröring utan lufttillförsel
Denna bakteriekultur kan sedan användas för att starta
upp SBR i full skala
Slamproduktion/slamavvattning
Slamproduktion styrs av (1) inkommande oorganiskt material (och som inte
återvinns internt eller externt som produkt), (2) icke biologiskt nedbrytbart
organiskt material (3) biologisk produktion av slam och (4)) tillsatta
kemikalier som bildar ett slam (t ex kemisk fällning) och inte återvinns
Den biologiska slamproduktionen styrs termodynamiskt att högst ca 55% av
energin vid oxidationen kan överföras till cellmassa och minskar med ökande
uppehållstid (t ex endogen respiration). Hög biologisk slamproduktion
erhålles vid aerob nedbrytning och något lägre vid användning av
nitrit/nitrat vid oxidation av organiskt material. Låg biologisk slamproduktion
erhålles vid anaerob nedbrytning av organiskt material, nitrifikation och
anammox.
Minimering av slamproduktion kan innebära (1) ökad användning av
anaerob nedbrytning av organiskt material och anammox, (2) ökad
produktutvinning (t ex sand, närsalter), (3) interna återvinningsprocesser
och (4) överföring av biologiskt svårnedbrytbart material till ämnen med
lägre molekylnivå som gör de biologiskt nedbrytbara.
Avvattningsegenskaper och flockegenskaper vid olika behandlingsåtgärder
är svåra att förutse. Vid användning av Crystallactor för utfällning av
magnesiumammoniumfosfat kan producerade pellets ha en mycket låg
vattenhalt (5-10%).
Process för minimering av luftningsbehov
vid biologisk fosfor- och kvävereduktion
In
III
I
IV
V
VI
VII
Returslam
Nitritrikt vatten
Organiska
syror
VIII
II
Ut
X
Fosfatrikt klarvatten för
vidarebehandling
Återföring av
fosfatfattigt slam
Slam till rötning
IX
Rötslam
Process för minimering av luftningsbehov
vid biologisk fosfor- och kvävereduktion
I.
II.
Försedimentering
Hydrolyssteg för primärslam/ev överskottsslam med anaerob
behandling (ev tillsats av bas som MgO för flockning före
försedimenteringen) alt. extern kolkälla
III. Anaerob zon för upptagning av organiska syror
IV.
Zon för oxidation av upptaget/omvandlat organiskt material med
nitrit (t ex från nitritation av rejektvatten eller rötslam)
V.
Denitritation av inkommande huvudström
VI.
Nitritation av inkommande huvudström (inkl effekt av eventuellt
tillförda nitritationsbakterier via steg IV)
VII. Eftersedimentering (ev membran)
VIII. Separering av fosfatrikt klarvatten (för vidarebehandling) och
fosforfattigt slam (återföring till zon III och uttag som
överskottsslam)
IX.
Rötkammare
X.
Nitritation av rejektvatten (ev av rötslam som kan tjänstgöra
som tyngande material och som bärarmaterial för
nitritationsbakterier)
IX TILLERKÄNNANDE OCH
INFORMATION
Personal/studeranden
Tillförsel av resurser/initiering av projekt
Hemsidor
Publicerade rapporter inom VA-FORSK från
Vattenvårdsteknik, KTH
Licentiat- och doktorsavhandlingar om
närsaltreduktion och fosforåtervinning från
Vattenvårdsteknik, KTH
Personal/studerande
Anammox-/deammonifikationsprocessen har främst
Bedrivits av personal/studeranden vid Vattenvårdsteknik,
KTH, och personal vid SYVAB bl a:
KTH personal: Jozef Trela, Elzbieta Plaza, Bengt Hultman,
Erik Levlin och Monica Löwén
Forskarstuderanden vid KTH; Luiza Gut (lic. 2006), Beata
Szatkowska (lic. 2004, doktorsavhandling 2007) och
Grzegorz Cema (pågående forskarstudier)
Examensarbetare (mer än 10) SYVAB: Jan Bosander, AlfGöran Dahlberg, Lars Gunnarsson och stor medverkan i
övrigt av personal vid SYVAB
Tillförsel av resurser
/initiering av projekt
Pilot-anläggning vid SYVAB: Ställdes till förfogande av
PURAC och blev avsevärt förbättrad genom insatser
från SYVAB
Finansiärer: SYVAB, KTH, VA-FORSK, J.Gust. Richert
Stiftelse, Lars Erik Lundbergs Stipendiestiftelse, PURAC
(främst via uppbyggnad av pilot-anläggning), Svenska
Institutet (SI)
Initierare av projektet: Alf-Göran Dahlberg och Per
Johansson (tidigare PURAC numera SWECO)
Rapporter inom, Svenskt Vatten
Utveckling från Vattenvårdsteknik, KTH
2008-04: Levlin, E & Hultman, B: Konduktivitetsmätningar som mät- och
kontrollmetod vid kommunala avloppsanläggningar.
2006-15: Trela, J, Hultman, B, Plaza, E, Szatkowska, B, Cema G, Gut L & Bosander, J:
Framtagande av underlag för dimensionering, drift och processövervakning av
deammonifikation vid kommunala avloppsverk.
2005-14: Trela, J, Plaza, E, Gut, L, Szatkowska, B, Hultman, B & Bosander, J:
Deammonifikation, en ny process för behandling av avloppsströmmar med hög kvävehalt
– fortsatta pilot-plant experiment.
2005-12: Levlin, E, Hultman, B & Löwén, M: Tvåstegslakning med syra och bas för
fosforutvinning ur slam efter superkritiskvattenoxidation eller förbränning.
2004-15: Hultman, B, Levlin, E, Löwén, M, Plaza, E & Trela, J: Samverkan mellan
avloppsvattenrening och slambehandling.
2004-03: Levlin, E, Löwén, M & Stark, K: Lakning av slamrest från förbränning och
superkritisk vattenoxidation.
2004-09: Trela, J, Plaza, E, Szatkowska, B,
Gut, L & Hultman, B: Deammonification som en
ny process för behandling av avloppsströmmar
med hög kvävehalt - experiment i pilot-skala.
2001-05: Levlin, E, Tideström,
H, Kapilashrami, S, Stark, K &
Hultman, B: Slamkvalitet och
trender för slamhantering .
Doktorsavhandlingar om
närsaltsreduktion från
Vattenvårdsteknik, KTH
Szatkowska, B. (2007): Performance and control of
biofilm systems with partial nitritation and Anammox
for supernatant treatment.
Stark, K. (2005): Phosphorus release and recovery
from treated sludge.
Trela, J. (2000): Intensification of biological nitrogen
removal in a two-phase activated sludge process with
pre-denitrification
Plaza, E. (1990): Biological nitrogen removal from
municipal wastewater under conditions of organic
carbon limitations
Licentiatavhandlingar om
närsaltsreduktion från
Vattenvårdsteknik, KTH
Gut, L. (2006): Assessment of a partial nitration/Anammox system
for nitrogen removal.
Szatkowska, B. (2004): Treatment of ammonium rich wastewater by
partial nitration/Anammox in a biofilm system.
Nikolic, A. (2003): Use of chemical denitrification for nitrogen
removal from landfill leachate.
Stark, K. (2002): Phosphorus release from sewage sludge by use of
acids and bases.
Fujii, D. (2000): Evaluation of biological nutrient removal at Käppala
wastewater treatment plant
Mossakowska, A (1994): Nitrifiering av rejektvatten med SBR-teknik
på Bromma reningsverk
Tendaj-Xavier, M. (1985): Biologisk behandling av rejektvatten från
centrifugering av rötslam
Hemsidor
VA-teknik: Vatten, Avlopp och Avfall
http://www.lwr.kth.se/forskargrupper/Vattenv
ardsteknik/index.htm
Deammonifikation
http://www.lwr.kth.se/forskningsprojekt/deam
onifikation/index.htm
Fosforåtervinning ur slam och aska
http://www.lwr.kth.se/forskningsprojekt/Preco
very/Findex.htm