Spildevand- drift af biologiske anlæg

Transkript

1 Efteruddannelsesudvalget for bygge/anlæg og industri Spildevand- drift af biologiske anlæg Undervisningsministeriet. Februar, Materialet er udviklet for Efteruddannelses-udvalget for bygge/anlæg og industri og revideret i samarbejde med Ulla Andrup Jensen og Erik Lomstein, AARHUS TECH. Materialet kan frit viderebearbejdes med angivelse af følgende tekst: Dette materiale indeholder en bearbejdning af undervisningsmateriale for Spildevand drift af kemiske anlæg, Februar, 2011 udviklet for Undervisningsministeriet af Efteruddannelsesudvalget for bygge/anlæg og industri Biologiske anlæg 1

2 Forord Dette kompendium er udviklet til brug for Efteruddannelsesudvalget for bygge/anlæg og industri (BAI, med støtte fra Undervisningsministeriet. Dette undervisningsmateriale er udarbejdet for at understøtte målet i følgende uddannelse: Kursusnummer: 44943, Biologiske anlæg -spildevand, hvorved deltagerne kan varetage den daglig drift af biologiske rensningstrin på baggrund af forståelse for de biologiske processer. kan beskrive funktion og flow for forskellige biologiske anlægstyper. kan selvstændigt planlægge, udføre, evaluere og præsentere forsøgsopstillinger, som illustrerer spildevandets alkalinitet, evne til biologisk kvælstoffjernelse, biologisk fosforfjernelse, omsætning af organisk stof og hydrolyse af organisk stof kan mikroskopi- og derved få indblik i bakterier og protozoers mangfoldighed. kan agere hensigtsmæssigt i forhold til de sikkerhedsmæssige risici, som er til stede på biologiske anlæg. Målgruppe Uddannelsen henvender sig til personer der har eller ønsker beskæftigelse inden for spildevandsområdet. Kompendiet Udvalget takker faglærere, der har medvirket i udarbejdelsen af dette materiale. Herudover takker vi branchen for ideer til og konstruktiv kritik af materialet. Biologiske anlæg 2

3 Indholdsfortegnelse Indhold Forord... 2 Indholdsfortegnelse... 3 Primær og sekundær forurening... 5 Primær... 5 Sekundær... 5 Begrænsende faktor... 5 Procesbetingelser ved biologisk rensning... 6 Biologisk rensning med aktivslam... 7 Vækstbetingelser... 7 Aktiv-slam anlæg... 7 Bundfældning... 7 Returslam... 8 Overskudsslam... 8 Udvikling af metoder... 8 Beluftningstank... 8 Driftsovervågning/tilløb til luftningstank... 8 Udseende/lugt... 8 ph... 9 Organisk stof... 9 Total-N og Ammnoniak-N... 9 Fosfor... 9 Driftsovervågning af luftningstank... 9 Udseende og lugt... 9 Skum... 9 Bundfældning Temperatur Iltindhold Ilttilførsel Iltoptagelse i slammet Slamvolumen efter 1/2 times henstand -SV Slamkoncentration - SS Slamvolumenindex - SVI Døgnbelastning Slammassen Slambelastning SB: Slamalder - SA Dykkede biologiske filtre Funktion Beluftning Recirkulation Total fosfor Generelle belastningsdata Biologiske anlæg 3

4 Bundfældningstanke Faser Dimensionering af efterklaringstanke Parametre Driftsovervågning Slamspejlsniveau Opholdstid Flydeslam Bundfældningstanke Strømningsforhold Sigtedybde Hydraulisk overfladebelastning Returslampumpning Returslammængde Overskudsslam Afløb fra bundfældningstank Udseende BI 5 - COD Bundfældningstanke Ammoniak-N og nitrat-n Total-P Bundfældningstanke oversigt Efterfiltrering Lavteknologisk rensning Opbygning Virkemåde Pladsbehov Renseeffekt Biologiske sandfiltre Opbygning Pladsbehov Renseeffekt Anvendelse: Biologisk fjernelse af kvælstof og fosfor Fosfor Biologisk kvælstoffjernelse Iltforhold i spildevand Nitrifikation Denitrifikation C/N forholdet Anlæg for nitrifikation/denitrifikation Bio-Denitrometoden Biologiske filtre Biologisk fosforfjernelse Anlæg til biologisk fosforfjernelse Forsøg i pilotanlæg til analyse af fjernelse af kvælstof og fosfor Opgaver i biologiske anlæg Biologiske anlæg 4

5 Primær og sekundær forurening Primær Kulhydrater, proteiner og fedtstoffer udgør størstedelen af den organiske forurening. Denne forurening kaldes også den primære forurening. Nedbrydning af disse stoffer er hovedprocesserne i rensning af spildevand, processerne forbruger ilt og dette medfører en svingning i iltindholdet i vandet på renseanlægget eller i recipienten, se fig.1. Figur 1 viser iltindholdets døgnsvingninger i et forurenet og i et rent vandløb Sekundær Det rensede spildevand lugter rent og ser rent ud. Der er efter en god rensning meget få forrådnelige bestanddele tilbage. Men der kan være et ret stort indhold af salte, dannet ved nedbrydningen. Disse salte virker senere som kunstgødning for vandplanter i recipienten. Dette kan medføre uønsket grøde, som naturligt dør og bliver til organisk affald. Der er skabt det der kaldes sekundær forurening. Begrænsende faktor Væksten af alger og vandplanter kan stige eller falde med indholdet af et næringssalt. Hvis dette er tilfældet, udgør saltet en "begrænsende faktor". Udledning af en begrænsende faktor må man søge at gøre så lille som mulig. Fosfat kan bundfældes med kemikalier, nitrat kan reduceres til luftarten kvælstof i særlige bassiner eller ved speciel drift af biologiske anlæg. Men begge behandlinger er dyre. Begrænsende faktorer. Alle organismers vækst kan være begrænset af en eller anden faktor. Det kan være lys, luft fugtighed, mad eller andre former for livsnødvendige stoffer. Den faktor, der først kommer i underskud, set i forhold til organismens behov, vil "bremse" organismens vækst, se figur 2. Biologiske anlæg 5

6 Figur 2 viser de begrænsende faktorer som stavene i et kar, hvis en kommer i underskud løber vandet ud går væksten i stå Procesbetingelser ved biologisk rensning En kemisk biologisk proces afhænger af: 1. Koncentrationen af de stoffer, der indgår. En øget koncentration af hvert af stofferne vil øge proceshastigheden - indtil en vis grænse. Operatøren kan selv bestemme slamkoncentrationen og koncentrationen af opløst ilt. Det er vigtigt at bemærke til, at iltindhold større end ca. 25 % (2,5 mg/l) iltmætning ikke øger udbyttet af processen. 2. Temperaturen I det temperaturområde, som er interessant her - ca. 0 C til ca. 30 C - vil proceshastigheden stige omtrent 10% for hver grads stigning. I praksis finder man sig i den temperatur, der nu engang er. 3. ph Denne afhængighed er individuel. Det vil sige, at en reaktion mellem 2 bestemte stoffer forløber bedst ved et bestemt ph. I praksis arbejdes med blandinger af mange stoffer. Ved biologisk spildevandsrensning vil man næppe mærke nogen forskel i området ph 6,5-8,5. Da stødpudekapaciteten er stor, vil man meget sjældent finde ph-værdier uden for dette område. Det bliver altså sjældent, at der må gribes ind. Ved kemisk fældning af næringssalte er det nødvendigt at have mere styr på ph. 4. Enzymer Det kan synes overflødigt at nævne enzymerne som en procesbetingelse. Når der er levende slam, er det ensbetydende med, at der også er de nødvendige enzymer. Hvis der kommer giftige stoffer til renseanlægget, vil giftvirkningen næsten altid medføre, at enzymerne ødelægges eller blokeres. Derfor er der sat grænseværdier på visse giftige stoffer, som f.eks. tungmetaller, phenoler og cyanider. Biologiske anlæg 6

7 Der kan være en jævn overgang fra ingen giftvirkning - gennem voksende grad af hæmning - til det totale ophør af de biologiske livsprocesser. Dette afhænger af koncentrationen af det giftige stof. Man kan ved en laboratorieundersøgelse måle graden af hæmning. Det sker ved, at man til en ideel biomasseprøve sætter en prøve af spildevandet. Derpå måler man iltoptagelsen over et tidsrum. Det samme forsøg laves med en portion sundt spildevand. Ved bagefter at sammenligne de 2 iltoptagelseshastigheder får man et mål for graden af hæmning. Biologisk rensning med aktivslam Vækstbetingelser Den nødvendige næring skal være til stede hele tiden, og denne skal være bekvemt placeret lige uden for cellevæggen. Der skal hele tiden være tilstrækkelig ilt. Endvidere skal temperaturen være inden for et ret snævert interval. Der må ikke være stoffer tilstede, der hæmmer væksten, indtørring må ikke kunne ske m.v. Flokdannelse Man kan observere, at bakterierne slutter sig sammen i flokke (fnug), som er bundfældelige. Slambelastningen I praksis benyttes et lignende udtryk for at beskrive den aktive slamproces, nemlig slambelastningen (SB): SB= antal kg BI5 tilført pr døgn kg aktivt slam i luftnings tan ken Når et aktiv-slam anlæg er i drift, tilføres der næring hele tiden. Aktiv-slam anlæg Spildevand, som er befriet for papir, større bestanddele, sand og evt. primærslam, ledes til en luftningstank med mikroorganismer i (aktivt-slam). Mikroorganismerne nedbryder og evt. fortærer de forurenende stoffer. Nedbrydningen foregår i et aktiv-slamanlæg under aerobe forhold, og det er derfor nødvendigt at belufte blandingen af aktiv-slam og spildevand. Bundfældning I spildevandet findes nu opløst organisk stof, organisk stof i form af kolloider (små fnug) samt fine partikler. Dette omdannes til større bundfældelige partikler. Disse partikler fjernes i en bundfældningstank. Det bundfældede slam indeholder en stor biomasse, der består af en mængde forskellige mikroorganismer. Biologiske anlæg 7

8 Returslam Størstedelen af slammet føres som returslam fra bundfældningstanken til luftningstanken. Her blandes det med det friske spildevand, som kommer ind i anlægget. Overskudsslam Resten af slammet kaldes overskudsslam. Dette pumpes ud af systemet til renseanlæggets slambehandlingsdel. Udvikling af metoder Der har været en udvikling af metoder for beluftning, tilførsel af spildevand og returslam til luftningstanken. Beluftningen af aktiv-slamanlæg sker som regel med overflade beluftere (rotorer, turbiner) eller bund beluftere (diffusorer). Beluftningstank Beluftningstanke kan opdeles i fuldt opblandede tanke og plug-flow tanke se figur 3. En fuldt opblandet tank er som navnet siger en tank, hvor aktiv-slam i beluftningstanken og råspildevandet opblandes fuldstændigt. Denne tank har ens iltbehov over hele tanken. I en plug-flow-tank (stempel strømning), bevæger spildevandet og returslam sig igennem beluftningstanken som et stempel. l denne tank er der et stort Iltbehov i den første del af tanken. Iltbehovet kan dog fordeles ved at fordele den til ledte spildevandsmængde. Figur3 viser en plug-flow tank Driftsovervågning/tilløb til luftningstank Udseende/lugt Det er vigtigt at overvåge det, der strømmer ind i luftningstanken. En iagttagelse af returslammets udseende og lugt siger meget om luftningstankens funktion. Hvis slammet er brunligt og lugter af jord, er det tegn på en god funktion. Er slammet derimod meget mørkt eller sort og lugter af svovlbrinte (rådne æg), tyder det på det modsatte, og der skal gribes ind således, at dette ophører. Også det indkommende spildevands udseende (farve) og lugt bør observeres. Ildelugtende spildevand (som oftest svovl- brinte lugt) bør forhindres allerede i kloakledningsnettet således, at beboere i oplandet ikke generes af denne lugt. På renseanlægget kan denne svovlbrinte, ud over lugtgener, forårsage dårlige slamegenskaber. Biologiske anlæg 8

9 ph Kontrol af spildevandets ph er vigtig, især 'hvis der tilføres spildevand fra industriområder. Overvågning af ph bør i så fald ske løbende. Et forsøg på at påvise en ph-variation ved udtagning af døgnprøver eller øjebliksprøver er formålsløst. I normalt hus spildevand er phvariationen ringe, men ved industritilslutning kan der forekomme store variationer. I mange små anlæg ud over landet ødelægges biologien på grund af hjemmeindustri. Hvis ph overstiger 9, er der risiko for, at mikroorganismerne dør. Hvis ph er under 5 aftager aktiviteten. Der er desuden risiko for korrosion. ph måles løbende, hvis der er risiko for store ph variationer på grund af tilledning af industrispildevand. Organisk stof Indhold af organisk stof og kvælstof i spildevandet er de parametre, der hovedsagelig bestemmer iltbehovet. Der er tradition for i de fleste lande, at måle indhold af organisk stof ved BI 5 -metoden. Som tidligere nævnt er denne metode en kompliceret og langsommelig analyse. En lettere og hurtigere metode er at måle COD, som også medtager ikke biologisk nedbrydeligt stof. I de anlæg, som kun belastes med husspildevand, er det muligt at finde et forholdsvist konstant forhold mellem COD og BI 5. COD/BI 5 er typisk 1,8-2,5 i råt, urenset spildevand. Her kan man ved driftsovervågningen udføre hyppige COD-bestemmelser og mindre hyppige BI 5 -bestemmelser. Total-N og Ammnoniak-N Der er i store træk krav om nitrifikation af ammoniak i alle anlæg og krav om kvælstofreduktion i større anlæg. Det er derfor vigtigt at foretage hyppige bestemmelser af total-kvælstof og mindre hyppige bestemmelser af ammoniakkvælstof. NitrifIkation kræver ilt. Ammoniakkvælstof- mængden er derfor medbestemmende for ilt- behovet i luftningstanken. Fosfor I normalt hus spildevand er der tilstrækkelig med fosfor til, at aktiv-slam processen kan ske. En analyse af fosfor-indhold er derfor uden betydning for overvågning af aktiv-slam processer. Den har dog stor betydning for de anlæg, som har (eller får) krav om fosforfjernelse. Driftsovervågning af luftningstank Udseende og lugt Mørkt eller sort slam, som lugter af svovlbrinte, er tegn på for ringe ilttilførsel til luftningstanken. Skum Skumdannelse på luftning stanke kan indikere forskellige forhold. Hvidt skum ses ofte under indkøring af renseanlæg på grund af for lav slamkoncentration. Samme hvide skum kan til Biologiske anlæg 9

10 tider iagttages, når de biologiske processer er blevet forgiftet. Mørkebrunt slimet skum ses ofte i forbindelse med forekomst af specielle typer trådformede bakterier. Bundfældning Der bør ikke forekomme bundfældninger i luftningstanken. Bundfældninger af sand kan skyldes dårligt fungerende sandfang. Såfremt det drejer sig om slamaflejringer kan det skyldes en for ringe omrøring med omrørere eller at omrøringseffekten ved drift af beluftningsaggregater er utilstrækkelig. Temperatur Aktiv slamprocessen er meget temperaturafhængig se figur 4. Under 10 C reduceres aktiviteten, og under 5 C går den næsten i stå. Figur4 viser mikroorganismers vækst hastighed som funktion af tiden og temperatur Iltindhold Det optimale iltindhold for aktiv-slam processer ligger på 2 mg/l. Iltindholdet i luftningstanken bør måles på et repræsentativt sted i tanken (og altid samme sted!). Der kan være stor forskel på iltindholdet forskellige steder i luftningstanken, alt efter hvilken tanktype og beluftningsaggregat, det drejer sig om. Iltprofilen i tanken kan fastlægges med en bærbar iltmåler. Ilttilførsel Ved en konstant tilførsel af ilt til luftningstanken fås et unødvendigt højt iltforbrug (strømforbrug). Ilttilførslen bør derfor styres af iltmåler med 0,5-1,0 som nedre setpoint og 1-2 som øvre setpoint. Ilten tilføres efter behov ved start og stop af overfladebeluftere eller kapselblæsere. Biologiske anlæg 10

11 Iltoptagelse i slammet Aktiviteten i luftning stanken kan måles ved at se på, hvor hurtigt ilten optages i slammet. Iltoptagelseshastigheden måles i: g ilt pr. kg suspenderet stof (SS) pr. time eller g ilt pr. m 3 pr. time. Måling af iltoptagelseshastighed foretages i et laboratorium. En kraftig reduktion i iltoptagelseshastigheden kan tyde på forgiftning af slammet. Slamvolumen efter 1/2 times henstand -SV30 En vigtig daglig kontrol af slammængden i luftningstanken er slamvolumen efter l/2 times henstand i måleglas SV30. De fleste anlæg kører bedst ved et slamvolumen efter l/2 times henstand på ml/l Slamkoncentration - SS Slamkoncentration er et mål for biomassen i luftningstanken. Slamkoncentrationen måles i suspenderet stof SS eller tørstof TS og enheden er kg/m 3 eller g/l. Koncentrationen skal stå i et vist forhold til den tilførte mængde af organisk stof. Normalt ligger slamkoncentrationen på 3-5 kg/m 3. Slamkoncentrationen måles parallelt med - i slamvolumen efter l/2times henstand. Løbende kontrol af slamalder og slambelastning sammen med ovenstående målinger giver en god indsigt i forholdene i luftningstanken. Slamvolumenindex - SVI Slamvolumenindex er en karakteristik af slammets bundfældningsegenskaber og kvalitet. Slamvolumenindex angiver, hvor meget 1 g af slammet fylder i ml. Indexet angives i ml/g. Når slamvolumenindex ligger under 100 ml/g, tyder det som regel på gode bundfældningsegenskaber. Et index på bør efterforskes f.eks. under mikroskop. Sundt slam har en rigelig bestand af iltkrævende mikroorganismer - som f.eks. klokkedyr. I usundt slam findes få eller ingen klokkedyr, men ofte trådformede bakterier, som holder på vandet og gør slammet voluminøst. Døgnbelastning Døgnbelastning er et udtryk for den mængde organisk stof (BI5), som anlægget belastes med pr. døgn. Døgnbelastningen bestemmes på følgende måde: BI5 (kg/m 3 ) i det indgående spildevand ganges med døgnvandmængden Q (m 3 /d) Døgnbelastning = BI 5 x Q Slammassen Slammassen i luftningstanken er kg/m 3 suspenderet stof i luftning stanken (SS L ) ganget med luftningstankens volumen (V). Slammasse = SS L. x V Biologiske anlæg 11

12 Slambelastning SB: Slambelastningen fortæller hvor meget org. stof slammet skal omsætte. Slambelastningen forholdet mellem den mængde organisk stof (BI5), som anlægget tilføres pr. døgn og den totale mængde slam i luftningstanken. Q er døgnvandmængden målt i (m 3 /d) Q x BI 5 (døgnbelastning) SB = SS L x V (slammasse) Driftsovervågning - oversigt På nedenstående skema er vist en oversigt over vigtige observationer, målinger og analyser for et aktiv-slam anlæg. Returslam Spildevandsindløb til luftningstank Observationer Målinger og analyser Lugt Mængde returslam Udseende Slamkoncentration Lugt BI 5 /COD Udseende Total-N Total-P ph Beregnede værdier Returslam/Spildevandsmængde luftningstank Overskudsslam Lugt Udseende Skum Mikroskopi Luftfordeling Slamaflejring Iltindhold Iltfordeling Slamvolumen Slamkoncentration ph Temperatur Volumen slamkoncentration Slamvolumeindex (SVI) Slambelasning (SB) Slamalder (SA) Organisk belastning Slamproduktion Slamalder - SA Slamalderen er gennemsnittet af slammets opholdstid i anlægget og beregnes således: Vbio x SSbio SA = Vos x SSos Q x SSudløb V os = volumen af overskudsslam V bio = volumen i biotanken Q = flow (mængde/tid Slamalderen angives i døgn. Det er en betingelse for beregning af slamalderen, at mængden af overskudsslam kan måles. Aktiv-slam processen er som tidligere nævnt temperaturafhængig. Der bør derfor tilstræbes en høj slamalder og lav slambelastning om vinteren. Om sommeren kan slambelastningen øges noget, og slamalderen reduceres. Den dimensionsgivende faktor i et renseanlæg er ikke det aktive slams evne til at nedbryde organisk stof BI 5, men derimod slammets evne til at nitrificere. Biologiske anlæg 12

13 Dykkede biologiske filtre Funktion Dykkede biologiske filtre kan enten være udformet som flydende filtre (fluid bed system) eller som gravitations filtre. Funktionen af filtrene er at fjerne biologisk nedbrydeligt organisk stof og kvælstof, samt at filtrere spildevandet, så suspenderede stoffer bliver tilbageholdt i filteret. Filtermediet kan være plastikkugler, polystyrenkugler med diameter 2-4 mm for de flydende filtre, og ekspanderet ler, 3-6 mm i diameter for gravitations filtre. I begge tilfælde fastholdes mediet af en dyseplade, så det kan være neddykket under vandoverfladen hele tiden. På overfladen af filtermediet dannes en fastfilm, biofilm, af mikroorganismer, som konsumerer det organiske stof, nitrificerer og denitrificerer. Herved dannes slam, som sammen med det tilbageholdte suspenderet stof, skylles ud af filtrene ved en returskylleproces. Dette slam kan bundfældes f.eks. sammen med primærslammet. Se figur 5 Beluftning Filtrene er normalt opbygget med aerobe og anoxiske zoner (evt. celler, idet anlæggene normalt opbygges i celler). De aerob e zoner beluftes via diffusorer, der er placeret i bunden af mediet. Recirkulation Mellem de aerobe og anoxiske zoner etableres recirkulation. Dette bevirker, at den nitrat der dannes ved nitrifkation, føres tilbage til den anoxiske zone, hvor denitriflkationen foregår, med det indkommende spildevand som kulstofkilde Filtrene opbygges normalt i mindre celler, max. 120 m 2 overflade. Filterhøjden er normalt fra 1-4 m. Man kan i forbindelse med filtre høre tale om filteroverflade i et givet volumen f.eks. m 2 /m 3. Desuden er den hydraulisk belastning vigtig. Den angives i m 3 /m 2 x h. For stofbelastninger tales om filterets kapacitet, f.eks. kg stof/m 3 filter x dg. Driftovervågning i tilløb til biologiske filtre Følgende punkter har betydning: lugt/udseende temperatur ph organisk stof total-n ammoniak-n Total fosfor Der sker en biologisk fosforreduktion i filteret, ved indbygning af fosfor i slammet. Der anvendes i forbindelse med denne proces normalt primær fældning af fosfor. Simultan Biologiske anlæg 13

14 fældning over filteret kan forekomme, men man bør være opmærksom på, at der kan blive problemer med tilstopning. Figur5 viser et dykket biologiskfilter Generelle belastningsdata Stofbelastningeme beregnes som: St.B = Q x S ind V Q = tilført spildevandsmængde/døgn Sind = stofmængde ind/døgn V = filter volumen Normale balastningsområder (kapaciteter) er: 2-5 kg BI 5 m 3 x dg 2-4 kg SS/m 3 x dg 0,7-1 kg N/m 3 x dg Overfladebelastningen beregnes som: Flow Q ind +q HOB= Areal = A HOB = Hydraulisk overfladebelastning Qind = tilført spildevandsmængde/time A = filterets overflade q = recirkulationsmængde/time For gravitationsfiltre generelt er HOB = 4-6 m 3 /m 2 /h for aerobe celler og 7-10 m 3 /m 2 /h for anoxiske celler. For flydende filtre generelt er HOB = 7-10 m 3 /m 2 /h uanset celletype. Biologiske anlæg 14

15 Bundfældningstanke Bundfældningstanke kan enten udformes som rektangulære eller cirkulære tanke se figur 6. I de rektangulære tanke er vandstrømningen vandret og langsgående. Slamvand løber ind i den ene ende, og det rensede vand løber ud i den anden ende over en overløbskant. Principskitse af rektangulær efterklaringstank I de cirkulære tanke tilføres slamvand i midten af tanken. Vandstrømningen er både opadgående og radial. Det rensede vand løber ud over en overløbskant langs hele periferien. Figur 6 viser en cirkulær bundfældningstank Faser Bundfældningen sker gennem følgende faser: a. Flokkuleringsfase b. Bundfældningsfase c. Komprimeringsfase Nedenstående kurve viser slamniveauet som funktion af tiden i en tank med 1,5 m væske Niveau se figur 7 Biologiske anlæg 15

16 Figur 7 viser slamviveauet som funktion af tiden Dimensionering af efterklaringstanke Parametre De vigtigste dimensioneringsparametre er følgende: Hydraulisk opholdstid = Q h /V hvor Q h = spildevandsmængden (m 3 /h) og V bundfældningstankens volumen Hydraulisk overfladebelastning = Q h /A hvor Qh = spildevandsmængden i m 3 /h og A = bundfældningstankens overfladeareal. Kantbelastningen = Q b /L hvor Q h = spildevandsmængden i (m 3 / h) og L = overløbskantens længde Ved dimensionering af bundfældningstanke er det ikke nok at have en lang opholdstid i tanken. Tanken bør udformes således, at den hydrauliske overfladebelastning er passende lav. Biologiske anlæg 16

17 Kantbelastningen må ikke være for lav, da der i så fald opbygges slam langs denne. Kantbelastningen må heller ikke være for høj. En for høj kantbelastning medfører slamflugt. Driftsovervågning Slamspejlsniveau Slamspejlsniveauet i bundfældningstanken viser, om slamskrabning og udpumpning af slam er tilstrækkelig. Slamspejlet i efterklaringstanken bør ikke være for højt. Et for højt slamspejlsniveau kan give risiko for slamflugt specielt i regnvejr eller ved hydrauliske stødbelastninger. I aktiv-slam anlæg er slamspejlsniveauet afhængigt af mængden af returslam. Det ønskede slamspejlsniveau opnås ved at øge eller mindske returslam pumpningen. Opholdstid Det er vigtigt, at opholdstiden for slammet i bundfældningstanken ikke er for lang. Slammet bliver anaerobt og udvikler bl.a. svovlbrinte. Dette gør slammet let, hvorved det stiger op og danner flydeslam. Det samme gælder, hvis slamafskrabningen ikke er god nok. Flydeslam Flydeslam kan opstå i sommerperioden, når nitrat fra nitrifikationen denitrificerer i klaringstanken. Det frigjorte kvælstof bobler mod overfladen af tanken og kan medrive slampartikler. Flydeslam, på grund af anaerobe forhold i det bundfældede slam, skyldes som nævnt for lang opholdstid af slammet eller dårlig slamafskrabning. Skraberne slides med tiden og bør derfor kontrolleres nogle gange om året. Bundfældningstanke Nedenstående tabel viser typiske dimensioneringsdata for cirkulære efterklaringstanke- aktivslam. Hydraulisk opholdstid, total Hydraulisk overfladebelastning, HOB Slamoverfladebelastning, SOB Overløbskantbelastning, OKB Radius, r Dybde, h Sekundær (aktivslam) 3-4 h m 3 /m 2 / h 2-6 kg TS/m 2 h 3-12 m 3 /m h 5-20 m 2-4 m Biologiske anlæg 17

18 Nedenstående tabel viser typiske dimensioneringsdata for rektangulære efterklaringse - aktivslam. Dimensioneringsparametre Sekundaertank (aktiv-slam) Højde 2-4 m Længde m Opholdstid 2-4 h Overfladebelastning 0,5-1,5 m 3 /m 2 x h kantbelastning 3-12 m 3 /m 2 x h Strømningsforhold Ujævn fordeling af spildevandstilførslen kan give kortslutningsstrøm i tanken. Dette medfører en reduceret bundfældning og dermed slamflugt. Sigtedybde Måling af sigtedybden er enkel at udføre. Sigtedybden kan fortælle meget om kvaliteten af rensningen. Følgende karakteristik af sigtedybden kan gives: Sigtedybde i cm Karakteristik > 80 God Acceptabel < 50 Dårlig Hydraulisk overfladebelastning Hydraulisk overfladebelastning (HOB) er et mål for belastningen af en bundfældningstank. HOB angives som m 3 spildevand pr. time og pr. m overflade på bundfældningstanken. HOB = A Q m 3 / m 2 x h hvor Q = den indkomne spildevandsmængde pr. time i m og A = bundfældningstankens overfladeareal i m 2. HOB er vigtig for bedømmelsen af, om bundfældningstanken er rigtigt dimensioneret i forhold til den spildevandsmængde, som belaster renseanlægget. Slamoverfladebelastning Slamoverfladebelastning (SOB) er et udtryk for den mængde suspenderet stof, som tilføres bundfældningstanken fra luftningstanken pr. time og pr. m overfladeareal. SOB = QrxSSl A kg SS / m 2 x h Biologiske anlæg 18

19 Qr = spildevandsmængden pr. time og SS L = suspenderet stof i luftningstanken og A = bundfældningstankens overfladeareal. SOB anvendes for det meste i forbindelse med dimensionering af bundfældningstanke. Det er en kontrol af, om dimensioneringen holder. Jævnfør de parametre, som er angivet Returslampumpning Mængden af returslam bør stå i forhold til mængden af det indkommende spildevand. Returslammængde Ved kontrol af slamspejlet kan man bedømme, om mængden af returslam er tilstrækkelig. (Det forudsættes dog, at SVI er konstant). For at kunne opretholde en konstant belastning af klaringstanken, skal der være et konstant forhold mellem returslammængden og det indkommende spildevand. Dette forhold kaldes r. r = Q q Hvor q = mængden af returslam og Q = indkommende spildevandsmængde (m 3 /h) Overskudsslam Det er vigtigt for renseanlæggets drift at fastholde en konstant slambelastning og en konstant slamalder. Dette kræver at mængden af overskudsslam skal være lig med den nyproducerede slammængde se figur 8. Overskudsslamproduktion kan beregnes ved at fastlægge Y slamudbyttefaktoren som er forholdet mellemproduktion af overskudsslam OSP (kg/d)og den organiske belastning af luftningstanken BI 5 (kg/d) Y= OSP BI5 Biologiske anlæg 19

20 Figur 8 viser et eksempel på et slamdiagram som viser sammenhængen mellem slambelastning, udbyttefaktoren Y og renseeffekt i %. Afløb fra bundfældningstank Afløb fra bundfældningstank er i de fleste tilfælde det rensede spildevand, som tilføres en recipient. Det er kvaliteten af dette spildevand, som har myndighedernes og offentlighedens interesse. Udseende Afløbsvandets udseende observeres løbende. Suspenderet stof Suspenderet stof er summen af de bundfældelige og ikke-bundfældelige partikler i afløbet. Resultatet af analysen bedømmes således: Suspenderet stof m 3 Karakter < 20 God Acceptabel >30 Dårlig For højt indhold af suspenderet stof tyder på driftsforstyrrelser i den biologiske del og /eller i bundfældningstanken. Udlederkravet på SS er selvfølgelig afgørende for vurderingen. Er der endvidere P-krav, har SS indflydelse på dette. Suspenderet stof kan måles løbende med en turbiditetsmåler. Biologiske anlæg 20

21 BI 5 - COD BI 5 og COD udtrykker, hvor meget organisk stof, der er tilbage i det rensede spildevand. Som driftsparameter er kun COD anvendelig. Den komplicerede BI 5 -analyse, angiver situationen ca. en uge tilbage. Der er normalt en fast relation mellem BI 5 og COD således, at COD-analysen også er en indikation for B I 5. BI 5 og COD kan måles både på filtreret og ufiltreret prøve. Analysen på filtreret prøve angiver tilbageværende opløst organisk stof. Analysen på ufiltreret prøve er summen af opløst og suspenderet organisk stof. Bundfældningstanke Resultatet af disse analyser (mg/l) bedømmes således, idet udlederkravet selvfølgelig er afgørende: BI5 BI5 COD COD Karakter ufiltr. filtr ufiltr filtr. < 20 < 7 < 40 < 30 God Acceptabel > 30 > l5 > 70 > 60 Dårlig Ammoniak-N og nitrat-n Alle større renseanlæg skal være nitrificerende, dvs. ilte ammoniak og organisk bundet kvælstof til nitrat. Dette krav om nitrifikation er ofte kædet sammen med temperaturen i renseanlægget således, at kravet bortfalder ved temperaturer under 8 C. Ved nitrifikation øges iltbehovet i anlægget. Det giver den positive effekt, at iltforbruget i recipienten mindskes tilsvarende. Afløbet analyseres for ammoniak-n og nitrat-n. I dag kræves som regel også bestemmelser af total-n af hensyn ttil udlederkrav på total-n. Ved en god nitrifikation fås et indhold af ammoniak-n på < 2 mg/l. Total-P I anlæg med kemisk fældning har bestemmelse af total-p i udløbet interesse. Total-P er summen af opløst P og P bundet i SS. Biologiske anlæg 21

22 Bundfældningstanke oversigt Nedenstående skema er en oversigt gældende for aktiv-slam anlæg. Observationssted Observationer Måling og analyser Beregnede værdier Bundfældningstank Flydeslam og gasudvik-ling Strømningsforhold Sigtedybde Slamspejl -niveau Hydrauliskoverfladebelast ning Slamoverfladebelastning Returslam Aflejringer Returslammængde Slamkoncentration Recirkulationsforhold Overskudsslam Afløb fra bundfældningstank Udseende Overskudsslammængde Slamkoncentration Suspenderet stof BI 5 COD Ammoniak-N Nitrat-N Total-N Total-P Slamproduktion Oversigt over vigtige observationer, målinger og analyser for bundfældningstank efter aktivslam anlæg. Efterfiltrering Såfremt der, af recipienthensyn, skal renses til særligt lave afløbsværdier, kan der etableres efterfiltrering. Et filter kan opbygges på forskellig vis. Her i Danmark anvendes ofte det såkaldte downflow (nedadgående strømning) filter, se figur 9. Figur 9viser et Downflowfilter Spildevandet tilledes filteret fra oven og ved passage ned gennem filtermaterialet frafiltreres næsten alt indhold af suspenderet stof. I det suspenderede stof er der bl.a. bundet BI 5, Biologiske anlæg 22

23 kvælstof og fosfor. Det rensede filtrerede spildevand ledes fra bunden af filteret til recipienten. Når filteret er snavset, returskylles det med trykluft og vand. Som skyllevand anvendes filtreret spildevand, som efter skylning ledes til renseanlæggets tilløb. Filtermaterialet er ofte sand, (monomedie) men kan være en kombination af kul- og sandlag eller andet (dualmedie). Det afbildede filter er et gravitationsfilter, dvs. at vandet presses gennem filteret ved hjælp af tyngdekraften. Der findes en mængde variationer af filtre: upflow, Dyna sand, ABF mv. Det vil være muligt at opnå følgende afløbsværdier i forbindelse med efterfiltrering: BI 5 mod. 10 mg/l SS 10 mg/l Total-P 0,5 mg/l Fosforkravet kan naturligvis kun opnås i forbindelse med kemisk fældning og/eller biologisk fosforfjernelse. Lavteknologisk rensning Valget af rensemetode skal altid tage udgangspunkt i de krav, der af hensyn til miljøet, stilles til kvaliteten af det rensede vand. Når kravene er fastlagt, findes de rensemetoder, der kan opfylde kravene. Metoderne vurderes økonomisk, teknisk og miljømæssigt inden endeligt valg af rensemetode. Evt. kan vælges afskæring af spildevandet til et andet renseanlæg. Bliver resultatet af omtalte vurdering, at det, er tilstrækkeligt med lavteknologisk rensning, er der flere principper af vælge imellem. Af disse er rodzoneanlæg og biologisk sandfiltre de mest udbredte, hvorfor disse metoder her skal omtales nærmere. For rodzoneanlæg og biologiske sandfiltre er det meget vigtigt med en effektiv mekanisk forrensning, så der ikke kommer slam ud i anlægget. Dette krav overholdes bedst, hvis der ikke tilledes regnvand. Ønskes tilledning af regnvand må forrensningen afpasses herefter, ligesom arealet for rodzoneanlægget eller det biologiske sandfilter må øges. Både tekniske og økonomiske forhold gør derfor metoderne bedst egnede til separat kloakerede områder. Levetiden for anlæggene er ukendt. Ved lavteknologisk rensning, hvor spildevandet er synligt (åbne anlæg), må man være opmærksom på at holde en vis afstand til bebyggelse. Åbne anlæg har om sommeren en stor fordampning, hvorfor det ofte vil være mere rigtigt at se på udledte døgnmængder end på j udløbskoncentrationer, når renseeffekten skal vurderes. Arealforbruget for rodzoneanlæg bliver lidt mindre end her anført, hvis man alene går efter rensning for organisk stof uden reduktion af næringssalte. Opbygning Et rodzoneanlæg består af et traditionelt mekanisk renseanlæg efterfulgt af et beplantet - jordfilter, som vandet strømmer igennem på langs. Jordfilteret er ca. 1 m dybt og m langt fra indløb til udløb. Bund og sider er tætnet med en plastmembran eller ler. Jorden har en særlig sammensætning og er beplantet med f.eks tagrør. Planternes rødder trænger med Biologiske anlæg 23

24 tiden ud i jorden. Døde rødder efterlader åbne gange så vandet lettere trænger gennem jorden. I en brønd ved udløbet højdereguleres vandstanden i anlægget.. Virkemåde I det mekaniske renseanlæg bundfældes slam. Rensningen i den efterfølgende rodzone sker ved biologisk omsætning, aflejring og kemisk binding af stoffer, når vandet trænger vandret gennem jorden via hulrum og huller efter døde rødder. Ilt, til mikroorganismernes biologiske nedbrydning af organisk stof og kvælstofforbin delser, tilføres gennem overfladen samt sumpplanternes stængler og rodstængler. Mellem rodstænglerne opstår iltfattige forhold. Her findes de mikroorganismer, som omdanner det iltede kvælstof til frit luftformigt kvælstof. Rensning for fosfor og tungmetaller sker ved aflejringer og kemisk binding til jordens indhold af humus og lerpartikler. Pladsbehov Rodzoneanlæggene er bygget udfra et arealforbrug på 4-7 m 2 pr. person. Den aktuelle belastning svarer dog typisk til 8-13 m 2 pr. person. Anlæggene skulle primært fjerne organisk stof. Ønskes fjernelsen af kvælstof og fosfor øget til ca. 50%, bør der bruges mindst m 2 pr. person. Et komplet rodzoneanlæg på størrelse med en fodboldbane kan betjene en landsby med ca. 360 personer. Rodzonen fylder ca. 2/3 af arealet. (10-15 m 2 pr. person). Renseeffekt. Det tager 3-8 år at udvikle rodzonen og opnå den fulde renseeffekt, som har vist sig at variere fra anlæg til anlæg. Allerede efter et år renses dog godt for organisk stof. Renseeffekten er her angivet udfra erfaringer, fra 21 større anlæg med et aktuelt arealforbrug på typisk 8-13 m2 pr. person. Styrker - falder godt ind i naturen - billigt i drift - renser godt for organisk stof - særdeles god fjernelse af bakterier - kan binde en del tungmetaller Svagheder: - indkøring tager 3-8 år - anlægget (naturen) kan ikke styres - fjerner kun lidt ammoniak Anvendelse: Rensning af husspildevand fra landsbyer med udledning til recipienter uden krav til udledningen af kvælstof, fosfor og ammoniak. Biologiske anlæg 24

25 Biologiske sandfiltre Opbygning Et sandfilteranlæg består af et traditionelt mekanisk renseanlæg, efterfulgt af et sandfilter, som vandet strømmer lodret igennem. Sandfilteret skjules ofte under et tyndt lag jord. Sandfilteret er opbygget i en ca. 1 m dyb udgravning, der er tætnet med plast eller ler. Der er placeret et drænsystem over og under det ca. 80 cm tykke lag filtersand. Det øverste dræn fordeler vandet over filteret, og det nederste dræn opsamler det rensede spildevand. Drænene er udluftede for at sikre ilttilførsel. Fordelingen over filteret sker bedst ved stødvis tilledning fra en pumpestation eller en cisterne. Filteret bygges i flere sektioner, så hver sektion jævnligt får en hvileperiode. Rensningen i sandfilteret sker ved biologisk omsætning, når vandet langsomt siver ned gennem sandet, hvorpå der sidder mikroorganismer. Ilt til biologisk nedbrydning af organisk stof og kvælstofforbindelser tilføres sandfilteret, gennem udluftede drænrør. ilt kan også tilføres direkte gennem filterets overflade, hvis det ikke er dækket med jord. Indeholder sandet f.eks. jern, vil fosfor og tungmetaller bindes kemisk hertil. Pladsbehov Biologiske sandfiltre er bygget med et arealforbrug på 3-7 m 2 pr. person for selve filteret. Typisk svarer belastningen til 4-5 m 2 pr. person, som i dag er den anbefalede størrelse. Et komplet biologisk sandfilteranlæg på størrelse med en fodboldbane kan betjene en landsby med ca. 900 personer. Sandfilteret fylder ca. 2/3 af arealet. Renseeffekt Biologiske sandfiltre udviser ensartede renseresultater. Renseeffekten er her angivet udfra erfaringer fra 11 større anlæg med et aktuelt arealforbrug på typisk 4-5 m 2 pr. person. Styrker : - falder godt ind i naturen - billigt i drift - virker med det samme - fjerner næsten alt organisk stof - fjerner ammoniak (nitrificerer) - Svagheder: - slamflugt fra forrensning må undgås - kan stoppe til hvis der er for lidt ilt - fjerner kun lidt kvælstof Anvendelse: Rensning af husspildevand fra landsbyer med udledning til recipienter uden krav til udledningen af kvælstof og fosfor. Biologisk fjernelse af kvælstof og fosfor Biologiske anlæg 25

26 Kvælstof og fosfor er i spildevands-sammenhæng at betragte som næringssalte, der ønskes fjernet fra spildevandet. De medvirker til forøget filtforbrug i recipienterne -sekundær forurening. Det skyldes, at stofferne giver forøget plantevækst i søer og vandløb og dermed også forøget iltforbrug. Kvælstof og fosfor skal dog være tilstede for at bakterierne i det aktive slam kan trives. I forbindelse med vedtagelsen af vandmiljøplanen er der lagt op til, at alle større renseanlæg skal begrænse fosforudledningen. Mange store anlæg skal også fjerne/reducere den udledte kvælstofmængde. Fosfor Den mest almindelige metode til fjernelse af fosfor er en kemisk fældning af fosfaterne i spildevandet. Herved fjernes fosfor med slammet i den primære eller sekundære bundfældningstank. Biologisk kvælstoffjernelse Fjernelse af kvælstof fra spildevand sker i dag hovedsageligt ved biologisk kvælstoffjernelse, men kan dog også ske ved ammoniakstripning. Ammoniakstripning benyttes oftest, hvor der er meget høje koncentrationer af ammoniak i spildevandet, som f.eks. industrispildevand eller rejektvand fra slamafvanding. Processen går i sin enkelthed ud på, at ph værdien først hæves ved hjælp af f.eks. natriumhydroxid (NaOH), hvorved det sikres, at al ammonium går over på ammoniakform. Ammoniakken "blæses" herefter ud af spildevandet. Den "udblæste" ammoniak opsamles og udnyttes til f.eks. gødning. Efter udblæsningen af ammoniakken neutraliseres spildevandet ved tilsætning af syre (typisk svovlsyre). Den biologiske måde at fjerne kvælstof på kaldes denitrifikation - dvs, en metode, hvor der fjernes nitrat. Metoden forudsætter, at kvælstof først er omdannet til nitrat ved en nitrifkation. Iltforhold i spildevand Aerob Betegner den tilstand, hvor der er tilstrækkelig med ilt til iltkrævende stofskifteprocesser. Anoxisk Betegner den tilstand, hvor der ikke foretages bel g, men hvor der i spildevandet er stoffer med en reserve af kemisk bundet ilt. Det er visse mikroorganismer i stand til at udnytte. Anaerob Betegner den tilstand, hvor der ingen filtkilde er til stede - hverken fri ilt eller kemisk bundet ilt. Her kan kun trives særligt egnede mikroorganismer. Det gælder for de 3 ovennævnte tilstande, at de kan udnyttes hver for sig til at opnå et bestemt renseresultat. De kan endvidere kombineres til at optimere spildevands-rensningen. Den aerobe tilstand er den mest almindelige, mens den anoxiske og den anaerobe tilstand er Biologiske anlæg 26

27 sjældnere. Den anoxiske tilstand skal styres tidsmæssigt snævert for at opnå det ønskede resultat. Anaerob/Anoxisk Før man lærte sig at skelne mellem de 2 tilstande, var den anoxiske omfattet af den anaerobe. Derfor træffer man endnu beskrivelser, hvor ordet anaerob nogle steder skal "oversættes" til anoxisk. Nitrifikation En biologisk fjernelse af kvælstof foregår ved nitrifikation efterfulgt af denitrifikation. Nettoresultatet ved nitrifikation er: NH O 2 - NO H 2 O + 2H + Den sædvanlige aerobe biologiske nedbrydning iværksættes af et utal af mikroorganismer. Omdannelsen af ammonium-ioner skyldes derimod kun bakterierne Nitrosomonas og Nitrobakter. Processen består derfor af 2 faser: Fase 1 Nitrosomonas ilter NH 4 + til NO 2 - (nitrit) Fase 2 Nitrobakter ilter NO 2 - til NO 3 - (nitrat) Den første fase forløber langsomt, den sidste ret hurtigt. Derfor vil man altid ved analyser finde meget lidt nitrit. Processerne foregår i strømmende vandløb, i lavtbelastede biologiske filtre og i lavtbelastede aktiverede slamanlæg (langtidsbeluftere). Nitritfikations-processerne kræver bakteriekultur med en høj alder (over 4,5 døgn) se figur 10. Processerne kræver endvidere en iltkoncentration over ca. 1 mg O 2 /L. Man må desuden finde sig i, at nitrifikationen kan udebliver i kortere eller længere tid om vinteren på grund af for lave temperaturer. Figur 10 viser den nødvendige slamalder for nitrifikation Biologiske anlæg 27

28 Nitrifikation anses for at være den vanskeligste af de processer, der udgør den biologiske fjernelse af kvælstof. Det må bemærkes, at processen for omdannelse af ammoniak-kvælstof til nitrat-kvælstof medfører lidt syredannelse (H + ), dvs. et faldende ph. Som regel vil stødpudevirkningen i spildevandet hindre, at ph-faldet bliver kritisk. (Se endvidere under denitrifikation). Denitrifikation.Ved nedbrydningen af organisk stof foretrækker mikroorganismerne at anvende ren ilt (O 2 ). Hvis der ikke er O 2 tilstede, kan mikroorganismerne benytte NO 3 -, og kvælstoffet ender som luftart (N 2 ). Derved får man denitrifikations-processen, som kan skrives: organisk stof + NO mikroorganismer CO 2 + H 2 O + OH - + N 2 + energi I praksis foregår denitrifikationen, når iltkoncentrationen er lavere end 0,5 mg O 2 /L. C/N forholdet Da der skal benyttes en vis mængde organisk stof til denitrifikationsprocessen, får forholdet mellem organisk stof og kvælstof (C/N forholdet) i tilløbet til denitrifikationstanken betydning for processens succes. Erfaringer viser, at C/N-forholdet helst skal være større end 5 kg BOD pr. kg total-n. Er C/Nforholdet lavere, kan det være nødvendigt, at tilsætte organisk stof som f.eks. metapol, melasse eller andet letnedbrydeligt organisk stof. Som det ses af reaktionsligningen, fremkommer der base i form af OH - ved processen. Herved stiger ph, men det er kun gunstigt. Ved den forudgående nitrifikation blev der dannet noget syre (H + ), og det vil neutralisere den dannede base. Hvis man resumerer rækkefølgen af kvælstoffets nedbrydningstrin, ser den således ud: organisk bundet N - NH 4 + -N NH 4 + -N NO 2 - -N NO 2 - -N NO 3 - -N NO 3 - -N N 2 Man kunne få den ide, om det ikke var muligt at skyde genvej og f.eks. frembringe luftarten kvælstof direkte fra den ammoniakalske kvælstof. Det er dog ikke muligt med en biokemisk proces. Anlæg for nitrifikation/denitrifikation Der findes flere forskellige anlægstyper til kvælstoffjernelse. Her i landet har især 2 metoder, der benyttes nemlig BoiDenitro- og recirkulationsmetoden. Biologiske anlæg 28

29 Bio-Denitrometoden Det nødvendige organiske stof (dvs. energikilden), er det rå spildevand. De 2 bassiner veksler mellem en ubeluftet og en beluftet tilstand. Det rå spildevand føres hele tiden til det bassin, der er ubeluftet. Afløbet til bundfældningstank sker hele tiden fra det bassin, der er beluftet. Se Figur 11 Figur 11viser svingningerne i beluftning i et bio-denitroanlæg Vi betragter en fuld cyklus, f.eks. bassin I. a. Beluftningen er stoppet, men omrøring finder sted Det NO 3 - -N, som er i spildevandet fra den netop afsluttede fase b, leverer nu ilt til nedbrydning af organisk stof. Nitratindholdet kan derved falde fra ca. 5 mg/l ved starten til ca. 1 mg/l ved slutningen. Samtidig får vi lidt BI 5 -fjernelse. Tilledningen af råt spildevand vil i samme tidsrum øge NH 4 + -N fra ca. 1 mg/l til ca. 5 mg/l. b. Beluftningen er igangsat. Her vil NH 4 + -N iltes til NO 3 - -N således, at fasen kan ende med ca. l mg NH 4 + -N/L. Her foregår desuden størstedelen af BI 5 fjernelsen. Biologiske anlæg 29

30 Dette er selvfølgelig en forenklet, teoretisk fremstilling. Ofte bliver resultatet bedre end forventet ud fra teorien. Det skyldes formentligt, at der foregår en vis nitrifikation i den ubeluftede fase og en vis denitrifikation i den beluftede fase se figur 12 Figur 12 viser spildevandets iltindhold som funktion af tiden I øvrigt er forusætningen for et godt resultat, at iltkoncentrationen i bassinet hurtigt kan bringes op og ned. En kendt og mere avanceret udformning af et anlæg for kvælstoffjernelse er det såkaldte Tripel-kanalanlæg. Dette opererer med 6 faser. Renseresultatet er optimalt, men anlægget kræver automatisk styring Ved recirkulationsanlæg ledes spildevandet til denitrifikationsdelen, hvortil der recirkuleres spildevand fra nitrifikationsdelen. Herved udnyttes indholdet af organisk stof i det tilførte spildevand som energikilde til denitrifikationsprocessen I recirkulationsanlægget er det nemt at følge og overvåge de enkelte processer, idet henholdsvis nitrifikations- og denitrifikationsprocesserne foregår i hver sin tank. I et BioDenitroanlæg, hvor processerne skifter hele tiden fra tank til tank, kan det være svært, at overskue forløbet af de enkelte processer, men til gengæld er der gode muligheder for styring og procesoptimering. Biologiske anlæg 30

31 Biologiske filtre I stedet for at benytte et aktiv-slamanlæg til kvælstoffjernelse er det muligt at benytte et biologisk filter. I et biologisk filter sidder mikroorganismerne fast på et filtermateriale. Filtermaterialet kan være plastplader eller løse bærematerialer som lecasten, sand, plastkugler mm. Biologiske filtre har den fordel, at de ikke er så pladskrævende som aktivslam-anlæg. Biologisk fosforfjernelse Den mest traditionelle metode at fjerne fosfor fra spildevand på er ved kemisk fosforfældning. Ved fosforfældning udnyttes det, at de opløste fosfater (PO 4 3- ), som findes i spildevandet, danner tungtopløselige fosfatforbindelser med metalsalte (typisk jernsulfat eller jernklorid), som herefter kan fældes (bundfældes). Det er relativt dyrt at fjerne fosfor ved kemisk fældning, hvorfor man er begyndt at udnytte muligheden for at fjerne fosforen biologisk. Det er ofte nødvendigt at kombinere fosforfjernelsen med kemisk fældning (simultanfældning eller efterfældning). Forudsætning For at fosforen kan fjernes biologisk er det en forudsætning, at spildevandet først passerer et anaerobt behandlingstrin og slutter med et aerobt behandlingstrin. Processen Ved selve processen udnyttes det, at nogle bakterier er i stand til at optage store mængder fosfor (luksusoptagelse). Fosfater bruges af bakterierne som et energilager, der under anaerobe forhold kan benyttes til at opsamle let nedbrydeligt substrat (organisk stof) se figur 13. Figur 13 viser fosforbakteriens akkumulering af fosfor under aerobe/anoxiske forhold samt fosforstrip under anaerobeforhold Regenereringen af fosforlageret sker under aerobe og anoxiske forhold, hvor det opsamlede substrat fungerer som energikilde. Der er altså tale om en cyklisk proces, hvor bakterierne Biologiske anlæg 31

32 skiftevis udskiller og optager fosfat. Mange bakterier kan udføre denne proces, mest kendt er Acinetobacter. Trin 1 I den anaerobe fortank absorberer de fosforakkumulerende bakterier det letomsættelige kulstof fra spildevandet. Samtidig frigiver bakterierne den oplagrede fosfor, som de har i deres lager til vandmasserne. Den fosfor, som de frigiver, har de med sig fra de tidligere stadier i renseprocessen. De fosforakkumlerende bakterier har optimale forhold i den anaerobe fortank. Derfor sker der her en opformering af disse bakterier bl.a. fordi der ikke er nogen væsentlig konkurrence fra andre bakterier under de anaerobe forhold. Trin 2 Fra den anaerobe fortank løber spildevandet videre til luftningstankene. Det organiske stof som de fosforakkumulerende bakterier optog i den anaerobe fortsank omsættes nu og udnyttes til bakterievækst og formering under de skiftevis aerobe og anoxiske forhold i luftningstankene. Samtidig optager de samme bakterier fosfor under de aerobe forhold i luftningstankene dvs. samtidig med nitrifikationsprocessen. Når de fosforakkumulerende bakterier har optaget fosforen fra vandmassen, skal de fjernes som overskudsslam fra processen. Hermed fjernes fosforen fra spildevandet sammen med bakterierne, som har indbygget fosforen i deres celler. Kemiske reaktioner De kemiske processer der sker ved den biologiske fosforfjernelse er meget komplicerede og vil derfor kun blive gengivet meget forenklet. Oplagring af fosfor under aerobe forhold kan forenklet beskrives: Lagret org. stof + O 2 + fosfat (PO 4 3- ) - vækst i biomasse + CO 2 + lagret fosfor (H 3 PO 4 (Poly-P)) Nedbrydningen af lagret fosfor under anaerobe forhold kan forenklet beskrives: org. stof + lagret fosfor (poly-p) Lagret org. stof + fosfat (PO 4 3- ) Omgivelsesfaktorer De fosforakkumulerende bakteriers reaktion på omgivelsesfaktorerne svarer stort set til de denitrificerende bakterier og de aerobe bakterier, der nedbryder organisk stof. For at oplagring af polyfosfat kan finde sted er der 2 forhold, der i praksis har betydning: - vekslende anaerobe og aerobe forhold - ingen nitrat i den anaerobe periode. Den anaerobe periode er væsentlig, idet man ved, at der i denne periode sker det, at en større del af biomassen kommer til, at bestå af de fosforakkumulerende bakterier. Nitrat under den anaerobe periode fjerner en del af det letomsaettelige stof, som ellers skulle have været oplagret i de fosforakkumulerende bakterier. Herved mindskes fosforfjernelsen på Biologiske anlæg 32