Biologisk nedbrydning af organiske mikroforureningerForsøg i laboratorie- og fuldskalaIndholdsfortegnelseResumé (Sammenfattende artikel)
ForordVKI har for Miljøstyrelsen gennemført et projekt, der handler om biologisk nedbrydning af organiske mikroforureninger i spildevandsslam ved anvendelse af efterbeluftning. Projektet er udført i perioden fra 1998 til 1999, og de opnåede resultater er præsenteret i den foreliggende rapport. Følgende personer fra VKI har deltaget i den projektgruppe, der har gennemført forsøgene og udarbejdet denne rapport:
Til projektet har været tilknyttet en styregruppe bestående af:
Projektet har omfattet forsøg i laboratorieskala og i fuldskala. Fuldskalaforsøgene er gennemført på Næstved Centralrenseanlæg samt på Usserød Renseanlæg. Projektgruppen ønsker at takke personalet fra de to renseanlæg for deres bidrag til projektets gennemførelse. Fra Næstved Centralrenseanlæg takkes specielt driftsleder Carsten Fjordside samt laborant Lis Thøgersen. Fra Usserød Renseanlæg takkes specielt driftsleder Gunnar Steentoft samt driftsmedarbejder Einar Dahlsen. ResuméSlam der udbringes på landbrugsjord skal bl.a. overholde "Slambekendtgørelsens" krav til indhold af organiske miljøfremmede stoffer (S PAH, NPE, DEHP og LAS). I bekendtgørelsen angives der to sæt regler, som specificerer forskellige niveauer af afskæringsværdier. Det ene sæt regler gælder frem til den 30. juni år 2000. Fra den 1. juli år 2000 skærpes afskæringsværdierne som specificeret i det andet sæt regler. Kommunalt spildevandsslam, der ikke er specielt belastet med organiske miljøfremmede stoffer, kan i de fleste tilfælde overholde de afskæringsværdier, der er gældende frem til år 2000. Anderledes forholder det sig imidlertid med hensyn til de skærpede afskæringsværdier, der gælder fra år 2000, hvor det må påregnes, at mange kommunale renseanlæg ikke vil kunne opfylde afskæringsværdierne for de fire stofgrupper. Dette er især tilfældet ved udbringning af udrådnet slam. Der er derfor behov for at identificere tekniske løsninger til behandling af slam med henblik på reduktion af indholdet af de organiske miljøfremmede stoffer. Hidtidige erfaringer på kommunale renseanlæg har vist, at de fire organiske stofgrupper, der er omfattet af "Slambekendtgørelsen", kan omsættes i aktiveret slamanlæg under aerobe forhold. Dette har dannet grundlaget for inspiration ved udførelse af nærværende projekt, hvor udrådnet slam og aktiveret slam er behandlet i en efterbeluftningsproces. I projektet er efterbeluftningsprocessen undersøgt i to modifikationer. Den ene modifikation omfatter en batchproces, hvor udrådnet slam blandet med aktiveret overskudsslam er efterbeluftet i forskellige tidsrum. Den anden modifikation omfatter en semikontinuert proces, hvor anaerobt slam efterbeluftes i separate beholdere med forskellige slamaldre. I projektet er de to modifikationer af processen undersøgt i både laboratorieskala og i fuldskala. De opnåede resultater viser, at efterbeluftningsprocessen kan anvendes til reduktion af de fire stofgrupper af miljøfremmede stoffer, og at det er muligt at opnå resultater for det behandlede slams indhold af stofferne, som kan overholde de afskæringsværdier, der er gældende fra år 2000. Af de opnåede forsøgsresultater konkluderes, at den semikontinuerte modifikation af processen er velegnet som metode til efterbehandling af udrådnet slam, der kan sikre en fortsat udbringning på landbrugsjord efter år 2000. For batchprocessen konkluderes, at denne ikke umiddelbart er velegnet til at opnå en tilstrækkelig reduktion af stofferne S PAH og DEPH. Erfaringer fra afprøvning af den simikontinuerte proces i fuldskala viser, at det er muligt at kontrollere processen tilfredsstillende, men også, at der er både driftsmæssige fordele og ulemper. Fordele og ulemper bør afvejes både teknisk og økonomisk i de konkrete tilfælde på de enkelte renseanlæg, hvor processen kan tænkes anvendt. English summary
1. Baggrund og formålUdbringning på landbrugsjord har indtil nu været den helt dominerende metode til slutdisponering af slam fra renseanlæg. Slammet har således været anvendt som en værdifuld ressource med betydelig jordforbedringsværdi - særlig i kraft af sit gødningsindhold. Dette er helt i overensstemmelse med den officielle politik, hvor genanvendelse af ressourcer prioriteres højt. Man har længe været opmærksom på risikoen for forekomst af stoffer i slammet, der kunne medføre negative effekter på menneskers og dyrs sundhed. I de seneste 20 år har der således været opstillet krav til kvaliteten af det slam, der udbringes på landbrugsjord. I takt med en stigende bekymring i samfundet for spredning og akkumulering af skadelige kemiske stoffer og smittekim har der været en udvikling i retning af stadig skærpede slamkvalitetskrav. Samtidig har landbruget udvist en udbredt skepsis over for udbringning af slam fra renseanlæg på landbrugsjord. Ved den seneste revision af slambekendtgørelsen i 1996 /1/ er der blandt andet fokuseret på skadelige, organiske miljøfremmede stoffer, hvilket er udmøntet i opstilling af afskæringskriterier for følgende fire stoffer/stofgrupper:
I slambekendtgørelsen /1/ er der således opstillet afskæringskriterier til bl.a. spildevandsslam’s indhold af de fire stofgrupper ved udspredning på landbrugsjord. Yderligere gælder et sæt afskæringskriterier for perioden indtil 30. juni år 2000 og et andet sæt afskæringskriterier efter 30. juni år 2000. I tabel 1.1 er gengivet slambekendtgørelsens afskæringskriterier.
De tal, der indtil nu foreligger for indholdet af de fire stoffer/stofgrupper i spildevandsslam, tyder på, at specielt LAS, NPE og DEHP findes i koncentrationer, der overskrider afskæringsværdierne, som gælder fra år 2000. Kun en mindre del af slammet forventes at overskride år 1997 afskæringsværdierne. På baggrund af viden om nedbrydning af stofferne i aktiveret slam er det interessant at undersøge, om det via aerob efterbehandling (efterbeluftning) er muligt og realistisk at reducere indholdet af stofgrupperne LAS, NPE, DEHP og å PAH i udrådnet slam til et niveau, der tillader udbringning på landbrugsjord. Den eksisterende viden på området er begrænset - særligt hvad angår nedbrydningshastigheder og andre procesparametre. En nærmere undersøgelse er vigtig, idet positive resultater vil kunne tilvejebringe en mulig teknisk løsning, der kan medvirke til at sikre en fortsat høj genanvendelse af slam til jordbrugsformål. Formålet med nærværende projekt er at undersøge, om aerob efterbehandling af slam fra renseanlæg kan nedbringe indholdet af de organiske miljøfremmede stoffer, der er nævnt i slambekendtgørelsen til niveauer, der muliggør en fortsat landbrugsanvendelse. Til belysning af projektets formål er der udført forsøg i både laboratorieskala og i fuldskala. Denne rapport omhandler begge forsøgstyper og udgør den endelige rapportering af projektet. 2. VidenstatusDen eksisterende viden om den potentielle nedbrydelighed i rensningsanlæg for de fire stoffer/stofgrupper af organiske mikroforureninger, der er omfattet af slambekendtgørelsen, må generelt siges at være ringe. Specifikt for nedbrydning af stofferne ved efterbeluftning af slam findes der ingen beskrivelser i litteraturen. Den mest relevante udenlandske litteratur beskriver bl.a. massebalancer for LAS /6/ samt massebalancer for NPE og DEHP /7/. I Danmark har der været udført enkelte undersøgelser af stoffernes reduktion i rensningsanlæg ved udtagning af enkelte prøver i renseanlægs tilløb og afløb /2, 3, 4/. Endvidere har der været udført en mere detaljeret undersøgelse af skæbnen for LAS i rensningsanlæg ved opstilling af en egentlig massebalance /5/. Sidstnævnte undersøgelse viste, at ca. 75% af den totale LAS-mængde, der blev tilledt anlægget med råspildevandet gik videre til luftningstankene, mens de øvrige 25% blev ført med primærslammet til rådnetankene. Af de 75%, der gik til luftningstankene, endte omkring 1,2% i afløbsvandet og omkring 0,25% endte i det biologiske overskudsslam. Dette svarer til, at ca. 98% af det LAS, der blev tilført luftningstankene, blev nedbrudt som følge af de aerobe processer i aktiv slammet. De 25% af den totale tilledte LAS-mængde, der endte i rådnetankene, blev derimod genfundet fuldt ud i det udrådnede slam. Der kunne således ikke konstateres nogen nedbrydning af LAS som følge af de anaerobe biologiske processer i rådnetankene. Hvad angår nedbrydning af NPE og DEHP tyder resultater af både danske og udenlandske undersøgelser på, at der kan ske en nedbrydning under aerobe forhold, men næppe under anaerobe forhold. På grund af problemstillingen med, at NPE er et nedbrydningsprodukt af det reelt anvendte stof nonylphenolethoxylat, er det vanskeligt at opstille massebalancer for rensningsanlæg. På flere anlæg er det konstateret, at indholdet af NPE stiger over rådnetanken som følge af, at ethoxylatgrupper kan fraspaltes anaerobt, mens nonylphenoldelen ikke kan omsættes anaerobt. å PAH synes at være den stofgruppe, hvor kendskabet til nedbrydning i rensningsanlæg er dårligst. Opstilling af massebalancer vanskeliggøres ved, at PAH’er kan ændres fra én form til en anden og ved, at der forekommer en lang række stoffer, der ligner dem, der er opstillet afskæringsværdier for. Meget tyder dog på, at der kan ske en vis omsætning af PAH under aerobe forhold men næppe under anaerobe forhold. Sammenfattende kan det på baggrund af den eksisterende viden vurderes, at alle fire stoffer tilsyneladende er mere eller mindre nedbrydelige under aerobe forhold men kun lidt eller slet ikke under anaerobe forhold. Med hensyn til bestemmelse af de fire organiske stoffer/stofgrupper skal der anvendes den metode, som specificeres i Miljø- og Energiministeriets bekendtgørelse nr. 823 af 16. september 1996 /1/ med ændringsbekendtgørelse nr. 567 af 20. juli 1997 /10/. Den anvendte analysemetode består af to separate delmetoder:
Metoden kan anvendes til bestemmelse af følgende miljøfremmede stoffer i slam: PAH (acenaphten, flouren, phenanthren, fluoranthen, pyren, benz(b+j+k)fluoranthrener, benzo(a)pyren, indeno(1,2,3-cd)pyren og benzo(ghi)perylen), DEHP, NPE (målt som isomersummen af nonylphenol samt disses mono- og diethoxylater) og LAS (målt som isomersummen af isomerer fra C10 –C14). Detektionsgrænserne for metoden er fastsat til 0,02 mg/kg TS for de enkelte PAH-forbindelser, samt 0,2 mg/kg TS for summen, 0,5 mg/kg TS for DEHP, 0,6 mg/kg TS for total NPE og 50 mg/kg TS for total LAS. Metoden er blevet præstationsprøvet i 1998, men det endelige officielle resultat foreligger endnu ikke. To generelle betragtninger kan dog laves på baggrund af de foreløbige resultater:
3. Forsøgsoversigt
Der er udført forsøg i såvel laboratorieskala som fuldskala, og i begge tilfælde har der været arbejdet med såvel en batchproces som en semikontinuerlig proces. Laboratorieforsøgene er udført i VKI’s laboratorium, mens fuldskalaforsøgene er udført på henholdsvis Næstved Centralrenseanlæg (batchproces) og Usserød Renseanlæg (semikontinuerlig proces). Når der har været arbejdet med såvel en batchproces som en semikontinuerlig proces, skyldes det, at begge disse processer kan tænkes implementeret på renseanlæg. Ved batchprocessen blandes udrådnet slam med aktiv slam i en beluftet tank, der drives batchvis. Efter en vis opholdstid, når bakterierne fra aktiv slammet har nedbrudt de miljøfremmede stoffer i det udrådnede slam, tømmes tanken, og der startes forfra med en ny batch. Ved denne proces er nedbrydningshastigheden af de miljøfremmede stoffer den kritiske parameter, idet processen bygger på, at der altid tilføres tilstrækkeligt med bakterier, der kan nedbryde stofferne via aktiv slammet. Ved den kontinuerlige proces pumpes udrådnet slam kontinuerligt ind på en særlig efterbeluftningstank, og en tilsvarende mængde slam forlader tanken med afløbet. Processen startes ved podning med aktiv slam, men er herefter afhængig af opvækst af bakterier, der kan nedbryde de miljøfremmede stoffer, idet de oprindelige podede bakterier efterhånden dør eller forlader tanken med afløbsslammet. Der er derfor brug for en vis "slamalder" for at undgå udvaskning af de ønskede bakterier. Ved en kontinuerlig proces er det derfor snarere slamalderen end nedbrydningshastigheden, der er den kritiske parameter. 3.1 Laboratorieforsøg3.1.1 BatchprocesFormålet med batchforsøg i laboratoriet var at få en indledende orientering om nedbrydningspotentialet for de organiske miljøfremmede stoffer ved en batchproces. Ved forsøgene simuleredes procesbetingelser svarende til de forventede procesbetingelser, der kunne anvendes ved fuldskalaforsøg på Næstved Centralrenseanlæg. Fuldskalaforsøgene er efterfølgende endeligt tilrettelagt på baggrund af resultaterne fra batchforsøgene. Af denne grund er der til batchforsøgene anvendt lige dele aktiv slam og udrådnet slam fra Næstved Centralrenseanlæg. Effekten af nitrifikationsprocessen var et vigtigt aspekt af batchforsøgene. Udrådnet slam indeholder typisk 400-500 mg/l NH4-N. Ved kontakt med aktiv slam, der indeholder nitrificerende bakterier, vil der typisk foruden nitrat dannes en vis mængde nitrit. Nitrit i høje koncentrationer virker hæmmende på biologiske processer. Der er således en risiko for, at forekomst af nitrit kan bremse nedbrydningsprocessen for de organiske miljøfremmede stoffer. Ved udførelse af forsøgene er nitrifikationsprocessen derfor blevet overvåget ved målinger af ammonium og nitrit/nitrat. Der blev udført én forsøgsrunde i perioden 16-18 marts 1998. Forsøgene blev udført i to omrørte batchreaktorer med procesforhold som angivet i tabel 3.1. Tabel 3.1: Procesforhold for batchforsøg.
Ved forsøgene blev der udtaget prøver og udført målinger som vist i tabel 3.2. Tabel 3.2: Prøvetagnings- og analyseprogram for batchforsøg.
Alle bestemmelser for NPE, DEHP, PAH og LAS blev foretaget som dobbeltbestemmelser. 3.1.2 Semikontinuerlig procesFormålet med de semikontinuerlige forsøg var at få en indledende orientering om nedbrydningspotentialet - i forhold til de organiske miljøfremmede stoffer - ved en semikontinuerlig proces. Herunder specielt slamalderens indflydelse på nedbrydningen af de miljøfremmede stoffer. Ved forsøgene simuleres procesbetingelser svarende til de forventede procesbetingelser, der kunne anvendes ved fuldskalaforsøg på Usserød Renseanlæg. Fuldskalaforsøgene er efterfølgende endeligt tilrettelagt på baggrund af resultaterne fra laboratorieforsøgene. Af denne grund er der til de semikontinuerlige forsøg anvendt både aktiv slam og udrådnet slam fra Usserød Renseanlæg. Ligesom for batchforsøgene var nitrifikationsprocessen et vigtigt aspekt ved den semikontinuerlige proces. Processen må formodes at skulle drives med enten fuld nitrifikation eller ingen nitrifikation. En mellemvej med ustabil nitrifikation giver stor risiko for akkumulering af nitrit, hvilket vil kunne hæmme nedbrydningen af miljøfremmede stoffer i betydeligt omfang. Der blev udført forsøg i fire beluftede og omrørte rektorer, drevet semikontinuerligt med tilledning af slam én gang i døgnet (fill and draw princippet). Reaktorene blev belastet som vist i tabel 3.3. Tabel 3.3: Belastning af semikontinuerligt drevne reaktorer.
Ved forsøgene blev der udført målinger til driftsovervågning samt udtaget prøver til analyse som vist i tabel 3.4. Tabel 3.4: Prøvetagnings- og analyseprogram for semikontinuerlige forsøg.
Alle bestemmelser for NPE, DEHP, PAH og LAS blev foretaget som dobbeltbestemmelser. 3.1.3 AfvandingsforsøgAnaerobt stabiliseret slam er typisk væsentligt lettere at afvande end aerobt stabiliseret slam. Man kan derfor forestille sig, at efterbeluftning af udrådnet slam kunne have en negativ indflydelse på slammets afvandingsegenskaber. For at undersøge dette forhold blev slammets afvandingsegenskaber karakteriseret ved måling af CST (Capillary Suction Time) og SRF (Specific Resistance to Filtration). Ved måling af CST anbringes en slamprøve i en cylinder, der igen er anbragt på et filtrerpapir. Hastigheden, hvormed vandfasen forlader slamfasen og udbredes i filtrerpapiret, bestemmes. Princippet bag bestemmelse af CST er nærmere beskrevet i /7/. Ved måling af SRF anbringes en slamprøve i en cylinder, der i den ene ende er forsynet med et stempel og i den anden ende med en filterdug. Stemplet sættes under tryk ved hjælp af trykluft, og hastigheden, hvormed vandfasen presses ud gennem filterdugen, bestemmes. Princippet bag bestemmelse af SRF er nærmere beskrevet i /9/. Karakterisering af afvandingsegenskaber blev udført i forbindelse med de semikontinuerlige laboratorieforsøg og omfattede såvel fødeslam (udrådnet slam fra Usserød Renseanlæg) som slam fra de fire semikontinuerligt drevne efterbeluftningsreaktorer. For at opnå passende gode afvandingsegenskaber er det i praksis på renseanlæg altid nødvendigt at ændre slammets struktur (konditionere slammet). Dette opnås typisk ved tilsætning af en organisk polymer. I forbindelse med CST-målingerne blev der udført forsøg med fem forskellige polymerer, og for hver polymertype blev der foretaget forsøg med 3-4 forskellige doseringsniveauer. For hver kombination af slamtype, polymertype og doseringsniveau blev der udført flokstyrketest, hvor blandingerne af slam og polymer blev udsat for mekanisk påvirkning (omrøring) i perioder varierende fra 10 til 60 sekunder. På baggrund af resultaterne af CST-målingerne blev der for hver kombination af slamtype og polymertype udvalgt et optimalt doseringsniveau og en optimal omrøringsperiode. For disse kombinationer af slamtype, polymertype, doseringsniveau og omrøringstid blev der herefter udført målinger af SRF. 3.2 Fuldskalaforsøg3.2.1 Batchproces - Næstved CentralrenseanlægBatchforsøgene er gennemført på Næstved Centralrenseanlæg. Næstved Centralrenseanlæg er designet til biologisk kvælstof- og fosforfjernelse efter Bio-Denipho princippet og har en designkapacitet på 100.000 PE. I bilag 9 er givet en generel beskrivelse af Næstved Centralrenseanlæg. Formålet med forsøgene var at få afklaret, om batchprocessen har et anvendelsespotentiale i praksis. Ved forsøgene anvendtes en eksisterende slamhomogeniseringstank, der til daglig anvendes som udlignings- og luftningstank for biologisk overskudsslam før afvanding. Effekten af nitrifikationsprocessen var et vigtigt aspekt af batchforsøgene, (jfr. afsnit 3.1.1). Ved udførelse af forsøgene er nitrifikationsprocessen derfor blevet overvåget ved målinger af ammonium og nitrit/nitrat. Der blev udført 2 forsøgsrunder. Den første runde, der blev udført i perioden 15-16 juni 1998, havde karakter af en testrunde, hvor alle procedurer og kritiske procesforhold ved forsøget blev afprøvet/undersøgt, men hvor der kun blev udtaget en start- og en slutprøve til analyse for miljøfremmede stoffer. Den anden runde blev udført i perioden 1-2 juli 1998, og her blev der taget en række prøver i løbet af forsøgsperioden til bestemmelse af miljøfremmede stoffer. Testrunden blev udført med et blandingsforhold mellem udrådnet slam og overskudsslam på 1:2. For at undgå høje ammoniumkoncentrationer og heraf følgende risiko for kritisk høje nitritkoncentrationer blev mængden af overskudsslam øget i den egentlige forsøgsrunde, således at blandingsforholdet mellem udrådnet slam og overskudsslam var 1:3. I tabel 3.5 er givet en oversigt over de udførte batchforsøg. Tabel 3.5: Oversigt for batchforsøg i fuldskala.
Ved testrunden blev der kun foretaget målinger for driftsparametre (TS, Temperatur, pH og nitrit) og organiske mikroforureninger (NPE, DEHP og PAH) ved starten af forsøget og efter 24 timers beluftning. Målingerne for de organiske mikroforureninger blev foretaget som enkeltbestemmelser. Ved den efterfølgende egentlige forsøgsrunde blev der udtaget prøver og målt som vist i tabel 3.6. Tabel 3.6: Prøvetagnings- og analyseprogram for batchforsøg.
Ved forsøgsrunden blev alle bestemmelser for NPE, DEHP, PAH og LAS foretaget som dobbeltbestemmelser. 3.2.2 Semikontinuerlig proces - Usserød renseanlægForsøgene med semikontinuerlig drift er gennemført på Usserød Renseanlæg. Usserød Renseanlæg er designet med biologisk kvælstof- og fosforfjernelse efter recirkulationsprincippet og har en designkapacitet på 50.000 PE. I bilag 10 er givet en generel beskrivelse af Usserød Renseanlæg. Formålet med de semikontinuerlige forsøg var at demonstrere processens anvendelighed i fuldskala. Ved forsøgene anvendtes en eksisterende slamlagertank, i hvilken der til lejligheden blev etableret beluftning. Ligesom for laboratorieforsøgene var nitrifikationsprocessen og afvandingsegenskaber et vigtigt aspekt ved fuldskalaforsøg med semikontinuerlig proces. Der blev afviklet én forsøgsperiode af ca. 3 måneders varighed. Forsøgsperioden var opdelt i fire delperioder med forskellige driftsforhold og forskellig overvågnings- og prøvetagningsaktivitet. I tabel 3.7 er givet en oversigt over driftsforholdene i delperioderne. Tabel 3.7: Oversigt over delperioder for fuldskalaforsøg med semikontinuerlig drift af efterbeluftningsproces.
I tabel 3.8 er vist en liste over anvendte drifts- og analyseparametre i forbindelse med fuldskalaforsøget. I tabellen er endvidere angivet omtrentlige frekvenser for driftsmålinger og analysering i indkørings- og steady state perioderne. Tabel 3.8: Drifts- og analyseparametre for semikontinuerlige forsøg i fuldskala.
3.2.3 AfvandingsforsøgAnaerobt stabiliseret slam er typisk væsentligt lettere at afvande end aerobt stabiliseret slam. Man kan derfor forestille sig, at efterbeluftning af udrådnet slam har en negativ indflydelse på slammets afvandingsegenskaber. For at undersøge dette forhold blev slammets afvandingsegenskaber karakteriseret ved måling af CST (Capillary Suction Time) og SRF (Specific Resistance to Filtration). Metoder til bestemmelse af CST og SRF er beskrevet i afsnit 3.1.3. Karakterisering af slam blev udført i VKI’s laboratorium på udrådnet og efterbeluftet slam udtaget samme morgen på Usserød Renseanlæg. Der blev gennemført to karakteriseringsrunder, hvoraf den første havde karakter af en testrunde, og den anden udgjorde den egentlige karakterisering. Testrunden blev gennemført i dagene 23-24 november 1998, og havde til formål at fastlægge rammer for parametre som polymertype, polymerdosis og flokstyrke. Den egentlige karakteriseringsrunde blev afviklet i dagene 9-10 december 1998. I forbindelse med CST-målingerne blev der udført forsøg med fire forskellige polymerer, og for hver polymertype blev der foretaget forsøg med 1-2 forskellige doseringsniveauer af polymer. For hver kombination af slamtype, polymertype og doseringsniveau blev der udført flokstyrketest, hvor blandingerne af slam og polymer blev udsat for mekanisk påvirkning (omrøring) i perioder varierende fra 10 til 60 sekunder. På baggrund af resultaterne af CST-målingerne blev der for hver kombination af slamtype og polymertype udvalgt et optimalt doseringsniveau og en optimal omrøringsperiode. For disse kombinationer af slamtype, polymertype, doseringsniveau og omrøringstid blev der herefter udført målinger af SRF. 4. Udstyr og metoder
I det følgende er givet en beskrivelse af de metoder og det udstyr, der er anvendt ved gennemførelse af laboratorieforsøg og fuldskalaforsøg. 4.1 LaboratorieforsøgFor at undgå kontaminering af udrådnet slam eller aktiv slam med organiske miljøfremmede stoffer var alt udstyr ved laboratorieforsøgene - herunder prøvebeholder og reaktorer - udført i stål, glas, teflon eller aluminium. 4.1.1 BatchprocesTil batchforsøget blev anvendt to omrørte reaktorer af glas, R1 og R2. R1 var cylinderformet, forsynet med låg, og havde et aktivt volumen på 6 l. Omrøringen blev sikret ved omrøring med en snegleformet omrører af rustfrit stål. R1 blev holdt anaerob ved konstant indblæsning af kvælstofgas under låget. R2 var kasseformet og havde et aktivt volumen på 14 l og blev holdt aerob ved beluftning med atmosfærisk luft gennem perforerede stålrør (Ø 1mm). Omrøring blev dels sikret ved hjælp af to snegleformede omrørere af rustfrit stål og dels ved luftindblæsningen. I bilag 8 er vist fotos af de to reaktorer. Udrådnet slam og aktiv slam (returslam) blev udtaget på Næstved Centralrenseanlæg. Begge slamtyper blev udtaget som et antal stikprøver over en periode på omkring én time, og sammenstukket til én prøve af udrådnet slam og én prøve af returslam. Prøverne blev umiddelbart efter transporteret til VKI’s laboratorium, hvor forsøgene straks blev igangsat. Før sammenblanding af udrådnet slam og returslam blev det sikret, at returslammet var ilt- og nitratfrit, og der blev målt og udtaget prøver som angivet i tabel 3.2. I den anaerobe reaktor (R1) blev tilsat 3 l udrådnet slam og 3 l returslam. Omrøring og kvælstoftilledning blev startet, og der blev målt og udtaget prøver som vist i tabel 3.2. I den aerobe reaktor (R2) blev tilsat 7 l udrådnet slam og 7 l returslam. Omrøring og beluftning blev startet, og der blev udført målinger og udtaget prøver som vist i tabel 3.2. Alle prøver blev udtaget i aluminiumsbakker og opbevaret ved ÷18° C med henblik på senere analyse for organiske miljøfremmede stoffer. Alle driftsmålinger blev udført i det forsøgslaboratorium, hvor forsøgene blev afviklet. Iltkoncentration, pH og temperatur blev foretaget med henholdsvis iltelektrode, pH-elektrode og temperaturføler. Temperaturfølerens visning blev med mellemrum kontrolleret ved brug af kviksølvtermometer. Nitritforekomst blev målt ved brug af semikvantitative nitritsticks, mens ammonium og nitrat blev målt ved hjælp af Dr. Lange hurtiganalyser. Analyser for NPE, DEHP, PAH og LAS blev udført af kemisk afdeling på VKI. NPE, DEHP og PAH bestemmes ved samme analyseprocedure, mens LAS bestemmes ved en separat metode (jfr. afsnit 2). Alle analyser for NPE, DEHP, PAH og LAS blev udført som dobbeltbestemmelser. 4.1.2 Semikontinuerlig procesTil de semikontinuerlige forsøg blev anvendt fire omrørte og beluftede reaktorer af glas, R1 – R4, hver med et aktivt volumen på 7 l. Omrøringen blev sikret ved omrøring med snegleformede omrørere af rustfrit stål. Reaktorerne blev beluftet ved indblæsning af atmosfærisk luft gennem perforerede stålrør (Ø 1mm). I bilag 8 er vist fotos af reaktorerne. Ved forsøgenes start blev 6 l returslam og 1 l udrådnet slam tilsat hver reaktor. Begge slamtyper blev hentet på Usserød Renseanlæg. Herefter blev reaktorerne fødet med udrådnet slam én gang om dagen. For at give biomassen i forsøgsreaktorerne tid til at vende sig til de ønskede procesforhold blev belastningen hævet trinvist. For reaktorer, hvor der kunne forventes fuld nitrifikation, blev den trinvise forøgelse af belastningen styret udfra forekomsten af nitrit umiddelbart før slamfødning. Forekomst af nitrit blev påvist ved hjælp af nitrit-sticks. Ved forekomst af nitrit blev mængden af fødeslam nedsat eller helt stoppet, indtil reaktorerne igen var nitrit-fri. For R2, R3 og R4 (slamaldre på henholdsvis 4,7, 7 og 14 døgn) var det - efter indkøringsperioder på 3-4 uger - muligt at opretholde fuld nitrifikation med fuld belastning. For R1 (slamalder ca. 2 døgn) var det hverken muligt at opretholde fuld nitrifikation eller helt at undgå nitrifikation. R1 blev derfor i hele forsøgsperioden drevet med høje koncentrationer af nitrit. Efter indkøring blev reaktorerne drevet i en periode, der for den enkelte reaktor svarede til 2-3 slamaldre, hvorefter de blev betragtet som værende i steady state. Reaktorerne blev drevet i steady state i yderligere 1-3 uger, i hvilken periode der blev udtaget prøver og udført målinger som vist i tabel 3.4. Alle prøver blev udtaget i aluminiumsbakker og opbevaret ved ÷18° C med henblik på senere analyse for organiske miljøfremmede stoffer. Alle driftsmålinger samt analyser for NPE, DEHP, PAH og LAS blev udført som beskrevet i afsnit 4.1.1. Alle analyser for NPE, DEHP, PAH og LAS blev udført som dobbeltbestemmelser. 4.2 Fuldskalaforsøg4.2.1 Batchproces – Næstved CentralrenseanlægTil forsøgene blev anvendt en eksisterende bundbeluftet slamhomogeniseringstank med et totalvolumen på 35 m3. I figur 4.1 er vist en skitse for systemet. Ved forsøgene blev tanken fyldt trekvart op med en blanding af udrådnet slam og overskudsslam, svarende til ca. 25 m3. Mængden af indpumpet slam blev styret manuelt ved hjælp af en målestok anbragt i homogeniseringstanken. Ved forsøgenes start blev først den planlagte mængde overskudsslam pumpet ind i tanken og beluftning blev startet. Herefter blev den planlagte mængde udrådnet slam pumpet på, hvilket typisk tog 10 til 15 minutter. Den første prøve (t = 0) blev udtaget umiddelbart efter indpumpning af udrådnet slam. Alle prøver blev udtaget med en beholder i rustfrit stål monteret på et træskaft.
Figur 4.1: Skitse af fuldskala batchsystemet – Næstved Centralrenseanlæg. Blandingsforhold og analyseprogram for de to forsøgsrunder er angivet i henholdsvis tabel 3.1 og 3.2. Iltkoncentration, pH og temperatur i tanken blev målt med henholdsvis en iltelektrode, en pH-elektrode og en temperaturføler. Alle øvrige driftsanalyser blev målt i renseanlæggets laboratorium; nitritforekomst ved brug af semikvantitative nitrit-sticks og ammonium og nitrat ved hjælp af Dr. Lange hurtiganalyser. Alle udtagne prøver blev hældt på glasbeholdere og opbevaret ved ÷18° C med henblik på senere analyse for organiske miljøfremmede stoffer. Analyser for NPE, DEHP, PAH og LAS blev udført af kemisk afdeling på VKI som dobbeltbestemmelser og som beskrevet i afsnit 3.2.1. 4.2.2 Semikontinuerlig proces – Usserød renseanlægTil forsøgene blev anvendt en eksisterende slamlagertank med et totalt volumen på 250 m3, herefter kaldet efterbeluftningstanken. Tanken var én af to serielt forbundne tanke, der tidligere blev anvendt til lagring/udlig-ning af udrådnet slam. Den anden tank, herefter kaldet udligningstanken, havde et totalvolumen på 150 m3. Begge tanke var forsynet med omrøring i form af grovboblet bundbeluftning. I forbindelse med forsøgene blev tankenes rørføring ændret, så det udrådnede slam kunne ledes direkte fra rådnetank til efterbeluftningstanken. Fra efterbeluftningstanken løb slammet via et overløb til udligningstanken, hvorfra det blev pumpet til slutafvanding. For at kunne kontrollere belastning af efterbeluftningstanken var rørføringen udformet således, at slammet fra rådnetanken kunne bypasses efterbeluftningstanken og ledes direkte til udligningstanken. I forbindelse med forsøgene blev der i efterbeluftningstanken endvidere etableret beluftning og omrøring i form af en flydende ejektorbelufter. I figur 4.2 er vist en skitse af systemet.
Figur 4.2: Skitse af fuldskalaforsøg med semikontinuerligt drevet efterbeluftningstank – Usserød Renseanlæg. Efterbeluftningstanken blev drevet med et aktivt volumen på ca. 225 m3. Ved opstart af processen blev tanken påfyldt ca. 75 m3 udrådnet slam og 150 m3 opkoncentreret overskudsslam fra afvandingsprocessens forafvander. Beluftningen blev startet, og tanken stod uden tilledning af udrådnet slam, indtil alt ammonium var nitrificeret. Herefter blev tilledningen af udrådnet slam startet. Belastningen blev trinvist hævet for langsomt at tilvænne biomassen de nye procesforhold. Som styringsparameter for optrapning af belastningen blev målt nitrit (nitrit-sticks) og koncentrationen af ammonium (Dr. Lange hurtiganalyser), idet kriteriet for en forøgelse af belastningen var, at der ikke måtte forekomme væsentlige mængder af disse to stoffer. Under indkøringsperioden var der problemer med at opretholde den ønskede iltkoncentration på 1-2 mg O2/l, idet belufterens iltoverføringskapacitet var lavere end forventet. Dette nødvendiggjorde, at efterbeluftningsprocessen måtte drives med en lav belastning i længere tid end planlagt. Efter fem uger blev belufterens kapacitet forøget ved forskellige tekniske tiltag, hvorefter belastningen kunne øges under opretholdelse af den ønskede iltkoncentration (1-2 mgO2/l). Samtidig med start af tilledning af udrådnet slam blev dosering af natriumhydroxid (27,65% NaOH) igangsat. Doseringen skete direkte fra palletank ved hjælp af en membran-doseringspumpe. I slutningen af indkøringsperioden svarende til 2-3 slamaldre blev de første prøver til analyse for miljøfremmede stoffer udtaget, og i den efterfølgende steady state periode blev der udtaget prøver som vist i tabel 3.4. Iltkoncentration og temperatur i efterbeluftningstanken blev målt med henholdsvis en iltelektrode og en temperaturføler. Temperaturfølerens visning blev kontrolleret ved hjælp af et kviksølvtermometer 2-3 gange i løbet af forsøgsperioden. Alle øvrige driftsanalyser blev målt i renseanlæggets laboratorium; pH ved hjælp af en pH-elektrode, nitritforekomst ved brug af semikvantitative nitrit-sticks og ammonium, nitrat, totalfosfor og orthofosfat ved hjælp af Dr. Lange hurtiganalyser. Alle prøver blev udtaget i syrevaskede og glødede glasbeholdere med aluminiumspakkede låg og opbevaret ved ÷18° C med henblik på senere analyse for organiske miljøfremmede stoffer. Analyser for NPE, DEHP, PAH og LAS blev udført af kemisk afdeling på VKI som beskrevet i afsnit 3.2.2. Alle analyser for NPE, DEHP, PAH og LAS blev udført som dobbeltbestemmelser. 4.3 AfvandingsforsøgI dette afsnit er givet en beskrivelse af de metoder, der er anvendt ved forsøg med afvanding af slam. Fremstilling af polymerbrugsfortynding Ved forsøgene blev den valgte polymer fortyndet til en stamopløsning på 0,5%, og herefter videre til en brugsfortynding på 0,2%. Ved konditioneringen blev typisk tilsat 2-5 ml brugsfortynding til 100 ml slam svarende til en specifik dosering i området 3-8 mg polymer/g TS. I tabel 4.1 er givet en oversigt over de anvendte polymerer. Datablade for polymerne er vist i bilag 7. Tabel 4.1 Anvendte polymertyper.
Til mekanisk påvirkning af det konditionerede slam anvendtes et omrørerapparat fra Triton Electronics af typen "Standard Stirrer" med forprogrammerede omrøretider på 0, 10, 40 og 100 sekunder. Omrørehastigheden var 1000 rpm. Før CST-bestemmelsen blev slammet konditioneret ved tilsætning af polymer til en 100 ml slamprøve, der var hældt op i en 150 ml glasbeholder med låg. Indblanding af polymer foregik ved kraftig omrystning i den lukkede glasbeholder i 10 sekunder. Herefter blev 5 ml af det konditionerede slam afpipetteret til CST-apparatets målecylinder, og CST blev målt. Glasbeholderen med det resterende slam blev herefter sat ind i omrøreapparatet og omrørt i 10 sekunder, hvorefter 5 ml omrørt slam blev udtaget til CST-bestemmelse. Denne procedure blev gentaget for en række omrøringstider. Omrøringstiderne var samlede omrøringstider, dvs. at omrøringstiden på f.eks. 50 sekunder var et resultat af én omrøring på 10 sekunder efterfulgt af én omrøring på 40 sekunder på det samme slam.
Ved forsøgene blev 325 ml konditioneret slam hældt ned i cylinderen, mens denne stod i en position med gevind-enden op ad. Stemplet var i forvejen stillet, således at slammet efter ophældning stod op til overkanten af gummipakringen. Filterdugen blev placeret ovenpå slammet, låget blev skruet på og cylinderen vendt 180° . Under drænslangen blev anbragt en opsamlingsbeholder, der var anbragt på en vægt. Vægten var tilsluttet en computer for automatisk opsamling af samhørende værdier for tid og vægt af opsamlet drænvand. Data blev opsamlet med et interval på 2 sekunder. Ved forsøgets start blev cylinderen påsat et overtryk på 1 bar, og samtidig blev dataopsamlingen startet. Overtrykket på 1 bar blev fastholdt, indtil vægten af drænvand var konstant i mindst 10 sekunder. Herefter blev trykket øget til 3,5 bar og fastholdt, indtil vægten af drænvandet igen var konstant i mindst 10 sekunder. 5. Resultater og diskussion
5.1 LaboratorieforsøgI dette afsnit er præsenteret de resultater, der er opnået ved de gennemførte laboratorieforsøg og fuldskalaforsøg. Sideløbende med præsentationen er givet en diskussion og vurdering af resultaterne. 5.1.1 BatchprocesI tabel 5.1 er vist temperatur, pH, iltkoncentration, TS-koncentration samt PAH-, NPE- og DEHP-koncentrationer for den anaerobe referencereaktor ved forsøgets start og slutning. Tabel 5.1: Måling- og analyseresultater for den anaerobe reference reaktor.
Som det fremgår af tabellen, varierede TS, temperatur og pH kun lidt under batchforsøgets forløb. Som ventet kunne der ikke måles ilt i reaktoren. Af tabellen fremgår videre, at der ikke sker nogen væsentlig reduktion i koncentrationerne for de organiske mikroforureninger. Faktisk observeres der i flere tilfælde en lille stigning, der dog tilskrives usikkerheder ved de anvendte analysemetoder. I tabel 5.2 er vist temperatur, pH, iltkoncentration samt TS-koncentration for den aerobe reaktor ved forsøgets start og slutning. Tabel 5.2: Driftsparametre for den aerobe reaktor.
Som det fremgår af tabellen, varierede TS, temperatur og pH kun lidt under forsøgets forløb. Af tabellen fremgår videre, at beluftningskapaciteten kun rækker til i starten at bringe iltkoncentrationen op på 1,5 mg O2/l. Allerede efter godt én time var iltforbruget i reaktoren imidlertid faldet så meget, at iltkoncentrationen steg til 4 mg O2/l og senere til 6 mg O2/l. I figur 5.1 er vist udviklingen i koncentrationerne af PAH, NPE og DEHP samt LAS i den aerobe reaktor.
Figur 5.1: Koncentrationer af PAH, NPE, DEHP og LAS i den aerobe batchreaktor. I figur 5.1 er vist udviklingen i koncentrationerne af PAH, NPE og DEHP samt LAS i den aerobe reaktor. Af figur 5.1.a fremgår, at der ikke observeres væsentlig reduktion i koncentrationen af PAH i løbet af 24 timers beluftning. Dette gælder også for koncentrationen af DEHP (figur 5.1.c). For NPE (figur 5.1.b) viser analyseresultaterne en tydelig reduktion, af størrelsen 30-40%. For LAS (figur 5.1.d) ses en tilsvarende reduktion på 30-40%. Alle drifts- og analysedata for laboratorieforsøg med batchprocessen er givet i bilag 1. 5.1.2 Semikontinuerlig procesI figur 5.2 er vist tilførslen af fødeslam til de fire reaktorer.
Figur 5.2: Flow til semikontinuerligt drevne reaktorer (R1-R4). Som det fremgår af figur 5.2, blev R4 drevet i godt 60 dage, R3 i ca. 40 dage, R2 i godt 30 dage og R1 i kun godt 20 dage. De forskellige længder af driftsperioderne afspejler de forskellige slamopholdstider. For R4, der blev drevet med den længste slamopholdstid, var det således nødvendigt med den længste indkøringsperiode for at opnå steady state driftsforhold, mens R1 med den korteste slamopholdstid kunne indkøres langt hurtigere. I tabel 5.3 er vist de typiske niveauer for driftsparametrene: slamopholds-tid, temperatur, pH, iltkoncentration og tørstofkoncentration for de fire reaktorer. Tabel 5.3: Typiske niveauer for driftsparametre for semikontinuerligt drevne reaktorer.
I figur 5.3 er vist koncentrationerne af ammonium i fødeslam samt i slam fra R1 og R2.
Figur 5.3: Ammonium i fødeslam (FS) samt i slam fra reaktor 1 og 2 (R1 og R2). Som det fremgår af figur 5.3, er belastningen af R1 for høj til, at der opnås en fuldstændig nitrifikation. Endvidere var der under hele forsøgsperioden høje koncentrationer af nitrit i R1 som tegn på ustabil nitrifikation (jfr. bilag 2). I R2 ses derimod fuldstændig nitrifikation og kun lille eller ingen forekomst af nitrit. Dette tyder på, at belastningen af R2 liger lige omkring belastningsgrænsen for fuld nitrifikation ved den pågældende temperatur. Som ventet opnåedes også fuld nitrifikation i R3 og R4, og yderligere forekom der aldrig nitrit. I figur 5.4-5.7 er vist koncentrationer af henholdsvis PAH, NPE, DEHP og LAS i de fire reaktorer.
Figur 5.4: Koncentrationer af PAH i R1 (a), R2 (b), R3 (c) og R4 (d).
Figur 5.5: Koncentrationer af NPE i R1 (a), R2 (b), R3 (c) og R4 (d).
Figur 5.6: Koncentrationer af DEHP i R1 (a), R2 (b), R3 (c) og R4 (d).
Figur 5.7: Koncentrationer af LAS i R1 (a), R2 (b), R3 (c) og R4 (d). Som det fremgår af figur 5.4, sker der ikke nogen reduktion af betydning af PAH for R1. For de øvrige reaktorer stiger reduktionen af PAH med slamopholdstiden, således at R4 med den længste slamopholdstid har en reduktion på 30-50%. For NPE (figur 5.5) ponås der i alle reaktorer en vis reduktion. For R1 observeres, at reduktionen svinger meget. I de andre reaktorer hvor slamopholdstiden er længere opnås en mere stabil reduktion, og for R4 er reduktionen af NPE oppe på 70-90%. Reduktionen af DEHP (figur 5.6) viser stort set samme billede som for NPE, dog med noget lavere procentvise reduktioner. I R4, der har den mest stabile fjernelse, opnås en reduktion på 30-40%. LAS (figur 5.7) reduceres effektivt ved alle slamopholdstider og er i alle tilfælde over 90%. Alle drifts- og analysedata for laboratorieforsøg med semikontinuerligt drevne reaktorer er vist i bilag 2. 5.1.3 AfvandingsforsøgI figur 5.8 er vist et uddrag af CST-forsøgene, der repræsenterer den generelle tendens for sammenhængen mellem CST, slamtype og polymertype. Den viste CST-værdi er målt efter 5 sekunders iblanding efterfulgt af 10 sekunders mekanisk påvirkning og ved et doseringsniveau på 3,5–3,8 mg polymer/kg TS.
Figur 5.8: CST,10 for fødeslam (FS) og slam fra reaktor 1 til 4 (R1-R4), efter tilsætning af forskellige polymertyper (A-E) i doser på 3,5-3,8 mg/kg TS. Som det fremgår af figur 5.8, er der en tendens til en faldende CST,10 fra fødeslam og til efterbeluftet slam uanset, hvilken type af polymer der anvendes. Endvidere synes CST,10 at være omvendt proportional med slamalderen. Under alle omstændigheder er der ikke noget, der tyder på, at efterbeluftning øger CST dvs. forringer slamafvandingsegenskaberne, således som det måske kunne frygtes. Den afvigende måling i R1 vurderes at være en fejl. I figur 5.9.a-c er vist den specifikke filtreringsmodstand (SRF), tørstofindhold i slamkage efter presning samt pressetid for fødeslam og slam fra reaktor 1-4 efter tilsætning af forskellige polymertyper i en dosis på 3,5-3,8 mg/kg TS.
Figur 5.9: SRF (a), tørstof i slamkage (b) samt pressetid (c) for fødeslam (FS) og slam fra reaktor 1-4 (R1-R4) efter tilsætning af forskellige polymertyper (A, C og D) i doser på 3,5-3,8 mg/kg TS. Som det fremgår af figur 5.9.a, varierer SRF en del i forhold til den anvendte polymertype. For fødeslam giver type D den laveste SRF, mens type C giver den laveste SRF for efterbeluftet slam med lang opholdstid (R4). Dette passer godt med, at type D bruges på Usserød Renseanlæg til afvanding af udrådnet slam, mens type C bruges til afvanding af overskudsslam. TS i slamkagen (figur 5.9.b) ligger på nogenlunde samme niveau uanset slamtype og anvendt polymertype. De højeste TS-koncen-trationer opnås dog for efterbeluftet slam. Pressetiden ser ud til at falde med slamopholdstiden med fødeslam på et mellemniveau. Pressetiderne for slam fra R4 er lidt lavere end for fødeslam. Sammenfattende vurderes, at afvandingstestene peger i retning af, at afvandingsegenskaberne for efterbelutet slam er mindst lige så gunstige som for udrådnet slam. I tilfælde med relativt lange opholstider i efterbeluftningsreaktorerne ser afvandingsegenskaberne endda ud til at være bedre end for udrådnet slam. Alle rådata vedrørende afvandigstest med slam fra laboratorieforsøg er givet i bilag 5. 5.2 Fuldskalaforsøg5.2.1 Batchproces - Næstved CentralrenseanlægVed den indledende prøverunde blev udrådnet slam blandet med returslam i forholdet 1:2. Måling af driftsparametre og udtagning af prøver til analyse for miljøfremmede stoffer blev kun udført ved starten og ved afslutningen af forsøget. De opnåede resultater er vist i tabel 5.4. Tabel 5.4: Driftsparametre og analyseresultater af prøverunde.
Som det fremgår af tabel 5.4, varierede TS, temperatur og pH ikke væsentligt i løbet af den 24 timer lange forsøgsperiode. Iltkoncentrationen var allerede ved starten af forsøget på over 4 mg O2/l, hvilket må antages at være rigeligt for optimale aerobe driftsforhold. Hvad angår de organiske mikroforureninger ses der kun en mindre reduktion i koncentrationerne for PAH, NPE og DEHP i løbet af forsøgsperioden. Ved den egentlige forsøgsrunde blev blandingsforholdet mellem udrådnet slam og returslam øget til 1:3 for at sænke ammoniumkoncentrationen og derved mindske risikoen for udvikling af kritisk høje nitrit-koncentrationer. I tabel 5.5 er vist pH og temperatur ved forsøgets start og slutning. Tabel 5.5: Driftsparametre for forsøgsrunde.
Som det fremgår af tabellen, varierede TS, temperatur og pH noget mere end ved prøverunden. Det relativt lave pH ved forsøgets slutning skyldes sandsynligvis en kraftigere nitrifikation i forsøgsrunden end i prøverunden. Dette er i overensstemmelse med de observerede lavere iltkoncentrationer under forsøgsrunden i forhold til prøverunden og indikerer et højere iltforbrug under forsøgsrunden. I figur 5.10 er vist de målte koncentrationer af henholdsvis PAH, NPE og DEHP samt LAS som funktion af forsøgstiden.
Figur 5.10: Koncentrationer af PAH (a), NPE (b), DEHP (c) og LAS (d) under fuldskala batchforsøg på Næstved Centralrenseanlæg. Som det fremgår af figur 5.10, observeres ingen væsentlig reduktion i koncentrationerne af hverken PAH, NPE eller DEHP (figur 5.10.a-c). For DEHP sker der tilsyneladende en mindre stigning efter 24 timer, der dog må tilskrives analyseusikkerhed. Kun for LAS (figur 5.10.d) observeres en reduktion svarende til omkring 75%. De opnåede resultater for fuldskalaforsøg med batchreaktor er – med medtagelse af NPE - i god overensstemmelse med resultaterne fra de tilsvarende laboratorieforsøg (afsnit 5.1.1. For NPE observeredes en reduktion i laboratorieforsøget men ikke i fuldskalaforsøget. For testrunden blev der ved analyse for PAH, NPE og DEHP kun udført enkeltbestemmelser, mens der for den egentlige forsøgsrunde blev udført dobbeltbestemmelser af alle fire parametre. Alle drifts- og analysedata for fuldskalaforsøget med batchprocessen er gengivet i bilag 3. 5.2.2 Semikontinuerlig proces – Usserød RenseanlægI figur 5.11.a-5.11.d er vist tilførsel af udrådnet slam til efterbeluftningstanken, den procentvise tilførsel til efterbeluftningstanken i forhold til den totale tilførsel fra rådnetanken samt koncentrationerne af tørstof (TS) og tørstofsglødetab (TSG) i henholdsvis udrådnet slam og efterbeluftet slam.
Figur 5.11: Flow (a), flow % (b), TS (c) og TSG (d) i udrådnet slam og efterbeluftet slam i forsøget med den semikontinuerlige proces på Usserød Renseanlæg. Som det fremgår af figur 5.11.a, blev der ikke tilledt udrådnet slam i de første 2 uger af forsøgsperioden. Dette blev gjort for at vænne biomassen til de nye procesforhold og for at opnå en fuldstændig nitrifikation før tilledning af nyt slam. I løbet af de følgende ca. 3 uger blev belastningen øget, indtil alt slam fra rådnetankene i princippet blev ledt til efterbeluft-ningstanken. Herefter lå flowet typisk i intervallet 30-50 m3/d. Ved en enkelt hændelse var flowet over 100 m3/d. På Usserød Renseanlæg tilledes primærslammet direkte fra bunden af forklaringstankene til rådnetankene. Styringen er dels baseret på motor-ventiler, der ved hjælp af en timer åbnes med et bestemt tidsinterval. Åbningstiden reguleres ligeledes ved hjælp af timeren. Åbningstiden er endvidere overlejret af et signal fra en flowmåler, der sidder efter motorventilerne, således at ventilerne kan lukkes efter et vist antal m3. Endelig er åbningstiden styret af en TS-måler, således at ventilerne kan sættes til at lukke, hvis slammet bliver for tyndt. Med det anvendte reguleringssystem er det vanskeligt at styre slamtilledningen således, at der tilledes en jævn strøm af passende tykt primærslam til rådnetankene. Dette skyldes først og fremmest, at udligningsvoluminet i bunden af forklaringstankene er relativt lille og meget mindre end ved et traditionelt system med en egentlig slamkoncentreringstank inden tilledning af primær slam til rådnetankene. Som et resultat af systemets opbygning og reguleringsmæssige begræns-ninger svingede flowet til efterbeluftningstanken betydeligt. Dette betød, som det fremgår af figur 5.11.b, at det ikke altid var muligt at lede hele den udrådnede slammængde til efterbeluftningstanken. I perioder med høje flow var det således nødvendigt at reducere tilførslen til efterbeluftningstanken for ikke at overbelaste processen. TS-koncentrationen i det udrådnede slam lå typisk i området 23-26%, mens den i efterbeluftet slam var 18-20% (figur 5.11.c). Der observeredes således en væsentlig reduktion af slammets TS-indhold ved efterbeluftningsprocessen. Det var forventet, at denne reduktion ville afspejle sig i en tilsvarende reduktion i koncentrationen af TSG, men som det fremgår af figur 5.11.d, observeredes der her kun en mindre reduktion i denne parameter. Det blev undersøgt om den betydelige TS-reduktion kunne skyldes, at en tung fraktion af slam havde lagt sig på bunden af efterbeluftningstanken, men det var ikke tilfældet. I figur 5.12.a-5.12.d er vist temperatur, pH og iltkoncentration i efterbeluftningstanken samt ammonium-, nitrat- og orthofosfatkoncentrationer i udrådnet og efterbeluftet slam.
Figur 5.12: Temperatur (a), pH og iltkoncentration (b) i efterbeluftningstank samt NH4-N og NO3-N (c) og PO4-P (d) i udrådnet og efterbeluftet slam ved forsøget med en semikontinuerlig proces på Usserød Renseanlæg. Som det fremgår af figur 5.12.a, stiger temperaturen fra 15-25°C under indkøringen, og til 25-30°C i steady state perioden, dvs. kun lidt lavere end temperaturen i rådnetanken, der drives ved 33-35°C. En høj temperatur i efterbeluftningstanken er gunstig for de biologiske processer men vanskeliggør overførsel af ilt. Som det fremgår af figur 5.12.b, var belufterens iltningskapacitet ikke tilstrækkelig til, ved den givne temperatur, at sikre en konstant iltkoncentration på over 2 mg O2/l som ønsket. Iltkoncentrationen svingede således betydeligt og dykkede typisk langt under 2 mg/l i tiden lige efter tilledning af slam, men steg så efter ½-1 time til over 2 mg/l. De målte iltkoncentrationer afspejler således også, på hvilket tidspunkt i belastningscyklussen iltmålingen er foretaget. Af figur 5.12.b ses, at pH typisk lå i intervallet 7-8. Dette var imidlertid kun muligt ved tilsætning af alkalinitet, hvilket skete i form af NaOH, der blev doseret med en doseringspumpe monteret direkte på palletanken, i hvilken basen blev leveret. Som det ses af figur 5.12.c, lå ammonium-indholdet i det udrådnede slam typisk i området 650-700 mg N/l. Efter ca. 2 ugers beluftning uden tilledning af slam var alt ammonium omsat til nitrat. Efterfølgende blev processen drevet med fuld nitrifikation, således at ammoniumkoncentrationen stort set altid kun var få mg/l. Som det fremgår af figuren, blev så godt som alt ammonium omsat til nitrat, således at koncentrationerne af indkommende ammonium og udgående nitrat stort set var identisk under steady state perioden. En betydelig del af det udrådnede slams indhold af opløst fosfor blev udfældet ved efterbeluftningsprocessen. Den indgående koncentration af opløst fosfor var typisk 15-25 mg P/l, mens den udgående koncentration var i området 2-5 mg P/l. Reduktionen af såvel ammonium som opløst fosfor giver en betydelig sidegevinst ved indførelse af efterbeluftning, idet rejektvandskvaliteten forbedres i meget høj grad. I figur 5.13.a-5.13.d er vist koncentrationerne af PAH, NPE, DEHP og LAS i udrådnet slam og efterbeluftet slam.
Figur 5.13: Koncentrationerne af PAH, NPE, DEHP og LAS i udrådnet slam og efterbeluftet slam. Som det fremgår af figur 5.13a, er koncentrationen af PAH i udrådnet slam typisk i området 3-5 mg PAH/kg TS. Dette er under den gældende afskæringsværdi på 6 mg PAH/kg TS men over den fremtidige (år 2000) afskæringsværdi på 3 mg/kg TS. Ved efterbeluftningsprocessen opnås en betydelig reduktion af PAH-koncentrationen, typisk af størrelsen 30-50%, således at det efterbeluftede slam kan overholde kravene efter år 2000. De opnåede resulater med hensyn til reduktion af PAH er i god overenstemmelse med de tilsvarende resultater fra laboratorieforsøgene (afsnit 5.1.2). For NPE er koncentrationen af udrådnet slam typisk i området 35-45 mg NPE/kg TS (figur 5.13.b). Dette er under den gældende afskæringsværdi på 50 mg NPE/kg TS men over den fremtidige (år 2000) afskæringsværdi på 10 mg NPE/kg TS. Ved efterbeluftningsprocessen opnås en betydelig reduktion af NPE-koncentrationen, typisk af størrelsen 75-95%, således at det efterbeluftede slam kan overholde kravene efter år 2000. De opnåede resulater er i god overenstemmelse med de tilsvarende resultater fra laboratorieforsøgene (afsnit 5.1.2). Som det fremgår af figur 5.13c, svinger koncentrationen af DEHP i udrådnet slam betydeligt indenfor et interval på 20-60 mg DEHP/kg TS. DEHP-koncentrationerne ligger i alle tilfælde under den gældende afskæringsværdi på 100 mg DEHP/kg TS men i mange tilfælde noget over den fremtidige (år 2000) afskæringsværdi på 50 mg DEHP/kg TS. Ved efterbeluftningsprocessen opnås nogen reduktion af koncentrationen af DEHP, typisk af størrelsen 30-40%, således at det efterbeluftede slam kan overholde kravene efter år 2000. De opnåede resulater med hensyn til reduktion af DEHP er i god overenstemmelse med de tilsvarende resultater fra laboratorieforsøgene (afsnit 5.1.2). For LAS er koncentrationen af udrådnet slam i området 1800-1900 mg LAS/kg TS (figur 5.13.d). Dette er under den gældende afskæringsværdi på 2600 mg LAS/kg TS men over den fremtidige (år 2000) afskæringsværdi på 1300 mg LAS/kg TS. Ved efterbeluftningsprocessen opnås en næsten fuldstændig fjernelse af LAS, og med en typisk reduktion omkring 95%, således at det efterbeluftede slam uden problemer kan overholde kravene efter år 2000. De opnåede resulater med hensyn til reduktion af LAS er i god overenstemmelse med de tilsvarende resultater fra laboratorieforsøgene (afsnit 5.1.2). Alle drifts- og analysedata for fuldskalaforsøgene på Usserød Renseanlæg er vist i bilag 4. 5.2.3 Afvandingsforsøg - laboratorietestsI figur 5.14 er vist uddrag af resultater fra CST-forsøgene, der repræsenterer generelle tendenser for sammenhængen mellem CST, slamtype og polymertype. De viste CST-værdier er målt efter 5 sekunders iblanding efterfulgt af 10 sekunders mekanisk påvirkning og ved et doseringsniveau på 3,5–3,8 mg polymer/kg TS.
Figur 5.14: CST,10 for udrådnet slam og efterbeluftet slam, efter tilsætning af forskellige polymertyper (A-D) i doser på 3,5-3,8 mg/kg TS. CST,10 er generelt mindre i efterbeluftet slam end i udrådnet slam uanset den anvendte polymertype. Ud fra CST-målingerne er der således ikke noget der tyder på, at efterbeluftning vil forringe slamafvandingsegenskaberne. I figur 5.15.a-c er vist specifik filtreringsmodstand (SRF), tørstofindhold i slamkage efter presning samt pressetiden for udrådnet slam og efterbeluftet slam efter tilsætning af forskellige polymertyper i doser på 5-7 g/kg TS.
Figur 5.15: SRF (a), tørstof i slamkage (b) samt pressetid (c) for udrådnet slam og eferbeluftet slam efter tilsætning af forskellige polymertyper (A, B, C og D) i doser på 5-7 g/kg TS. Som det fremgår af figur 5.15.a, er SRF for alle polymertyper lavere eller af samme størrelse for efterbeluftet slam sammenlignet med udrådnet slam. Omvendt er der en tendens til at TS-indholdet i slamkagen (figur 5.15.b) er lidt højere for efterbeluftet slam end for udrådnet slam uanset den anvendte polymertype. Pressetiderne (figur 5.15.c) er uanset polymertype altid lidt lavere for efterbeluftet slam end for udrådnet slam. Sammenfattende vurderes, at afvandingstestene peger i retning af, at afvandingsegenskaberne for efterbeluftet slam er mindst lige så gunstige som for udrådnet slam. Dette er i god overensstemmelse med de tilsvarende resultater fra afvandingstest med slam fra laboratorieforsøgene (afsnit 5.1.3). Alle rådata vedrørende afvandingstest med slam fra laboratorieforsøg er vist i bilag 6. 5.2.4 Afvandingsforsøg – fuldskalaresultaterFor at verificere resultaterne fra laboratorieforsøgene blev TS-indholdet i udrådnet slam efter slutafvanding sammenlignet med TS-indholdet i efterbeluftet slam efter slutafvanding. Dvs. at TS-målinger foretaget før indførelse af efterbeluftningsprocessen blev sammenlignet med målinger foretaget efter indførelse af efterbeluftningsprocessen. Slammet blev i begge tilfælde afvandet separat, dvs. uden iblanding af biologisk overskudsslam, og i begge tilfælde blev anvendt den samme polymertype (type D = Praestal 133L). Til brug for vurdering TS-indholdet i slutafvandet slam før indførelse af efterbeluftning er beregnet et gennemsnit af ugentlige TS-målinger gennem ni måneder forud for indførelse af efterbeluftningsprocessen, baseret på data fra Usserød Renseanlægs driftsjournal. Resultatet af beregningen viser et gennemsnit på 25% TS. Dette gennemsnit kan sammenlignes med ugentlige målinger for en 6 ugers periode efter indførelse af efterbeluftningsprocessen. Resultatet af disse målinger er vist i tabel 5.6. Tabel 5.6: TS-koncentrationer i slutafvandet slam før og efter indførelse af efterbeluftning.
Som det fremgår af tabel 5.6, er den gennemsnitlige TS-procent i slutafvandet slam efter indførelse af efterbeluftningsprocessen 23%. Dette skal sammenholdes med en TS-procent på 25% før indførelse af efterbeluftning. Der er altså tilsyneladende tale om et lille fald i TS-koncentration. Det er dog muligt, at et skift til en anden polymer, f.eks. den polymer, der i dag anvendes til afvanding af overskudsslam, vil kunne resultere i en forhøjet TS-procent. Dette vil blive afprøvet af Usserød Renseanlæg uden for rammerne af dette projekt. 5.2.5 DriftserfaringerPå baggrund af erfaringer fra forsøg med efterbeluftning på Usserød Renseanlæg er der i det følgende præsenteret en kort beskrivelse af umiddelbare fordele og ulemper ved processen. Endvidere diskuteres observerede driftsproblemer, og der gives driftsanvisninger for den rutinemæssige drift. Driftsfordele
Driftsproblemer Forslag til analyse- og
overvågningsprogram Tabel 5.7: Forslag til analyse- og overvågningsprogram for drift af efterbeluftningsprocessen på Usserød Renseanlæg.
Retningslinier for rutinemæssig drift Flow Iltkoncentration Temperatur pH Ammonium TS TSG Optimeringsmuligheder - Alternerende drift Muligheder for at anvende alternerende beluftning og omrøring med succes såvel procesmæssigt som økonomisk (sparet beluftning) kan kun belyses ved udførelse af forsøg. Polymertype 6. KonklusionFormålet med de gennemførte forsøg var at belyse, om en aerob efterbeluftning af slam fra renseanlæg kan nedbringe indholdet af de organiske miljøfremmede stoffer, der er nævnt i slambekendtgørelsen, til niveauer, der kan tillade en fortsat udspredning af slam på landbrugsjord. Semikontinuert proces Batchproces På baggrund af erfaringer fra fuldskalaforsøgene på Usserød Renseanlæg med en semikontinuerligt drevet efterbeluftningsproces kan der foruden fjernelse af de organiske mikroforureninger nævnes følgende umiddelbare fordele og ulemper ved processen: Fordele
Ulemper
Sammenfattende konkluderes, at der med en semikontinuert beluftningsproces vil være både driftsmæssige fordele og ulemper. Fordele og ulemper bør afvejes både teknisk og økonomisk i de konkrete tilfælde på de enkelte renseanlæg. 7. Referencer
|
||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||