Undersøgelses- og moniteringsprogram for omsætningen af miljøfremmede
stoffer i slammineraliseringsanlæg og slamlager

3. Moniteringsprogram

3.1 Lagerforsøg
3.1.1 Forsøgsopstilling
3.2 Slammineraliseringsforsøg
3.2.1 Slammineraliseringsanlæg 
3.2.2 Forsøgsbassinernes historik
3.2.3 Forsøg
3.2.4 Forsøgsopstilling   

Formålet med moniteringsprogrammet var at undersøge nedbrydningen af MFS i to typer spildevandsslam; aktivt behandlet spildevandsslam (biologisk overskudsslam) og spildevandsslam fra rådnetank (udrådnet spildevandsslam).

Udrådnet vs. biologisk overskudsslam

Udrådnet spildevandsslam adskiller sig fra biologisk overskudsslam ved at have gennemgået en anaerob slamstabilisering. Denne stabilisering finder sted i biogastanke (rådnetanke), der normalt er 30-35 ° C. Alternativt kan stabilisering finde sted under en termofil proces, hvor temperaturen er 50-60 ° C. Stabilisering udføres normalt på opkoncentreret spildevandsslam med et tørstofindhold på 3-5%.

Biologisk overskudsslam gennemgår en aerob slamstabilisering (iltning) i biologisk aktive slamanlæg. Spildevandsslammet opkoncentreres ikke inden stabiliseringen.

Lav koncentration af MFS i biologisk overskudsslam

Generelt er koncentrationen af MFS i biologisk overskudsslam lavere end i udrådnet spildevandsslam som følge af den aerobe stabilisering. Dette verificeres bl.a. af Marcomini et al. (1989), og ved en undersøgelse af Madsen et al. (1998), der fandt stor forskel på specielt indholdet af LAS og NPE ved sammenligning af aktivt og udrådnet spildevandsslam, hvorimod der ingen forskel blev fundet på indholdet af DEHP og PAH’er. Samme påpeges af Jensen (1999) hvad angår LAS. En omfattende undersøgelse af spildevandsslam fra kommunale og private renseanlæg i Danmark viser, at der er en væsentlig forskel på koncentrationen af MFS, især LAS og NPE, i anaerobt og aerobt stabiliseret spildevandsslam (Miljøstyrelsen, 1999).

Fuldskalaforsøg

Udgangspunktet for fuldskalaforsøgene var, at koncentrationerne af MFS i det benyttede spildevandsslam skulle være så høje som muligt i både det biologiske og det udrådnede spildevandsslam. Generelt viste det sig umuligt at opspore biologisk overskudsslam med en høj koncentration af alle fire MFS, grundet den nedbrydning, der finder sted under den aerobe stabilisering af spildevandsslammet. Derfor måtte der gås på kompromis med koncentrationen af MFS i dette spildevandsslam. Det blev i samråd med miljøstyrelsen besluttet, at NPE og DEHP skulle prioriteres i det til forsøget benyttede biologiske spildevandsslam.

Det spildevandsslam, der blev udvalgt til brug i forsøgene var biologisk overskudsslam fra Slagelse Renseanlæg og udrådnet spildevandsslam fra Lundtofte Renseanlæg. En nøje beskrivelse af renseanlæggene findes som bilag 1.

Moniteringsprogrammet bestod af de i tabel 3-1 opstillede fuldskalaforsøg. Lagerforsøg og slammineraliseringsforsøg behandles separat.

Fuldskalaforsøgene blev igangsat medio februar måned 1999. Forsøgene afsluttedes ultimo november 1999. Prøvetagning i de respektive behandlinger fandt sted hver 7-14 dag. Ved hver prøvetagning blev udtaget 16 delprøver, der blev blandet til en slutprøve (prøvematerialet blev udtaget efter plantedirektoratets minimumskrav til akkrediteret prøvetagning). To gange i forsøgsperioden blev prøver udtaget med tre gentagelser, for at få et mål for den statistiske usikkerhed. Det overordnede mål med undersøgelsen var at få et billede af nedbrydningsforløbet over den ni måneder lange periode. Statistikken er derfor nedprioriteret i forhold til ønsket om at få så mange analyser (over tid) som muligt. En gennemgang af de statistiske metoder fremgår af bilag 2.

Forsøgsoversigt

Tabel 3-1 Forsøgsoversigt. Alle forsøgene er udført i 1999.

Analyseprogram

Tabel 3-2 Analyseprogram (metoderne er uddybet i bilag 8.3).

Prøverne blev efter udtagning nedfrosset for senere at blive sendt til analysering. Analyseprogrammet fremgår af tabel 3-2 (se bilag 3 for uddybende beskrivelse af metoderne). Prøver til bestemmelse for BI5 og COD, blev umiddelbart efter udtagning sendt til analysering.

Både undersøgelsen i slammineraliseringsanlæg og slamlagre blev understøttet af et dybdeforsøg, hvor koncentrationen som funktion af dybden blev bestemt til et givet tidspunkt.

Parallelt med lagerforsøget med udrådnet spildevandsslam blev der gennemført en undersøgelse af spildevandsslammets toksikologiske effekt (testet på springhaler), som funktion af spildevandsslammets lagringstid. Forsøg blev udført på DMU, Silkeborg.

3.1 Lagerforsøg

Formålet med lagerforsøgene var at bestemme nedbrydningspotentialet for MFS under anaerobe forhold. Litteraturen viser ingen eller kun ringe nedbrydning under iltfattige forhold, hvad angår de fire grupper af MFS (se kapitel 2). Som udgangspunkt skulle lagerforsøget kunne verificere litteraturens konklusioner, samt udgøre en reference til forsøget med behandling i slammineraliseringsanlæg. Lagerforsøget forløb over 9 måneder, hvilket er længere end andre lignende forsøg. Den lange forsøgsperiode kan medfører en udtørring af det lagrede slam, hvilket vil resultere i en iltning af slammet og muliggøre en nedbrydning af de MFS. I lagrene blev udtaget en fuld dybdeprofil i slutningen af forsøgsperioden. Som en pendant til det simple lagerforsøg blev en slamstak vendt mekaniske for at fremme ilttilgangen. Lagerforsøgene blev udført under overdækkede betingelser, således at der ikke blev tilført regnvand.

3.1.1 Forsøgsopstilling

Forsøg med biologisk overskudsslam

Tabel 3-3 Dato for mekanisk vending af slamstak.

Det biologiske overskudsslam blev efter afvanding opsamlet i to åbne 18 m3 containere på Slagelse Renseanlæg den 16. og 17. februar 1999 (bilag 1). I alt var der i hver container ca. 15 m3 spildevandsslam med 20% tørstofindhold. Containerne blev transporteret til forsøgslokaliteten, hvor de i hele forsøgsperioden henstod i en overdækket bygning. De to containere blev opdelt i hver 8 felter (i alt 16 forsøgsfelter). Første prøvetagning (dag 0) fandt sted den 18. februar 1999.

Forsøg med udrådnet spildevandsslam

Forsøg med udrådnet spildevandsslam bestod af to behandlinger:

• Lagerforsøg (lagring i container)
• Lagring i stak med mekanisk vending

Udrådnet spildevandsslam blev efter afvanding opsamlet på Lundtofte Renseanlæg i perioden 12. til 17. februar 1999 (bilag 1). Opsamling fandt sted i renseanlæggets lukkede 12 m3 containere. To stk. åbne 18 m3 containere til brug i forsøget blev placeret på forsøgslokaliteten. Spildevandsslammet blev omlæsset med rendegraver til de åbne 18 m3 containere. I alt ca. 15 m3 spildevandsslam i hver container med et tørstofindhold på 26%. De to containere blev delt i hver 8 forsøgsfelter som for det biologisk overskudsslam. Samtidigt blev 15 m3 udrådnet spildevandsslam henlagt i en stak på betongulv. Spildevandsslammet blev vendt mekanisk hver 14-20 dag i forsøgsperioden (tabel 3-3). Vending blev så vidt muligt foretaget umiddelbart efter prøvetagning.

Første prøvetagning i forsøget med udrådnet spildevandsslam fandt sted den 18. februar 1999 (dag 0), for både lager- og stakforsøget. Dag 18 og 195 blev udtaget prøver med tre gentagelser, for vurdering af den statistiske spredning (se bilag 2).

Dybdeforsøg

Figur 3-1 Prøvetagningsprofiler i forbindelse med dybdeforsøg.

Som det fremgår af det teoretiske afsnit om MFS må nedbrydning umiddelbart kun forventes at finde sted under aerobe forhold. Da slam, der henligger i længere tid, vil udtørre på overfladen, og dermed i en vis udstrækning opnå aerob karakter, var det naturligt at koble lagerforsøget (som funktion af tid) med et dybdeforsøg, hvor nedbrydningsgraden som funktion af dybden blev bestemt. En sådan undersøgelse blev foretaget den 24. september 1999 (svarende til forsøgsdag 218) i både det biologiske overskudsslam og det udrådnede spildevandsslam.

Prøver blev udtaget i hhv. 0-20, 20-40, 40-60, 60-80, 80-100 og 100-120 cm dybde (figur 3-1). I dybderne 0-20 cm og 100-120 cm blev prøver udtaget med tre gentagelser. Grundet den ujævne og opsprækkede overflade var det ikke muligt at opdele det øverste lag i mindre enheder end 20 cm.

Test af økotoksikologisk effekt

Da der var en formodning om, at spildevandsslam fra Lundtofte Renseanlæg kunne have en giftig effekt på jordbundsdyr, mikroorganismer m.v. og dermed evt. på nedbrydningen af MFS, blev der foretaget en test af slammets toksicitet. Undersøgelsen blev foretaget som en simpel laboratorietest med springhaler. Toksiciteten af det udrådnede spildevandsslam blev testet fem gange i forsøgsperiode. Henholdsvis uge 1, uge 4, uge 8, uge 23 og uge 37 (bilag 4).

3.2  Slammineraliseringsforsøg

I det følgende beskrives funktionen af et slammineraliseringsanlæg, som introduktion til forsøgene med udrådnet spildevandsslam. Desuden beskrives forsøgsopstillingen, samt resultater i forbindelse med tilledningen af forsøgsslammet.

3.2.1  Slammineraliseringsanlæg

Opbygning

Et slammineraliseringsanlæg består af et antal bassiner med en tæt bundmembran og et filterlag, som er beplantet med tagrør. Slam fra det tilhørende renseanlæg (tørstofsindhold på 0,5 til 5%) ledes kontinuerligt til anlægget og fordeles jævnt i bassinerne ved altanerende drift i perioder af ca. 10 år.

I bassinerne udlægges et ca. 60 cm filterlag, med et muld/vækstlag øverst hvori tagrørene plantes. I hvert bassin udlægges der et drænsystem, som dels skal opsamle og tilbagelede det filtrerede vand og dels skabe aerobe forhold i filteret og i den tilbageværende slamrest.

I forbindelse med driften af anlægget måles der løbende på tørstofsindhold og flow. Sidstnævnte målinger foretages såvel på tilløbssiden (slam) ud til bassinerne som på returløbet (rejektvandet) fra bassinerne.

Funktion

Anlæggets hovedfunktion er at reducere slammængden. Slamreduktionen kan opdeles i en afvandingsfase og en mineraliseringsfase.

Slamreduktionens omfang er blandt andet afhængig af den tilledte slamtype, samt vegetationens tilstand og udviklingsstadie. Endvidere anses belastningsfrekvensen og delbelastningernes størrelse for operationelle parametre, der har betydelig indvirkning på anlæggets effektivitet og dermed tilvæksten af slamresten (Andersen og Nielsen, 1992).

Efter slamtilledningen filtreres slammet ved, at vand afdrænes lodret igennem filtret med en efterfølgende aflejring af det partikulære materiale på slamoverfladen til følge. Efter filtrering af slammet, opsamles og tilbageføres en væsentlig del af vandfasen (hulrumsvand) til renseanlægget. En stor del af den tilbageværende vandmængde (kapilar- og adsorptionsbundet vand) forsvinder via evapotranspirationsprocesser. Evapotranspirationen fra slamanlæggene afhænger af energitilførslen fra solen, vegetationens transpiration, samt vindpåvirkningen. Det kan forventes, at der via evapotranspiration på årsbasis forsvinder mellem 1000 og 2000 mm alt afhængig af klimatiske og fysiske forhold. Afvanding af slammet fremmes desuden ved rødders og ritzomers vækst og senere henfald, hvorved der skabes et porenet i slamfasen, der medfører en større permabilitet (Andersen og Nielsen, 1992).

Sekretion af slim og geleagtige stoffer fra rødder og ritzomer binder yderligere slampartiklerne sammen til større uregelmæssige aggregater, mens rodexudaterne nedsætter vandets overfladespænding således, at vandet lettere løber af partikeloverfladerne (Andersen og Nielsen, 1992).

Erfaringer

Erfaringer fra slammineraliseringsanlæg, der drives efter Hedeselskabets koncept er, at slammet efter tilledning kan aflede rejektvand indtil et tørstofsindhold på mellem 20 og 25% (Nielsen, 1993). Den resterende del af vandet fjernes via evapotranspiration. Der er i forbindelse med tømning af disse anlæg (efter ca. 10 år) opnået et tørstofsindhold i slamresten på mellem 40 og 60% (Nielsen, 1998a).

Mineralisering

Slammets indhold af partikulært- og opløst organisk stof tjener som næring for de mikroorganismer (bakterier, svampe og mikroskopiske dyr), der findes i slambassinerne. Mikroorganismernes levevilkår og evne til at mineralisere slammet forbedres væsentligt ved planternes tilstedeværelse.

Rodexudater er med til at optimere C/N-forholdet i slammet og dermed fremme omsætningen, mens den ilt, der via diffusion fra rødder, overfladen og drænsystemet diffundere ud i slammet, skaber mulighed for, at iltkrævende mikroorganismer kan eksistere i det rodnære miljø. Den overvejende del af de mikrobielle aktiviteter i anlægget foregår i tilknytning til "grænseflader", hvor rodoverfladen er en vigtig overflade i forbindelse med mineraliseringen af det organiske indhold i slammet.

De højmolekylære stoffer i slammet spaltes først ved hjælp af udskilte hydrolytiske enzymer (f.eks. cellulase, protolytiske og pektinspaltende enzymer), hvorefter spaltningsprodukterne optages og fordøjes i mikroorganismerne. En del af materialet anvendes til vækst og formering af de pågældende mikroorganismer, mens resten enten kan udskilles i form af slutprodukter (CO2 , H2O og uorganiske salte) eller i form af ufuldstændigt omsat materiale, som ikke kan udnyttes videre af de pågældende mikroorganismer. Andre mikroorganismer vil kunne udnytte materialet og derved fortsætte den påbegyndte nedbrydning.

Nedbrydning af et sammensat materiale som slam foregår således under indvirkning af mange forskellige mikroorganismer.

Hvis tilledningen af slam til mineraliseringsanlægget blev stoppet, ville den samlede organiske stofmængde gradvist blive formindsket. De let omsættelige stoffer vil blive nedbrudt først mens de tungtomsættelige stoffer vil komme til at udgøre en større og større procentdel af den resterende organiske stofmængde. Omsætningshastigheden af organisk stof vil blive reduceret i takt med nedbrydningen af det let omsættelige organiske stof i slammet.

I velfungerende slammineraliseringsanlæg, der er bygget med en kapacitet på 8–12 års slamproduktion, vil der være mulighed for, at selv tungtomsættelige organiske stoffer vil kunne blive omsat, inden anlægget tømmes og en ny behandlingsperiode starter.

3.2.2 Forsøgsbassinernes historik

Kallerup Renseanlæg

Forsøg med behandling af spildevandsslam med et højt indhold af MFS er udført på Kallerup slammineraliseringsanlæg, tilknyttet Kallerup Renseanlæg i Høje-Taastrup Kommune.

Opbygning

Slammineraliseringsanlægget er dimensioneret til håndtering af 240 tons tørstof om året samt med en behandlingkapacitet på 10 års slamproduktion. Det biologiske slamanlæg blev etableret og sat i drift i sommeren 1996 (Persson og Nielsen, 1996). Anlægget er opbygget af i alt 8 jordbassiner med et samlet areal på 4000 m2.

Anlægget har frem til udgangen af 1998 modtaget i alt ca. 350 tons tørstof, hvilket har resulteret i et gennemsnitligt slamrest lag på 35 cm.

De i forsøget benyttede bassiner blev taget ud af drift i december 1998.

3.2.3 Forsøg

Formålet med forsøget var at bestemme nedbrydningspotentialet for MFS i slam under behandling på et slammineraliseringsanlæg. I litteraturen er lignende forsøg ikke beskrevet.

3.2.4 Forsøgsopstilling

Et slambassin på Kallerup slammineraliseringsanlæg blev med en spuns (trævæg) opdelt i to felter, henholdsvis et referencefelt og et felt, hvor der skulle belastet med udrådnet spildevandsslam.

Belastning

Spildevandsslammet blev transporteret til Kallerup Renseanlæg, hvor det via en container og et udlagt slangesystem blev pumpet til bassinet. En ligelig fordeling af spildevandsslammet i bassinet blev sikret ved at fordele slammet fra de to eksisterende fordelerrør. Efter belastningen med spildevandsslam blev der udlagt tre gangbroer i feltet, der samtidigt blev opdelt i 16 prøvetagningsfelter. Det blev i bassinet opstillet skalapæle, hvor højden af det tilledte slamlag kunne aflæses.

Det var visuelt muligt at kende forskel på den eksisterende slamrest fra Kallerup Renseanlæg og det tilledte slam igennem hele forsøgsperioden. Dette skyldes specielt forskelle i slamlagenes farve, struktur og konsistens. Slamlagene kunne desuden til en hver tid adskilles ved den "årring", som blev dannet i vinteren år 98/99 ved, at tagrørerne visnede ned og derved dannede et lag i slamresten, der strukturelt adskilte sig fra de øvrige lag af spildevandsslam.

Som det fremgår af det teoretiske afsnit om biologiske slammineraliseringsanlæg (afsnit 3.2.1) har parametre som belastningsfrekvensen og delbelastningernes størrelse stor betydning for afvandingen og mineraliseringen af slammet i bassinerne. I forbindelse med nærværende forsøg var det desuden vigtigt at tillede en slammængde, der var stor nok til, at der til en hver tid i forsøgsperioden fra februar til og med november 1999 kunne udtages repræsentative prøver. Samtidigt skulle bassinernes evne til at afvande og mineraliserer spildevandsslammet opretholdes.

Forsøg med udrådnet spildevandsslam

Det udrådnede spildevandsslam blev udtaget umiddelbart efter rådnetanken på Lundtofte Renseanlæg i perioden fra den 8. til og med den 23. februar 1999. I alt blev der udtaget ca. 240 m3 med et tørstofindhold på ca. 2%. Den sidste af i alt 9 delbelastninger blev gennemført den 23. februar 1999(dag 0).

Dybdeforsøg

Der blev over forsøgsperioden gennemført i alt to dybdeforsøg, der skulle beskrive fordelingen af de tilledte MFS, imellem den eksisterende slamrest fra Kallerup Renseanlæg og det tilledte lag af rådnetanksslam.

I forbindelse med tilledningen af spildevandsslam blev en slamprøve ved sedimentation (spidsglas) opdelt i en slamfase og i en vandfase.

Af fig 3-2 til 3-5 fremgår det, at i forbindelse med tilledningen af udrådnet slam, var hovedparten (>99%) af MFS bundet til slamfasen, mens mindre end 1% af den samlede mængde af tilledt MFS var opløst i vandfasen.

Indholdet af MFS i den tilledte vandfase blev yderligere reduceret med 70- 90% inden det forlod anlægget via rejektvandssystemet.

Slamfraktionen fra det tilledte spildevandslam aflejres således i slamminera-liseringsanlægget samtidigt med, at nogle opløste stoffer (her de 4 grupper af MFS) syntes at blive bundet enten i det tilledte slamlag eller i de underliggende lag, som i dette tilfælde var slam fra Kallerup Slamanlæg.

Figur 3-2 Koncentrationen af NPE (sum) i henholdsvis vandfasen (m g/l), slamfasen (mg/kg ts) samt i rejektvandet (m g/l) ved tilledning af udrådnet slam fra Lundtofte Renseanlæg.

Figur 3-3 Koncentrationen af DEHP i henholdsvis vandfasen (m g/l), slamfasen (mg/kg ts) samt i rejektvandet (m g/l) ved tilledning af udrådnet slam fra Lundtofte Renseanlæg.

Figur 3-4 Koncentrationen af LAS i henholdsvis vandfasen (m g/l), slamfasen (mg/kg ts) samt i rejektvandet (m g/l) ved tilledning af udrådnet slam fra Lundtofte Renseanlæg.

Figur 3-5 Koncentrationen af PAH (sum) i henholdsvis vandfasen (m g/l), slamfasen (mg/kg ts) samt i rejektvandet (m g/l) ved tilledning af udrådnet slam fra Lundtofte Renseanlæg.

.