Rensning af MTBE forurenet grundvand i bioreaktor med MTBE som primært substrat4 Pilotanlæg4.1 Valg af anlægstype4.2 Pilotfilter 4.2.1 Design og konstruktion af pilotfilter 4.2.2 Design og konstruktion af fødebeholder 4.2.3 Tracerforsøg i pilotkolonne 4.2.4 Nedbrydningshastighed 4.3 SBR system 4.3.1 Design og konstruktion af SBR reaktor 4.3.2 Nedbrydningsforsøg 4.4 Diskussion og konklusion 4.1 Valg af anlægstypeMed udgangspunkt i de udførte forsøg blev to pilotanlæg til behandling af MTBE forurenet vand designet og konstrueret. Der er således tale om et biologisk filter og en sekvenserende batch reaktor (SBR). De to systemer er fundamentalt forskellige i deres opbygning og drift. Det biologiske filter adskiller sig ikke meget fra almindelige vandværksfiltre, der også i nogen grad fungerer som biologiske filtre. Den vigtigste forskel er typisk at returskyllefrekvensen normalt er kraftigt nedsat i biologiske filtre. Returskylningerne medfører at mikroorganismerne i nogen grad afrives fra filtermediet, hvilket betyder at filtrenes rensningseffektivitet kan være nedsat umiddelbart efter skylningen. SBR har vist sig at være velegnede til spildevandsbehandling. Systemet består af en omrørt reaktor, hvor suspenderede mikroorganismer nedbryder forureningskomponenter. Når forureningskomponenter er fjernet, standses omrøringen, hvorefter mikroorganismerne sedimenterer. Herefter dekanteres renset vand fra reaktorer, der efterfølgende fyldes med nyt forurenet vand. Det betyder, at de aktive mikroorganismer i høj grad tilbageholdes i reaktoren. I begge systemer gælder det om at opretholde en så høj koncentration af aktive mikroorganismer som muligt. De vigtigste forskelle i de to anlægstyper er opsummeret i Tabel 4.1. Systemerne har hver deres fordele og ulemper. Det er lettere at opretholde en høj biomasse i SBR reaktorer, hvilket gør dem velegnede til at behandle vand med høje koncentrationer af kulstof. De biologiske filtre vil let tilstoppes, hvis den biologiske aktivitet bliver for stor eller, hvis vandets udfældning af jern eller mangan bliver for stor. De biologiske filtre er især velegnede til at behandle lave koncentrationer af kulstof, idet man i mindre grad risikerer udvaskning af biomassen, hvilket i høj grad kan være et problem i SBR systemet.
4.2 Pilotfilter4.2.1 Design og konstruktion af pilotfilterPilotfilteret blev konstrueret som to upflow kolonner i serie forbundet til en fødetank (se Figur 4.1). Kolonnerne fungerede som lukkede trykfiltre indeholdende ekspanderet ler (Filtralite, Optiroc). Der blev anvendt lukkede filtre for at minimere stripningen af MTBE fra anlægget, og dermed reducere lugtgenerne fra anlægget. Koncentrationen af ilt i udløbet blev målt kontinuerligt med en iltelektrode (CellOx 325, WTW) monteret in-line i udløbet fra filtrene. Filterhastigheden blev styret af en stempel-pumpe monteret i indløbet (FMI QD-RH1, Mikrolab Aarhus). Udløbet fra filtrene var tilsluttet et aktiv kul filter (AC filter) for at fjerne eventuelt overskydende MTBE fra vandet inden det blev udledt til kloak.
Som filtermateriale blev der anvendt ekspanderet ler, som har en meget porøs struktur (Filtralite MC, Optiroc). Porøse filtermaterialer anses generelt for at være mere velegnede til biologiske filtre end de traditionelle sandfiltre, fordi de har et stort overfladeareal pr. volumenenhed, hvilket giver mikroorganismerne gode muligheder for at fæstne sig. Det store overfladeareal betyder, at mikroorganismerne ikke danner tykke biofilm, hvor transporten af substrat gennem biofilm kan begrænse den mikrobielle aktivitet. Den bedre vedhæftning betyder desuden, at tabet af biomasse under returskylninger begrænses samtidig med, at bakterierne er bedre beskyttet mod protozoers græsning.
Der var installeret en række prøvetagningsporte ned gennem filtret svarende til følgende dybder: Indløb, 5 cm, 10 cm, 15 cm, 25 cm, 30 cm og udløb. 4.2.2 Design og konstruktion af fødebeholderFiltret blev fødet med et konstant flow af MTBE forurenet drikkevand svarende til en koncentration på ca. 1 mg/L. Denne koncentration var valgt for at sikre, at der altid ville være ilt tilstede i filtret. For at sikre en driftssikker konstant tilførsel af vand til filtret blev der anvendt et automatisk fyldningssystem i fødebeholderen. To niveauafbrydere, der via en kontrolboks styrede en magnetventil og en doseringspumpe, blev installeret i en 50L ståltank. Tanken kunne således fyldes med drikkevand fra ledningsnettet vha. magnetventilen, hvorefter doseringspumpen (FMI QG50 RH01, Mikrolab) aktiveredes i en fastlagt tidsperiode (2 min), hvorved 10 mL MTBE stamopløsning (1,5 g/L) blev tilsat tanken. Udover MTBE 3- for at sikre at den biologisk vækst indeholdt stamopløsningen 0,3 g/L PO43-ikke ville blive begrænset af fosfat. Fødebeholderen blev drevet efter en fast fyldning/tømnings sekvens som vist i Tabel 4.3.
MTBE koncentrationen i tanken var ca. 1 mg/L dog med nogle variationer som følge af den sekventielle opfyldning. Figur 4.2 viser et eksempel på variationen i fødebeholderens MTBE koncentration over et døgn.
I fødebeholderen var vandet i kontakt med atmosfærisk luft, hvilket betød at der foregik en mindre iltning af vandet. Denne iltning gav anledning til små variationer i fødevandets iltkoncentration i forbindelse med fyldningen af fødebeholderen. Fødetanken var under konstant omrøring for at modvirke koncentrationsgradienter i forbindelse med MTBE dosering og iltningen fra den frie overflade. Variationen i indløbets iltkoncentration blev målt ved flere lejligheder og et eksempel er vist i Figur 4.3. Indløbskoncentration blev således bestemt til 7,8 ± 0,3 mg/L. De lave iltkoncentrationer optræder umiddelbart efter en fyldning af tanken.
For hurtigere at etablere en MTBE nedbrydende biomasse blev filtret podet med sand fra en eksisterende kolonne. Sandet blev blandet med filtermateriale i forholdet 1:9. 4.2.3 Tracerforsøg i pilotkolonneI lighed med kolonneforsøgene blev der udført tracerforsøg med henblik på at fastlægge hydraulikken. Forsøgene blev udført ved pulstilsætning af en konservativ tracer til pilotkolonnerne. 4.2.3.1 Metode 4.2.3.2 Resultater og diskussion
Værdierne i Tabel 4.4 er beregnet på baggrund af tracerforsøget. Som det ses af tabellen er genfindingen af traceren kun 86%. Dette skyldes formentlig, at en betydelig del af traceren er diffunderet ind filtermaterialets porestruktur, hvorfra den langsomt afgives. Dette kan også ses af figuren, idet baggrundsniveauet for ledningsevnen er en smule forhøjet efter, at traceren har passeret filtret.
Filtermaterialets porøsitet var fra leverandøren opgivet til 58%, hvilket stemmer godt overens med den målte porøsitet på 68%. Forskellen i værdierne skyldes, at filtermaterialet i kolonnerne havde ”sat sig”, hvilket resulterede i, at der over filtrene var et mindre vandvolumen uden filtermateriale. 4.2.4 NedbrydningshastighedDen samlede nedbrydning i et filter afhænger af belastningen, hvis nedbrydningen finder sted efter en 1. ordens kinetik, hvilket er tilfældet ved lav belastning. Hvis nedbrydningen finder sted efter en 0. ordens kinetik (ved høj belastning) er den samlede nedbrydning uafhængig af belastningen (se bilag K). Når der er tale om kortvarige ændringer forventes filtrets rensningseffektivitet i høj grad at afhænge af belastningen. Ved længerevarende ændringer forventes biomassen at adapteres til de nye forhold. I dette forsøg blev belastningen af pilotkolonnen varieret med henblik på at kvantificere den samlede omsætning. 4.2.4.1 Metode 4.2.4.2 Resultater og diskussion
Det ses af tabellen, at filtereffektiviteten som forventet stiger når flowet reduceres (og opholdstiden dermed øges). Den højeste filtereffektivitet på 93% blev opnået ved en opholdstid i filtret på 1,7 time (svarende til en filterhastighed på 0,6 m/time). Det bemærkes samtidig, at den samlede nedbrydning i kolonnen er konstant, hvilket betyder at kolonnen er fuldt effektiv (0. ordens kinetik). Den specifikke omsætningshastighed for filtret udgør 2,3 mg/L/time (regnet som gennemsnit af målingerne for de 6 flow). Det er muligt at opnå lavere udløbskoncentrationer fra kolonnen ved at øge opholdstiden yderligere. Når udløbskoncentrationen nærmer sig halvmætningskonstanten for den biologiske nedbrydning betyder det, at kolonnen ikke længere er fuldt aktiv, hvorfor den samlede nedbrydning reduceres. 4.3 SBR system4.3.1 Design og konstruktion af SBR reaktorDen sekvenserende batch reaktor bestod af en 10 L glastank, med en overflade på 380 cm2 (se Figur 4.5).
Figur 4.5. Reaktoren gennemløb en fast sekvens bestående af 5 faser:
En skitse af reaktoren er vist i Figur 4.6.
Fyldningen af reaktoren blev foretaget ved åbning af en magnetventil tilsluttet en vandhane (MV1). Herefter blev vandet i reaktoren tilsat ren ilt ved åbning af en anden magnetventil tilsluttet en gasflaske (MV2). Trykket i iltningssystemet var maksimalt 1 bar, hvilket reguleredes af to trykreduktionsventiler i serie. Efter iltningen, blev omrøringen af reaktoren startet samtidig med at MTBE blev doseret til reaktoren med en pumpe (pumpe B). Herefter startede nedbrydningsfasen, hvor MTBE blev omsat i reaktoren, hvilket resulterede i et iltforbrug. Når iltindholdet i reaktoren var faldet til et på forhånd fastsat niveau blev omrøringen standset, hvorved en del af reaktorens biomasse sedimenteredes. Afslutningsvis blev en del af vandet fra reaktoren dekanteret fra med en pumpe (pumpe A) (se Figur 4.7).
Sekvensstyringen af de 5 enheder (2 magnetventiler, 2 pumper og en omrører) blev foretaget af en elektrisk styreenhed udfra signalerne fra 3 sensorer (to niveauafbrydere og en iltelektrode). Sensorsignalerne kunne producere følgende fire alarmer: Styreenheden blev konstrueret udfra en række logiske kredse. Et diagram over det elektriske system samt en komplet oversigt over de logiske kredses tilstande kan findes i bilag I. 4.3.2 NedbrydningsforsøgI forbindelse med opstarten af SBR systemet, krævede styringssystemet at iltforbruget ved MTBE nedbrydningen oversteg ilttilførslen ved reaktorens frie overflade, da iltelektroden skulle registrere et fald i iltkoncentration. Det er derfor kritisk for processen, at biomasse overstiger en vis størrelse. 4.3.2.1 Metode - Den maksimale vandstand i beholderen (NA2) var 10 L Det betød altså, at der var 4 mg/L ilt til rådighed for de biologiske processer i hver sekvens (svarende til at reaktoren nedbrød ca. 1,7 mg MTBE/L/sekvens). 4.3.2.2 Resultater og diskussion Ved afslutningen af forløbet standsede MTBE nedbrydningen i reaktoren. Årsagen til at processen standsede var, at MTBE doseringsenheden svigtede, hvilket betød at MTBE blev opbrugt i reaktoren. Da der efterfølgende manuelt blev tilsat MTBE til reaktoren fortsatte de biologiske processer (se Figur 4.8). Der blev i løbet af perioden udført enkelte målinger af MTBE koncentrationen for at sikre at nedbrydningen svarede til det observerede iltforbrug. Udfra figuren kan iltforbrugshastigheden bestemmes for den enkelte sekvens (se Tabel 4.6) . Det ses, at iltforbrugshastigheden varierer mellem 0,68 mg/L/t og 0,93 mg/L/t forskellene skyldes formentlig, at temperaturen i reaktoren varierede i mellem de forskellige sekvenser. Det bemærkes, at iltforbrugshastigheden i 4 sekvens var væsentlig højere (16%) sammenlignet med 1. sekvens på trods af at temperaturen er lavere, dette indikerer, at der sker en biomasse opbygning i rektoren på trods af at 80% af vandet i reaktoren udskiftes mellem hver sekvens. Biomassens sedimentations egenskaber var altså gode nok til, at slamseparationen kunne foregå som en simpel sedimentation uden væsentligt tab af biomasse. For at øge biomasse opbygningen i reaktoren blev systemet efterfølgende drevet med en 20% udskiftning af vandet mellem hver sekvens (de øvrige driftsforhold var uændrede). Figur 2.1 viser iltkoncentrationen i SBR reaktoren.
Systemet gennemløb 12 sekvenser over tre dage. Temperaturen var væsentligt mere stabil i forsøgsperioden, da systemet kun blev tilført 20% frisk vand pr. sekvens. Ilforbrugshastigheden for de enkelte sekvenser er vist i Figur 4.10.
Som det ses af figuren var iltforbrugshastigheden stigende indtil 6. sekvens, herefter var hastigheden faldende. Stigningen i iltforbrugshastigheden skyldes givetvis biomasseopbygning i reaktoren, mens det er mere uklart, hvad der forårsager den faldende hastighed, men fænomenet er tydeligvis knyttet til den ringe vandudskiftning i reaktoren. Der synes at være to mulige forklaringer, enten a) ophobes der stoffer, der hæmmer MTBE nedbrydningen (f.eks. metabolitter), eller b) næringsstoffer opbruges, der fremmer MTBE nedbrydningen. Det er ikke muligt på baggrund af de nuværende data at fastlægge den egentlige årsag til den faldende aktivitet. Den maksimale nedbrydningshastighed, der blev opnået i SBR systemet var 1,1 mg O2/L/time, hvilket svarer til nedbrydning af 0,5 mg MTBE/L/time. SBR reaktoren havde altså en væsentlig lavere nedbrydningshastighed end i pilotfiltret, hvor der blev målt en nedbrydning på 2,3 mg/L/time (se afsnit 4.2.4.2). Dette resultat er imidlertid ikke overraskende, da biomassen i pilotfiltret var opformeret over 1½ måned, mens SBR systemet kun havde været i drift i under 2 uger. SBR systemets effektivitet kan forbedres med en række driftsoptimeringer, således kan slamseparationen forbedres ved at etablere en simpel filtrering af udløbet. Derudover vil det formentlig være hensigtsmæssigt at øge start iltkoncentrationen i systemet, således at biomasseproduktionen for den enkelte batch bliver større, samme effekt kan opnås, hvis der anvendes flere iltningssekvenser i træk. Styringsenheden i et egentligt renseanlæg bør ikke som her anvende en given iltkoncentration som tærskelværdi for afslutningen af batchsekvensen. I stedet bør systemet løbende beregne iltforbrugshastigheden, og anvende denne som tærskelværdi. Det betyder altså, at en ny batchsekvens først startes, når iltforbruget falder(fordi MTBE koncentrationen er faldet til et lavt niveau). 4.4 Diskussion og konklusionTo forskellige anlægstyper blev afprøvet i pilotskala, nemlig et biologisk filter og en sekvenserende batch reaktor (SBR). Begge systemer viste sig at være egnede til rensning af MTBE forurenet vand. Der blev ikke i løbet af forsøgsperioden konstateret øget tryktab over det biologiske filter som følge af mikrobiel clogging. I SBR systemet viste det sig at en simpel bundfældning var tilstrækkelig effektiv til at bevare biomassen i reaktoren, det var således ikke nødvendigt at indføre en mere avanceret slamseparation (f.eks. ultrafiltrering). Den højeste volumetriske nedbrydningshastighed for det biologiske filter var 2,3 mg MTBE/L/time, mens den maksimale hastighed for SBR systemet kun var 0,5 mg MTBE/L/time. SBR reaktoren havde imidlertid kun været i drift i en kortere periode, hvorfor det må forventes, at der med tiden kan opnås betydelig højere hastigheder. Der blev udfra projektets resultater udført nogle overslagsberegninger for reaktorvolumen for et hypotetisk fuld-skala anlæg baseret på hhv. biologiske filtre og SBR. Overslagsberegninger kan findes i Bilag L.
|
