| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Optimering og dokumentation af biologisk renseanlæg på Østre Gasværk

5 Resultater

• 5.1 Fase 1 – optimering
  • 5.1.1 Optimering med hensyn til nedbrydning af ”vanskelige” forbindelser
  • 5.1.2 Optimering med hensyn til iltforbrug
  • 5.1.3 Optimering med hensyn til opholdstid
  • 5.1.4 Driftsstop
  • 5.1.5 Toksicitetstest
• 5.2 Fase 2 – dokumentation
  • 5.2.1 Udarbejdelse af massebalancer for forureningskomponenter
  • 5.2.2 Økonomi

5.1 Fase 1 – optimering

5.1.1 Optimering med hensyn til nedbrydning af ”vanskelige” forbindelser

For at vurdere effekten af variationerne i forsøgsrækken er nedbrydningn af BTEX, PAH, phenol og cyanid plottet som funktion af tiden i figur 5.1 og bilag C.

For PAH er der i bilag C plottet analyselaboratoriets sumkoncentration af de 16 PAH’er som er på listen over "priority pollutants" udgivet af den amerikanske miljøstyrelse, USA-EPA. Disse 16 PAH’er vurderes at udgøre op til 80 % af PAH i kultjære /6/. Ved analyserne i bilag B er der større overensstemmelse mellem summen af de påviste enkelt PAH’ er og analyseblankettens EPA-sum i forhold til analyseblankettens MST-sum, som kun består af 6 PAH’er.

Nedbrydningen af total cyanid under forsøgsrækken er afbilledet i figur 5.1. Indholdet af total cyanid har varieret mellem 200-650 µg/l, som det fremgår af figur 5.1. Indholdet af fri cyanid er ved alle analyser mindre end 10 μg/l, dvs. størstedelen af det målte totalcyanid udgøres af cyanid på bunden form. Variationer i indløbskoncentrationer kan skyldes variationer i forholdet mellem mængden af drænvand og grundvand i indløbet til anlægget.

I figur 5.1 ses en sammenhæng mellem indløbskoncentration af cyanid og fjernelsesprocenten. Des højere indløbskoncentration des højere fjernelsesprocent.  Der er således intet, som tyder på, at højere koncentrationer af bundet cyanid virker inhiberende på nedbrydningen under forsøget.

Figur 5.1  Nedbrydning af cyanid

Under forsøget har nedbrydningen af cyanid i streng A varieret mellem 30 og 60 % og nedbrydningen i streng B har varieret mellem 15 og 95 %. Efter driftstoppet i oktober-november 2005 observeres ingen nedbrydning af cyanid i anlægget.

I figur 5.2 er indholdet af ammonium som funktion af tiden plottet. Den beregnede fjernelsesprocent ligger mellem -50 til +12 %. Ammonium fjernes ikke i anlægget og det er således ikke lykkedes at få nitrifikationen til at forløbe. En af grundene kan være, at pH i anlægget ligger i intervallet 6,5-7, hvilket er i underkanten af, hvad nitrifikanterne foretrækker. En anden årsag kan være, at toksicitet af afværgevandet hæmmer nitrifikanterne.

Figur 5.2  Nedbrydning af ammonium

5.1.2 Optimering med hensyn til iltforbrug

Af figur 5.1 observeres ikke en entydig sammenhæng mellem ilttilførsel og nedbrydning af cyanid. Ilttilførselen i streng A reduceres til 2/3 af det normale den 26. august og der observeres i figur 5.1 en mindre nedbrydning i streng A i forhold til referencestreng B. Det omvendte er tilfældet den 7. september, hvor ilttilførselen i streng A har været reduceret til 1/3 af det normale.

For totalcyanid er der i figur 5.3 plottet fjernelsesprocent som funktion af det målte iltindhold i afgangsvandet fra filtrene. Det målte iltindhold er regnet som et gennemsnit for de to filtre i hvert streng. Af figur 5.3 observeres ikke en entydig sammenhæng mellem iltindhold i afgangsvandet og nedbrydningsprocent for cyanid.

Driftsstop og indløbskoncentration har haft større betydninger for nedbrydningen af cyanid i forsøget end variationer i den tilsatte mængde ilt, se afsnit 5.1.4

Figur 5.3  Nedbrydning af cyanid som funktion af gennemsnitlig målt iltindhold ved afgang filtre

I bilag C ses fjernelsesprocent som funktion af iltindholdet ved afgang filter for BTEX, PAH og phenol.

Indløbskoncentrationen af PAH’er, BTEX’er og phenol har varieret henholdsvis i intervallet 180-4700 μg/l, 841-12.600 μg/l og 6-870 μg/l. Se bilag C. Til trods for variationerne i indløbskoncentrationerne har biomassen hurtigt tilpasset sig og nedbrudt stofferne effektivt.

Ved en reduktion af ilttilførselen til 2/3 af det normale i streng A, dvs. 2-2,5 l/min pr. filter., er det målte gennemsnitlige iltindhold efter afgang af filtre 18,2 μg/l i streng A og 21,9 μg/l i streng B, se data fra den 26. august i bilag A. Nedbrydningen af BTEX i streng A den 26. august ligger stabilt omkring 98 % ligesom referencestreng B. For PAH og phenol observeres den 26. august en mindre nedbrydning i streng A i forhold til referencestreng B. Se bilag C.

Den 26. august fjernes 91 % af indløbsvandets indhold af PAH’er i streng A mod 98-100 normalt, og for phenoler fjernes kun 18 % af indholdet mod 98-100 % normalt. Nedbrydningen i referencefilteret reduceres også den 26. august, - måske som følge af fald i indløbskoncentrationen – men ikke i samme omfang som filterstreng A. En reduktion af ilttilførselen til 2/3 af det normale i streng A har altså en effekt på nedbrydningen af PAH og phenol, til trods for at vandet er mættet med ilt ved udløb fra filter.

Ved en reduktion af ilttilførslen til 1/3 af det normale kan ses en effekt på nedbrydningen af BTEX, PAH og phenol i anlægget. Effekten ses i analyseresultaterne fra den 7. september i bilag C. Ved en reduktion af ilttilførslen til 1/3 af det normale er den resulterende iltkoncentration ved afgang filter på 1,25 μg/l og fjernelsesprocenten for BTEXN, PAH og phenol i filter A henholdsvis 86 %, 0 % og 7 %. Fjernelsesprocenterne reduceres ikke i samme omfang i filter B, se bilag C.

Forsøgsrækken viser, at graden af nedbrydning af BTEX, PAH og phenol er afhængig af mængden af den tilførte ilt. BTEX er mindst afhængig, mens nedbrydningen af PAH og særligt phenol påvirkes allerede ved en reduktion af ilttilførselen til 2/3 af det normale. På baggrund af forsøgsrækken kan der ikke vurderes en entydig sammenhæng mellem nedbrydning af cyanid og ilttilførsel.

5.1.3 Optimering med hensyn til opholdstid

Opholdstiden er i forsøget varieret mellem cirka ½ time og en uge.

Forsøgsrækkens variationer i opholdstiden har ikke været præcist som ønsket i tabel 4.1. I perioden 22.-29. september 2005 har opholdstiden i streng A været gennemsnitlig cirka 30 minutter i stedet for 45 minutter som ønsket, og i perioden den 29. september – 6.oktober har opholdstiden i streng A været gennemsnitlig 5,5 timer i stedet for 3 timer som ønsket. Dette vurderes som mindre betydende i forhold til resultaterne.

For cyanid observeres ingen sammenhæng mellem opholdstiden og fjernelsesprocent. Figur 5.1 viser, at nedbrydningen den 29. september er 54 % i streng A, hvor opholdstiden er 45 minutter og 29 % i referencestreng B, hvor opholdstiden er 1,4 time og den 6. oktober fjernes 39 % i streng A hvor opholdstiden er 5,5 time og 72 % i referencestreng B, hvor opholdstiden er 2,5 time.

I figur 5.4 er nedbrydningen af cyanid plottet som funktion af de aktuelle opholdstider i perioden 28. juli -9. december 2005. Figuren bekræfter, at der tilsyneladende ikke er en entydig effekt mellem opholdstid og fjernelsesprocent af cyanid.

Figur 5.4  Nedbrydning af cyanid som funktion af opholdstiden * bemærk at nedbrydningen på 97 % i streng B ved en opholdstid på en uge er udeladt

For BTEX, PAH og phenol ses i nedbrydningen den 29. september og 6. oktober ingen effekt af variation i opholdstiden fra hhv. 30 minutter til 5,5 timer. Se bilag C. I bilag C er fjernelsesprocenten som funktion af opholdstiden vist for BTEX, PAH og phenol i hele forsøgsperioden. Bemærk at fjernelsesprocenten i streng A også afspejler variationer i ilttilførelsen. Opholdstiden har på intet tidspunkt været begrænsende for nedbrydningen af BTEX, PAH og phenol.

5.1.4 Driftsstop

En måned efter driftsstoppet i oktober-november er nedbrydningen af cyanid ikke kommet i gang igen ved analysen den 9. december 2005. Det kan forklare ”outliners” i figur 5.3 med 0 % fjernelse ved et gennemsnitlig iltindhold på 5 μg/l efter filtrene i streng A og 8,9 μg/l efter filtrene i streng B. Nedbrydningen af phenol er endnu ikke optimal. I filter A fjernes kun 43 % i prøven fra den 9. december, se bilag C, mens nedbrydningen af PAH’er og BTEX er effektiv igen.

En anden ”outliners” i figur 5.3 er nedbrydningen på 100 % cyanid i filter B ved et iltindhold på 0,5 μg/l. Værdien stammer fra den 4. august, efter at flow og ilttilførsel til filter B har været stoppet en uge for at undersøge betydningen af et filterstop. Det overskud af ilt, som er til stede i filteret før stop, er tilstrækkeligt til, at ilt ikke bliver begrænsende for nedbrydningen i det vand, som er på filteret i den uge det står stille. Den lange opholdstid på en uge betyder god reaktionstid og kan forklare den høje fjernelsesprocent på 99 % som observeres for cyanid i figur 5.3 ved en koncentration af ilt på 0,5 μg/l ved afgang filter. Det samme gælder BTEX, PAH og phenol, se bilag C.

Efter driftstoppet på et døgn den 8. september er der kun målt for BTEX. Nedbrydningen er 99 % i streng A og 97 % i streng B og det vurderes derfor, at nedbrydningen af BTEX i anlægget er robust overfor driftsstop af kortere varighed (< 1 uge) såfremt der står vand på anlægget, mens længerevarende driftsstop (> 1 måned) resulterer i, at nedbrydningen af cyanid og til dels phenol ikke er optimal en måned efter, at anlægget er sat i gang igen.

5.1.5 Toksicitetstest

I tabel 5.1 er givet værdierne af biotox-testen efter 15 minutters inkubation, og disse værdier betragtes som de mest pålidelige af de opnåede resultater.

Af tabel 5.1 ses, at samtlige estimerede EC50-værdier ligger over de 500 ml/l som er den højeste testkoncentration. Derfor bør toksiciteten af prøverne kun vurderes ud fra ”nul-effekt-koncentrationen” (EC20-værdierne).

Udløbsvandet (Udløb fælles) er signifikant mindre toksisk end indløbsvandet (T1), og der er sket en toksicitetsreduktion på en faktor 2.2. Ved denne vurdering bør det dog bemærkes at reduktionen, hvis konfidensgrænser tages i betragtning, kan ligge fra 1,03-4,47.

Tabel 5.1  Effektkoncentrationer og 95% konfidensintervaller hæmning af lysudsendelsen hos Vibrio fischeri efter 15 minutters eksponering

Toksiciteten af vandet fra udløb af det første (T3) og andet filter (T5) i streng A ligger, som forventeligt, mellem værdierne for indløbsvand (T1) og udløbsvand, men der er ikke signifikant forskel på EC20-værdierne (=0.05).

For prøverne af vandet fra udløb af det første (T9) og andet filter (T7) i streng B kunne der ikke ved denne test påvises signifikant toksicitet, selv ikke ved den højeste testkoncentration på 500 ml/l. Derfor er det indikeret i tabel 5.1, at EC20 (og dermed også EC50) ligger over dette niveau. Årsagen til, at prøverne fra streng A udviser mere toksicitet end prøverne fra streng B, kan ikke umiddelbart forklares ud fra resultaterne af Biotox-testene.

Streng A adskiller sig fra streng B i analyseresultaterne fra den 9. december ved, at nedbrydningen af enkelte parametre er mindre end i B, se f.eks. nedbrydningen af phenol i bilag C, og det kan tyde på, at omsætningen i strengen er dårligere fungerende.

5.2 Fase 2 – dokumentation

5.2.1 Udarbejdelse af massebalancer for forureningskomponenter

Den semi-kvantitative massebalance er opstillet for den 26. august 2005.

I tabel 5.2. fremgår de driftsbetingelser, som danner grundlag for beregningerne på massebalancen. Ud fra den tilførte mængde ilt er den tilsvarende opløste mængde ilt ved 25 ^oC og 1 atm beregnet. Anlægget har den 26. august 2005 behandlet 2,5 m³/time. Se bilag A.

Tabel 5.2. Driftsbetingelser flow og oxygen

Der er ingen data for gasmålerne i perioden omkring den 26. august 2005, hvor massebalancen opstilles. De seneste data er indsamlet fra den 20. december til 2. januar 2006. Kun en enkelt af de fire gasmålere har registreret et flow. Gasmåleren på det første filter i streng A har registreret en afledt gasmængde på 113 l, opsamlet over ca. en uge. De øvrige gasmålere viste ingen afledning af afkastluft.

I kraft af den lille afledning af afkastluft vurderes stripning af forureningskomponenter ikke afgørende. En teoretisk beregning af udvalgte komponenters flygtighed ud fra Henrys lov ved det anvendte luft-vand forhold på 0,27 viser, at der ikke er stor sandsynlighed for en sådan afstripning. Det kan derfor konkluderes, at afkastluften fra de biologiske filtre ikke udgør et dræn for stof ud af behandlingssystemet. I masseberegningerne er denne kilde derfor reduceret til nul.

Den 26. august leverede oxygengeneratoren 690 l/time ren oxygen til filtrene. Af den mængde oxygen, som tilsættes, forbruges ca. 95 % til den biologiske oxidation. Resten kan måles i afløbsvandet fra anlægget. På baggrund af den ret begrænsede mængde af oxygen, som normalt kan opløses i vand, selv ved lave temperatur, 10-15 μg/l, er et forbrug på omkring cirka 315 mg ilt/l behandlet vand meget stort. Denne mængde vil ved tilgængelighed af næringskilder kunne opretholde en stor mikrobiologisk population.

Det vil derfor være forventeligt at se en høj grad af biologisk oxidation.

5.2.1.1 Udvalgte sumkomponenter

Tabel 5.3 viser nedbrydningen af de overordnede sumparametre, der først vil indikere en mikrobiologisk oxidation.

Tabel 5.3  Semi-massebalance for udvalgte sumparametre. 26. august 2005

Koncentrationen er vægtet med hensyn til flowet af vand. F.eks. er der målt en total cyanidkoncentration i indløbsvandet på 250 μg/l (Bilag A). Med et flow på 2500 l/time giver det en tilførsel af total cyanid på (2500 l/time x 250 μg/l) = 625 mg/t.

Der fjernes via afløbet total cyanid fra begge strenge. Fra streng A fjernes pr. time (180 μg/l x 1500 l/time =) 270 mg. Fra streng B fjernes tilsvarende pr. time (50 μg/l x 1000 l/time =) 50 mg. Samlet tilføres 625 mg/time totalcyanid, og der fjernes 320 mg/time ud via afløbene (A+B), hvilket medfører at der nedbrydes/fjernes 305 mg total cyanid pr. time eller ca. 48,8 % af indløbskoncentrationen. Da der fjernes stof, er resultatet i tabellen ledsaget af et minus   (-). Hvis der opbygges stof, er resultatet ledsaget af et plus (+).

Cyanid kan mikrobiologisk omsættes ved indbygning af nitrogen i aminosyre eller ved nedbrydning til ammoniak og CO₂. Mekanismen er skitseret i figur 5.5.

Figur 5.5. Mikrobiologisk omsætning af fri og bundne cyanider /7/.

Tabel 5.3 viser at enkeltaromater i form af substituerede benzener nedbrydes meget let i behandlingssystemet. Det samme gælder for de langt mere komplekse hydrokarboner(THC) og PAH’er.

Normalt vil organisk stof, akkumuleret som følge af opblomstring af mikrobiologisk aktivitet, være af let omsættelig art. Dette giver anledning til en reduktion i det biologiske oxygenforbrug (BOD), hvilket ses i tabel 5.3, hvor BOD reduceres med 67 %. COD er pr. definition det kemiske oxygenforbrug, dvs. en form for oxidation som naturlige mikroorganismer ikke er i stand til at tage del i. Det er derfor forventeligt, at COD ikke reduceres nævneværdigt gennem behandlingsanlægget. Ifølge tabel 5.3 svarer en reduktion på kun 5 % meget godt til dette billede.

5.2.1.1  Udvalgte enkeltkomponenter

5.2.1.1.1 BTEX

BTEX består af benzen, toluen, ethylbenzen og xylener, og tabel 5.4 viser, at alle enkeltkomponenterne nedbrydes meget let i behandlingssystemet.

Tabel 5.4. Massebalance for BTEX’er.

Figur 5.6. viser en generel mikrobiologisk nedbrydningsvej for toluen og xylener herunder substituerede benzener.

Figur 5.6. Mikrobiologisk omsætning af toluen og xylener /7/.

De primære nedbrydningsprodukter af toluen og xylen udgøres af små vandopløselige C2-C3 fragmenter -acetat, acetaldehyd og pyruvat. Alle små forbindelser, der udnyttes som energikilde i den aerobe respiration. Der er med andre ord god og hurtig energi i BTEX’erne.

5.2.1.1.2 Phenoler

Isoleret set, nedbrydes forbindelsen phenol meget fint i behandlingssystemet, men der dannes betydelige mængder af phenoler som nedbrydningsprodukter fra andre aromater eller polyaromater i anlægget. Massebalance for et udvalg af disse substituerede phenoler er vist i tabel 5.5.

Tabel 5.5. Massebalance for phenol og substituerede phenoler.

I anlægget dannes op til i alt cirka 1 gram substituerede phenoler pr time. Dette fænomen observeres også ved almindelig kemisk oxidation.

Som et kuriosum ses det af tabel 5.5, at der faktisk dannes et mindre indhold af 6 og 4 chlorphenoler ved den mikrobiologiske oxidation.

5.2.1.1.3 Polyaromatiske hydrokarboner (PAH)

Massebalance for udvalgte PAH’er fremgår af tabel 5.6. PAH’er nedbrydes alle meget fint i behandlingssystemet. De 4- og 5-ringede PAH’er som f.eks. Pyren nedbrydes dog kun delvist. I alt fjernes 22 % af massen i anlægget den 26. august 2005. Af tabel 5.6 ses, at det særligt er nedbrydningen i streng A som er begrænset formentlig som en konsekvens af reduktionen i ilttilførsel den 26. august, jf. 4.1. Ved efterfølgende analyser, hvor der er en større ilttilførsel, fjernes 87 % af massen i indløbet.

Tabel 5.6. Oversigt over samlet massebalance for PAH’er.

Naphthalen indtager en sær rolle i denne type af forureninger, idet den er direkte giftig for marine organismer. Naphthalen indgår i PAH’erne, men nedbrydes ikke efter samme mønster som enkelt aromaterne. Heldigvis nedbrydes op mod 94 % i gennemsnit, af de samlede PAH’er. Nedbrydningen af naphthalen er skitseret i figur 5.7.

Figur 5.7  Nedbrydning af naphthalen /8/

Det fremgår af det skitserede nedbrydningsmønster for naphthalen, at et af de første stabile nedbrydningsproduktet er en phenol (ortho hydroxo phenol = catechol).

5.2.2 Økonomi

I tabel 5.7 er opstillet en oversigt over anlægspris og skønnede driftsomkostninger ved behandling af grundvand i anlægget.

Driftsomkostninger pr. kubikmeter vand er afhængige af mængden af vand, der skal renses (strømforbrug m.v.), samt hvilke krav der vil stilles til et eventuelt fremtidigt moniteringsprogram ved en tilladelse til udledning til recipient.

Strømforbruget har varieret mellem 1,8-6,7 Kwh/m³, se bilag B. Strømforbruget den 9. december vurderes at være fejlbehæftet på grund af udtag til anden strømforbruger. Afskrives anlægget lineært over 8 år, skønnes enhedsprisen for rensning af vand at være 7-17 kr. pr m³ eksl. afledningsafgift til kloak.

Tabel 5.7  Anlægspriser for behandling af grundvand i anlæg, 6-10 m³/t, svarende til 53-85.000 m³/år

Prisen for biologisk rensning af grundvand er sammenlignelig med andre afværgemetoder for behandling af forurenet grundvand/drænvand fra gasværker, herunder aktiv kul og in-situ biologisk nedbrydning /5/

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 Marts 2009, © Miljøstyrelsen.