metodutveckling för kinetiksbestämning av denitrifierande ... · vattenförsörjnings- och...

Vattenfrsrjnings- och Avloppsteknik Institutionen fr Kemiteknik

Metodutveckling fr kinetiksbestmning av denitrifierande biofilm i MBBR

Examensarbete av

Kalle Koinberg Henrikson och Patrik Gliveson

Februari 2011

Vattenfrsrjnings- och Avloppsteknik Water and Environmental Engineering

Institutionen fr Kemiteknik Department of Chemical Engineering

Lunds Universitet Lund University, Sweden

Metodutveckling fr kinetiksbestmning av

denitrifierande biofilm i MBBR

Method development concerning kinetics of a denitrifying biofilm in a MBBR

Examensarbete nummer: 2011-02 av

Kalle Koinberg Henrikson och Patrik Gliveson

Vattenfrsrjnings- och Avloppsteknik Institutionen fr Kemiteknik

Lunds Universitet

Februari 2011

Handledare: Professor Jes la Cour Jansen

Examinator: Universitetslektor Karin Jnsson

Bild p framsidan:

1. K1 brare frn Klagshamns MBBR med torkad biofilm (Foto: Gustav Lustig).

Postal address: Visiting address: Telephone:

P.O Box 124 Getingevgen 60 +46 46-222 82 85 SE-221 00 Lund. +46 46-222 00 00 Sweden, Telefax: +46 46-222 45 26 Web address: www.vateknik.lth.se

1

Summary

Anthropogenic discharge of nitrogen can in many cases be considered a pollution since it causes

eutrophication to recipients such as lakes and seas. One of the main nitrogen sources is

inadequately treated wastewater. Nowadays nitrogen removal is one of the main treatment steps

at WWTPs and can occur in different forms, for example Moving Bed Biofilm Reactors. The

Moving Bed Biofilm Reactor technology is efficient for denitrification, especially in colder

regions such as Scandinavia. However, many details in the denitrification process with moving

carrier materials are yet unknown.

The purpose of this report is to determine with what reaction order denitrification occurs in

MBBR in lab scale. The concentration interval being tested represents the one normally found at

Swedish wastewater treatment plants. The purpose is also to develop a fast and accurate method

to test the denitrification capacity at a wastewater treatment plant using relatively simple

laboratory experiments.

The background knowledge needed was obtained from literature studies of biofilm kinetics, the

theory of biofilm transports, nitrogen, denitrification and factors influencing the nitrogen

reduction rate.

A series of experiments with the use of ANOXKALDNES biofilm carriers model K1 were

conducted in lab scale in order to develop the method. The carriers were taken from Klagshamn

WWTP during autumn and winter conditions. First the denitrification was tested using batch

experiments with an initial nitrate concentration of about 26 mgNO3--NL-1. This resulted in a

denitrification rate of 0.31 mgNO3-1-NL-1min-1 in the interval 5-25 mgNO3

-1-NL-1 at 12oC. The

vertical mixing in the reactors was unsatisfactory; the carrier material was mostly moving

circularly at one level. Therefore a reactor with a wing attached on the sidewall was developed to

enhance movement. The reactor proved to work very well. Some tests with unused carriers

indicated that a surplus of oxygen was driven into the water as an effect of the carriers geometry.

O2 consumes COD and is therefore undesired in the reactors. Experiments with a N2-atmosphere

over the water surface were conducted to decrease O2-levels. When studying the results, it

seemed however that N2 effected denitrification rates negatively during continuous experiments.

The relation between mixing intensity and denitrification rate was examined. It turned out that

there was a connection, and higher mixing speed resulted in greater NOx reduction.

During a long continuous experiment with 8 different incoming NO3--N concentrations (ranging

from50 11 mgNO3-1-NL-1), the denitrifaction rate was compared with the [NOx]. The

result indicated that the denitrificartion rate approximately followed the Half-order kinetics.

Frord

Detta examensarbete har skrivits vid Vattenfrsrjnings och Avloppsteknik p institutionen fr

kemiteknik p Lunds Tekniska Hgskola under perioden september 2010 till februari 2011 av

Kalle Koinberg Henrikson och Patrik Gliveson.

Vi vill tacka Jes la Cour Jansen som var vr handledare fr all hjlp, bra ider och tips. Vi vill

ocks tacka Gertrud Persson och Ylva Persson fr guidning i laboratoriet, de mnga analyserna

och trevliga pratstunderna.

Ett stort tack gr ocks till Magnus Christensson p ANOXKALDNES fr hjlp med

information och nya brare, samt Ivelina Dimitrova fr hjlp med gamla brare och driftdata.

Tack till Per Fals, Mats Galbe, Leif Stanley och Hans-Olof Jedlid fr vrig hjlp.

.

Innehllsfrteckning

1 Inledning ................................................................................................................................. 1

1.1 Introduktion..................................................................................................................... 1

1.2 Syfte ................................................................................................................................ 2

1.3 Avgrnsningar ................................................................................................................. 2

2 Bakgrund ................................................................................................................................. 3

2.1 Klagshamns reningsverk ................................................................................................. 3

2.2 Kaldnesbrare K1............................................................................................................ 4

2.3 Kvve .............................................................................................................................. 4

2.4 Nitrifikationsprocessen ................................................................................................... 5

2.4.1 Nitrifikation i biobddar ............................................................................................. 6

2.4.2 Nitrifikation i aktivslamanlggning ............................................................................ 6

2.4.3 Nitrifikation i MBBR .................................................................................................. 6

2.5 Denitrifikationsprocessen ............................................................................................... 6

2.5.1 Inverkan av pH ............................................................................................................ 7

2.5.2 Inverkan av temperaturen ........................................................................................... 7

2.5.3 Inverkan av syrgas ...................................................................................................... 8

2.6 Omblandningens betydelse fr det laminra grnsskiktet .............................................. 9

3 Teori fr diffusion i biofilm .................................................................................................. 11

3.1 Biofilmskinetik ............................................................................................................. 11

3.1.1 Transport i biofilm .................................................................................................... 11

3.2 Vtskefilmsdiffussion ................................................................................................... 16

3.3 Bestmning av reaktionsordning................................................................................... 17

4 Material och metoder ............................................................................................................ 19

4.1 Analyser ........................................................................................................................ 19

4.1.1 Dr. Hach Langes kyvetter ......................................................................................... 19

4.1.2 Autoanalyser ............................................................................................................. 19

4.2 Syreindrivningsfrsk och syremtare ......................................................................... 19

4.3 Temperaturmtningar .................................................................................................... 19

4.4 Omblandare ................................................................................................................... 19

4.5 Metod batchfrsk ........................................................................................................ 20

4.5.1 Pumpar ...................................................................................................................... 20

4.5.2 Blandningar och tillsatser ......................................................................................... 20

4.5.3 Filtrering och mtning av suspenderat material ........................................................ 21

4.5.4 Kvvgasatmosfr....................................................................................................... 21

4.6 Metod kontinuerliga frsk........................................................................................... 21

5 Metodutveckling ................................................................................................................... 23

5.1 Batchfrsk ................................................................................................................... 23

5.1.1 Bakgrundsfrsk ....................................................................................................... 23

5.1.2 Dlig omrrning i vertikalled .................................................................................... 24

5.1.3 Syreindrivning i reaktorerna ..................................................................................... 26

5.1.4 Frhindrar en skyddande kvvgasatmosfr syrgasindrivning? ................................. 27

5.2 Kontinuerliga frsk ..................................................................................................... 28

5.2.1 Reaktor med fena frbttrar vertikal omblandning ................................................... 28

5.2.2 Test av de kontinuerliga reaktorerna med skyddande kvvgasatmosfr .................. 28

5.2.3 r denitrifikationshastigheten r beroende av omblandningshastigheten? .............. 30

5.2.4 Bibehllen denitrifikationshastighet med gamla brare samt utvrdering av biomassaproduktion i biofilmen. .............................................................................. 30

5.2.5 Lgre hastighet med skyddande kvvgasatmosfr .................................................... 31

5.2.6 Bredare koncentrationsintervall fr tydligare resultat .............................................. 32

6 Resultat ................................................................................................................................. 35

6.1 Batchfrsk 101008 ...................................................................................................... 35

6.2 Kontinuerligt frsk med skyddande kvvgasatmosfr ................................................ 38

6.3 Kontinuerligt frsk fr mtning av suspenderat material ........................................... 38

6.4 Kontinuerligt frsk med ordningsbestmning samt utvrdering av skyddande kvvgasatmosfr ........................................................................................................... 39

6.5 Kontinuerligt frsk med mtning av suspenderat material ......................................... 41

6.6 Kontinuerligt frsk med brett koncentrationsspann .................................................... 42

7 Diskussion ............................................................................................................................. 45

7.1 Batchfrsk ................................................................................................................... 45

7.2 Kontinuerliga frsk ..................................................................................................... 45

7.3 Felkllor ........................................................................................................................ 47

8 Slutsatser ............................................................................................................................... 49

9 Frslag till framtida frsk ................................................................................................... 51

10 Referenser ............................................................................................................................. 53

Bilaga 1 Blandningar ................................................................................................................. 55

Bilaga 2 Temperaturvariation p Klagshamns avloppsreningsverk .......................................... 56

Bilaga 3 Rdata frn frsk ....................................................................................................... 57

Bilaga 4 Populrvetenskaplig artikel ......................................................................................... 62

1

1 Inledning

1.1 Introduktion Mnga av vra sjar, vattendrag och hav r vergdda och tar stor skada av detta. Anledningen

r att hga halter nringsmnen, framfr allt i form av kvve och fosfor har letts ut i naturen och

lckt till recipienter. Detta har skett p grund av tv huvudsakliga anledningar. Den frsta r

utdikningen av vtmarker till kermark med intensiv konstgdsling, och den andra r p grund

av bristande avloppsvattenrening (Hoffmann, 2007). Det r den andra delen som kommer att

hanteras i det hr examensarbetet.

I Sverige slpptes fram till ca 1940 mnniskors avloppsvatten ut helt orenat till recipienterna

(Naturvrdsverket, 2006). Det r frst p senare r man har insett vikten av att rena

avloppsvatten, och d frmst frn kvve, fosfor och organiskt material. Under de senaste

rtiondena har vattenreningen utvidgats och reningsmetoderna frbttrats fr att vi ska slppa ut

s lite froreningar som mjligt till naturen, och i framtiden frvntas kraven skrpas ytterligare.

Befolkningen kar i ttbebyggda omrden vilket medfr att markpriserna har gtt upp stadigt

under en lng period. Detta i kombination med att avloppsvatten behver renas till stor

utstrckning har lett till utveckling av kompakta och effektiva vattenreningsmetoder. Ett bra

exempel p en bde platsbesparande och effektiv kvvereningsmetod r MBBR (Moving Bed

Biofilm Reactor) som utvecklats av ANOXKALDNES (degaard et al, 1994). MBBR:er r

reaktorer fyllda till viss del av ringformade plastbrare som det vxer biofilm p. Se Figur 1-1.

Figur 1-1: Avbildning av en brare ANOX KALDNES av modell K1. Brarens diameter r 1 cm, hjden r 0,7 cm och den specifika arean r 500 m2/m3.

Det r sledes en biologisk biofilmsteknik frmst tillmpad fr nitrifikation och denitrifikation

(vilket r olika former av kvverening) av avloppsvatten. Brarmaterialet blandas runt i

reaktorerna med hjlp av propellrar eller luft/vattenflden. MBBR:er r effektiva p.g.a. brarnas

stora yta/volym och dessutom minimeras reningskvalitetens beroende av slamseparationen

(degaard et al, 1994). En annan stor frdel med MBBR, som gr dem passande att anvnda i

Sverige r att de r kan utfra en god denitrifikation ven i kallare klimat som det nordiska

(Welander och Mattiasson, 2003).

Frn brjan designades MBBR fr reningsverk i Norge dr ett minimalt avtryck var ndvndigt

av ekonomiska och utrymmesmssiga skl, d det Norska urberget utgr en begrnsning fr

nybyggnation (Rusten et al, 1995).

2

ven om MBBR r en teknik som frekommer p mnga hll i Norden och ven internationellt,

r sjlva kvvenedbrytningshastigheten, kinetiken fr biofilmsprocesserna fortfarande relativt

oknd. Den skiljer sig frn andra biofilmsprocesser i och med att braren av biofilmen inte r fix,

utan frflyttas runt i reaktorn. Detta gr att det r svrare att berkna och modellera vtskefilmen

runt braren. Som resultat av detta rder olika teorier och delade meningar om vilken

reaktionsordning denitrifikationen sker med. Enligt, degaard et al, 1994, r dock diffusionen i

vtskefilmen betydande fr kinetiken i MBBR processen.

Det finns fr tillfllet inte ngon vedertagen, standardiserad metod fr bestmning av

denitrifikationshastigheter i labbskala. En sdan metod skulle kunna ge vrdefull jmfrbar

information om hur vl MBBR:er fungerar p olika reningsverk. Detta examensarbete syftar till

att frska utveckla en sdan metod.

Med strre kunskaper om biofilmsprocesserna skulle reningskapaciteten och designen av MBBR

i framtiden kunna frbttras, vilket skulle leda till att vr vattenkonsumtion fr en mindre

ekologisk pverkan och vi fr ett resursmssigt mer hllbart samhlle.

1.2 Syfte Detta examensarbete har tv huvudsakliga syften

Att genom frsk i laboratorieskala pvisa vilken reaktionsordning

denitrifikationen i MBBR:er sker med. Detta eftersom mnet inte r

studerat i strre utstrckning och inga standarder fr reaktionsordning

finns presenterade. Med en strre kunskap om reaktionsordningen kan

lttare begrnsningarna i denitrifikationshastigheten hittas och p s stt

kan processen lttare optimeras. Tesen r att denitrifikationshastigheten r

beroende av NOx-N koncentrationen som finns i det inkommande vattnet.

Arbeta fram en snabb och enkel metod fr utvrdering av

denitrifikationskapaciteten hos en MBBR reaktor genom frsk i

laboratorieskala. Huvuddelen av underskningarna mnar att utveckla ett

enkelt stt att underska denitrifikationen i kontinuerliga reaktorer, vilket

kan anvndas fr en snabb utvrdering av kapaciteten p en MBBR.

1.3 Avgrnsningar Frsken har valts att utfras som batchfrsk och som kortare kontinuerliga frsk i labbskala

istllet fr under lngre tid d bakteriekulturer anpassar sig efter rdande frhllanden. Detta

eftersom en snabb analysmetod efterstrvas. Frsk lngre n drygt ett halvt dygn har valts bort.

Samtliga laborationer har gjorts med ANOXKALDNES brare modell K1 tagna frn

Klagshamns MBBR reaktor 1 linje 1, vilket betyder att brarna har samma geometriska

betingelser i frsken samt verensstmmande bakteriekultur. Frsken har utfrts med

verskott av fosfat samt COD i form av etanol fr att hitta den maximala hastigheten. P

reningsverken svlts bakterierna oftast fr att mindre COD ska slppas igenom processen.

Brarna har tagits under hst och vinterfrhllanden.

3

2 Bakgrund I det hr kapitlet beskrivs kortfattat Klagshamns reningsverk, ANOXKALDNES biofilmsbrare

K1, kvve och dess roll i vergdningsfrgan, hur denitrifikation fungerar samt vilka faktorer

som pverkar dess effektivitet.

2.1 Klagshamns reningsverk Klagshamns reningsverk r belget i Skne, sder om Malm, se karta i Figur 2-1.

Figur 2-1: Karta ver sydvstra Skne. Klagshamns reningsverk r markerat med en pil p kartan (VA SYD, 2009).

Klagshamns reningsverk togs i drift 1974 och tar emot avloppsvatten frn ca 70 000 personer,

vilket motsvarar ett flde av ungefr 220 Ls-1 (VA SYD, 2009). Anlggningen beskrivs

versiktligt i Tabell 2-1.

Den delen av reningsverket som r vsentlig fr rapporten r efterdenitrifikationen i form av

MBBR. Brarna anvnda i den hr studien r hmtade drifrn. Klagshamns reningsverk

anvnder sig av efterdenitrifikation dr extern kolklla anvnds, d ingende vatten har lg

BOD-halt (VA SYD, 2009). Fr tillfllet anvnds Perstorpsetanol, en slaggetanol vilken kan

tillsttas i relativt hg C/N-ratio, d ett efterfljande sandfilter tar bort en viss mngd verfldig

BOD.

4

Tabell 2-1: SpecifikationsTabell ver Klagshamns reningsverks reningssteg (VA SYD, 2009).

2.2 Kaldnesbrare K1 Vid frsken anvnds brare frn Klagshamns reningsverk, bassng 1, linje 1. Brarna r av

typen K1 och har varit i bruk sedan 1997. I Tabell 2-2 fljer en specifikation av brarnas

egenskaper.

Tabell 2-2: Specifikationer ver brare av modell K1(ANOXKALDNES, 2009).

Namn K1

Densitet 0,95 kgdm-3

Skyddad yta fr biofilmstillvxtm-3 Ungefr 500 m2m-3 1 %

Uppskattat antalm-3 106 st

Kemisk sammansttning Polyetylen med hg densitet

Frvntad livslngd 15-20 beroende p reaktorvggarnas material

Lngd 7,2 mm

Minsta diameter 9,1 mm

2.3 Kvve Kvve r ett vanligt frekommande grundmne som ingr i mnga olika viktiga kemiska

freningar, bl.a. proteiner och ammonium. I kvvets kretslopp, Figur 2-2, visas versiktligt ngra

av de essentiella formerna som kvve kan anta (Lindquist, 2003).

5

Figur 2-2: Beskriver kvvets kretslopp, det vill sga hur kvve omvandlas mellan olika former p grund av biologiska och kemiska reaktioner (Lindquist, 2003).

Kvve i form av nitrat, nitrit och ammonium r gdningsmnen som bland annat vxter tar upp

fr att bygga upp biomassa. Via fdointag transporteras sedan kvvet vidare till andra

organismer i nringskedjan, till exempel mnniskor. En del av det kvvet anvnds fr att bygga

upp och underhlla kroppens celler, resten gr ut den naturliga vgen, och sedan vidare ut p

avloppsledningsntet.

En svensk person belastar reningsverken med mellan 4-6 kg kvver-1 (Henze et al, 2002), detta

motsvarar 55 82 mg tot-NL-1 om man rknar med att en person i snitt anvnder 200 Ldag-1

och utesluter inlckage frn marken till rren. Majoriteten av kvvet som nr reningsverken r i

form av ammonium (Lindquist, 2003). Med dagens utslppskrav mste en stor del av kvvet till

avloppsreningsverket renas bort. Det finns inga generella, nationella, utslppskrav utan

begrnsningarna stts av enskilda kommuner, Naturvrdsverket eller lnsstyrelsen (stra Ginge

Kommun, 2010). Som exempel r i Malm utslppskraven 12 mg tot-NL-1 p Klagshamns

avloppsreningsverk, och 10 mg tot-NL-1 p Sjlunda (Lnsstyrelsen i Skne ln, 2006), vilket

innebr att det krvs en reduktion p drygt 80 % i bda fallen.

Kvvereningen sker under flera steg i reningsprocessen, och frsvinner med bl.a. slam och som

kvvgas. P reningsverken sker generellt tv huvudsakliga kemiska omvandlingar ske fr att

kvvet ska lmna reningsverket i form av kvvgas, nmligen nitrifikation och denitrifikation.

2.4 Nitrifikationsprocessen Under nitrifikationen, som r en aerob process (det finns syre nrvarande) omvandlas ammonium

till nitrit och nitrat av bakterietyperna Ammoniumoxidanter och Nitritoxidanter. Se Ekvation 2-

1:2-3 (Lindquist, 2003).

6

1.5 2 Ekvation 2-1 +

0.5 Ekvation 2-2 =

2 2 Ekvation 2-3 Nitrifikation kan till exempel ske i bassnger med aktivslam, i biobddar eller i MBBR:er. Som

framgr av Ekvation 2-1:2-3 sker en nettoproduktion av tv vtejoner per ammoniumjon som

nitrifieras vilket kan snka pH. Allts snks alkaliniteten med tv mol per frbrukad

molammoniumjoner. Det r oxidationen av syre som r den hastighetsbegrnsande faktorn i den

hr reaktionen, vilket betyder att det vid normala frhllanden finns lite eller ingen nitrit

nrvarande (Henze et al, 2002). Om dremot reningsprocessen utstts fr stress i form av till

exempel syrebrist, uppstart av system eller kraftigt varierande flden, kan processen hamna i

ostationrt tillstnd vilket kan leda till att nitrithalten kar (Henze et al, 2002).

2.4.1 Nitrifikation i biobddar En biobdd r filter uppbyggda av ett hrt filtermedium dr de enskilda elementen har storlekar

mellan 5-20 cm (Henze et al, 2002). Vatten sprids p toppen av filtret och fr sedan rinna ner

med sjlvfall. P grund av temperaturskillnader mellan det inkommande vattnet, luften och

brarmaterialet sker det en effektiv syresttning av vattnet utan att man behver gra en aktiv

luftning (Henze et al, 2002). Frdelar med biobddar r att det r relativt billigt och krver lite

underhll. Filtermediets yta r vl lmpat fr bakterietillvxt, och det sker en effektiv

syresttning av vattnet nr det rinner genom filtret. Ett problem r dock att det r svrt att

kontrollera bakteriekulturen, och besvrligt att rensa filtret d det ltt vxer igen (Henze et al,

2002).

2.4.2 Nitrifikation i aktivslamanlggning Aktivslam innebr att vattnet som ska nitrifieras leds till en bassng dr en aktiv, suspenderad

bakteriekultur i flockform skter nitrifikationen. Reaktorn luftas vid nitrifikation fr att

mjliggra reaktionerna. Aktivslam kan ven anvndas fr denitrifikation och/eller upptag av

fosfor (Lindquist, 2003).

2.4.3 Nitrifikation i MBBR En MBBR fungerar ungefr som en blandning mellan en biobdd och ett aktivslam. Biomassan

vxer p ett inert material i form av biofilm (biobdd) samtidigt som det inerta brarmaterialet

luftas och rrs om i bassngerna (aktivslam).

2.5 Denitrifikationsprocessen Under denitrifikationen, vilket r en anoxisk process (ingen tillgng till syre, endast tillgng till

nitrat) reduceras nitrat till kvvgas med hjlp av en lmplig kolklla i form av t.ex. BOD frn

avloppsvattnet (frdenitrifikation) eller med ngon lttnedbrytbar kolklla som t.ex. metanol,

7

etanol eller acetat (efterdenitrifikation). Vid denitrifikationen frbrukas ven vtejoner vilket

leder till en kad alkalinitet. Under frsken som ligger till grund fr denna rapport anvnds

etanol som kolklla. Detta resulterar i att denitrifikationen sker enligt Ekvation 2-4.

5 ! 12 12 6 10 21 Ekvation 2-4 Enligt Ekvation 2-4 s frbrukas en vteatom per nitratmolekyl, hr hjs allts alkaliniteten med

en mol per tgngen nitratmol. Om man slr samman effekten av nitrifikationen och

denitrifikationen s blir totalresultatet att alkaliniteten snks med 1 mol per mol kvve. Ekvation

2-4 r dock en frenkling av verkligheten, dr man utgr ifrn att reaktionerna sker under ideala

frhllanden, och utan att nmna intermedirerna. Under denitrifikationen omvandlas nitrat

genom en serie mellansteg enligt:

Halten intermedirer (alla former av kvve utom nitrat och kvvgas) kar d processen stressas,

av t.ex. lga kolklleniver eller fr hgt eller lgt pH. Mngden intermedirer br hllas lg d

de r toxiska eller onskade p annat stt (Henze et al, 2002).

Denitrifikationshastigheten r beroende av flera olika utomstende faktorer och pverkas av bl.a.

av temperatur, pH, syrehalt och tillgngen p lttnedbrytbar kolklla (Henze et al, 2002). Dessa

faktorer br naturligtvis tas i beaktande i grligaste mn d reningsverk eller experiment

designas, nedan frklaras inverkan av de viktigaste faktorerna.

2.5.1 Inverkan av pH Under denitrifikationen br pH ligga i ett intervall mellan 7-9, vilket r avhngigt p vattnets

buffrande frmga, d nitrifikationen som ofta sker direkt innan denitrifikationen snker

alkaliniteten. D pH < 7 kan detta stressa de denitrifierande bakterierna och leda till att

koncentrationen av intermedirer kar (Henze et al, 2002).

2.5.2 Inverkan av temperaturen Temperaturen r en viktig faktor fr denitrifikationshastigheten, d den har stark pverkan och

stor fluktuation under ssongerna i Sverige. Temperaturens effekt p denitrifikationen kan

standardiseras med en faktor (gller d den uppmtta temperaturen r hgre n den som man vill

rkna om till) som fs frn Ekvation 2-5:

# $ 1.06%&&()*+,-+.- Ekvation 2-5 dr Tuppmtt r den uppmtta temperaturen och Tstandard r den temperatur man vill rkna om till

(Carrera et al, 2003). Denitrifikationshastigheten delas sedan med fr att erhlla en

denitrifikationshastighet motsvarande den vid den standardiserade temperaturen. (Carrera et al,

2003). P till exempel Klagshamns reningsverk varierar temperaturen mellan 7-17oC under ret

(Driftdata, Klagshamnsreningsverk fr 2010).

8

Temperaturoptimum fr denitrifierande bakterier i aktivslam har faststllts till 27oC nr

denitrifikationshastigheter testades i labbskala vid olika temperaturer (Dawson och Murphy,

1972). Omar och Conrad (1993), hittade ett temperaturoptimum vid mellan 25 30oC fr

denitrifierande bakterier i 3 olika jordtyper.

2.5.3 Inverkan av syrgas Syrgas str denitrifikationen d bakterierna hellre tar upp syrgas n nitrat d bda finns

tillgngligt (Henze et al, 2002). Bakterierna anvnder d O2 som elektronacceptor vilket ger mer

energi. Dessutom har syre en mer lngsiktigt negativ effekt p bakteriekulturerna om de utstts

fr kontinuerliga syrehalter, nmligen att det verkar hmma enzymsyntesen av enzymet

Nitratreduktas, och istllet bidra till ett elektronflde till syrecytokromer. (Oh och Silverstein,

1999). Oh och Silverstein (1999) mtte denitrifikationshastigheten i en SBR (Sequenced Batch

Reactor) med olika syrehalter och upptckte att denitrifikationen hmmades med 35 % redan vid

0,09 0,01 mg DOL-1 (mg lst syre per liter) och upp till 78 % vid 5,56 0,17 mg DOL-1,

samtidigt som den tillsatta kolkllan frbrukades snabbare.

Rent teoretiskt verensstmmer en respiration av 32 gO2 med 4 elektronekvivalenter. Detta

betyder att varje elektronekvivalent motsvarar en respiration av 8 gO2. Motsvarande resonemang

fr nitrat ger att 2,8 gNO3--N respireras per elektronekvivalent. Syreindrivningen reducerar enligt

Henze et al, 2002 drmed nitratrespirationen med:

,0 234563 7879:;?>@87=:0 24B 7879:;?>@87=: $ 0,35 D NO G N g O Ekvation 2-6 2.5.3.1 Biomassatillvxt vid denitrifikation med syretillgng

Biomassauppbyggnad kan under denitrifikationen ske genom att ammonium/nitrat och kolklla

frbrukas om syre finns nrvarande. Bde ammonium och syre str d denitrifikationen d

ammonium anvnds fr biomassauppbyggnad istllet fr nitrat och syre respireras istllet fr

nitrat (Henze et al, 2002). Dessutom frbrukas kolklla som r avsedd att anvndas till

denitrifikation. Reaktionen sker enligt

3 ! 4 !J 7 Ekvation 2-7 Syret i reaktorerna kommer som fljd av att det finns ett partialtryck ovanfr vattenytan samt att

fregende reningssteg ofta syrestter vattnet, vilket innebr att vattnet som nr MBBR:erna

redan har en hg syrehalt. Det kan dock vara problematiskt att mta syreindrivningen i

reaktorerna d syrehalten r vldigt lg i reaktorerna p.g.a. hg biologisk aktivitet. Fr att

berkna hur mycket etanol som gr t till syrerespirationen kan frn Ekvation 2-7 anvndas d

molmassorna och molfrhllandet r knt. D fs tgngen av etanol till 1,08 gEtOHgO2-1.

P reningsverken kan ammoniumet i MBBR:er komma frn ofullstndigt utfrt tidigare

reningssteg (nitrifikationen) samt frn nedbrytning av biomassa i reaktorerna, vilket ocks sker i

fallen i reaktorerna som anvnds vid utfrda experiment, enligt:

!J 5 5 2 Ekvation 2-8

9

2.5.3.2 Kolfrbrukning vid syreindrivning

Syreindrivning i reaktorerna inhiberar enligt 2.5.3 denitrifikationen. Detta drfr att spjlkningen

av det organiska materialet r mer energisnlt med syre som elektronacceptor istllet fr nitrat.

Drfr r det viktigt att hlla nere syrenivn i MBBR:erna fr att optimera

denitrifikationsprocessen samtidigt som frbrukningen av kolklla (i det hr fallet etanol)

minimeras. Vattnet som kommer till MBBR:er vid efterdenitrifikationen innehller oftast sm

mngder BOD, vilket betyder att kolklla mste tillsttas fr att inte svlta bakterierna. Enligt

Aspegren et al (1998), behvs ca 4-5 gCODgNO3-N-1 fr att skra en fullstndig denitrifikation.

Att infrskaffa kolklla r dyrt. Sjlunda reningsverk kan tas som exempel d siffror finns

tillgngliga. Designvrdet fr denitrifikationen p Sjlunda r 2 000 kgNdag-1, vilket innebr att

2 000 kgNdag-1 5 gCODgNO3-N-1 = 10 000 kgCODdag-1. Sjlunda anvnder sig av metanol

som kolklla och nr priset fr metanolen kollades upp av frfattarna i augusti var priset

1,82 krkgCOD-1. Detta innebr att metanol fr

1,82 krkgCOD-1 10 000 kgCODdag-1 = 18 200 krdag-1, anvnds p Sjlunda.

2.6 Omblandningens betydelse fr det laminra grnsskiktet En Newtonsk fluid r en vtska vars skjuvspnning r linjrt proportionell mot

hastighetsgradienten, definierad med en rt vinkel utifrn skjuvplanet (Cussler, 1984). Till dessa

vtskor hr bland annat vatten som kommer att anvndas vid experimenten i detta

examensarbete. Ekvationen fr berkningar av skjuvspnningen r

L $ M N Ekvation 2-9 L $ )OPQR)S,,T,D M $ UVQT-W,) RT)OX)T*W* Q $ Y+)*TDYW*W, S UVQT-W, -Q-[ $ Y+)*TDYW*)D.+-TW,*W,, RT,OWV.** \X* )OPQRSV+,W* Att skjuvspnningen r proportionell mot hastighetsgradienten innebr att en hgre hastighet p

det fldande vattnet i reaktorerna kommer att ka skjuvspnningen och drmed kommer vattnet

nra brarnas yta bytas ut snabbare och det laminra grnsskiktet bli tunnare, vilket kan utlsas i

Ekvation 2-9. Se Figur 2-3 fr en profil ver det laminra grnsskiktet och hastighetens

betydelse fr dess tjocklek.

10

Figur 2-3: Profil ver hur skjuvspnningen varierar med hastigheten av det fldande vattnet i relation till brarens yta. Detta innebr att ett en hgre omblandningshastighet i en reaktor ger ett strre tillflde av nringsmnen d vattnet p en godtycklig plats byts ut oftare vid hgre n vid lgre omblandningshastigheter.

11

3 Teori fr diffusion i biofilm Det r i biofilmen som denitrifikationen sker. Detta betyder att reaktions- samt

transporthastigheten i biofilmen r grundlggande processer vid kinetikberkningar (la Cour

Jansen, 1983). En annan viktig faktor att ta hnsyn till r diffusionen som gr sig pmind i

transitionen mellan vtskan i braren och biofilmen. Fr fallet med MBBR finns ocks en

diffusion mellan bulkvtskan och vtskan i brarens hlutrymmen. Dessa hydrauliska filmer

minskas med en bra omblandning i reaktorn, vilket ger snabba vattenstrmmar som kan

penetrera hlrummen i brarna. Vtskefilmen blir drmed tunnare med kande hastigheter. Som

fljd blir koncentrationen av de mnen som mnas brytas ner, i det hr fallet NOx, hgre vid

biofilmens yta. Drfr r denitrifikationenshastigheten vid Frsta- och Halvte- ordningens

reaktion beroende av omblandningshastigheten d den hr r proportionell med koncentrationen.

Det kan dock sgas att diffusionen in till hlrummen i brarna kan ses som svag. I detta kapitel

behandlas teorin bakom biofilmsdiffusionen samt vtskefilmsdiffusionen. Som avslutning

presenteras ocks en metod fr ordningsbestmning av denitrifikationsprocessen.

3.1 Biofilmskinetik Biofilmer har ofta en ganska lg effektivitet p grund av att det finns ett motstnd vid

masstransporten d det aktuella mnet transporteras genom biofilmen fr att anvndas av

bakterierna som energiklla. Detta r oftast den begrnsande faktorn i reningsprocessen och den

utfrs genom molekylr diffusion (Henze et al, 2002). Fr att motverka den lga effektiviteten i

biofilmen anvnds brare med stor area/volym vilket ger stora areor av biofilm i en MBBR.

3.1.1 Transport i biofilm I denna redovisning av transport i fixerad biofilm grs ett antal frenklingar. Fr det frsta antas

att endast ett mne reagerar i biofilmen. Detta antagande kan styrkas av att syrenivn i

reaktorerna hlls p en s lg niv som mjligt, vilket gr att etanolen (kolkllan) inte omvandlas

till koldioxid utan bara anvnds till uppbyggnad av biomassan. Vad uppbyggnaden av biomassan

betrffar antas att biomassan byggs upp i samma takt som den lossnar frn biofilmen vilket leder

till att biomassan hlls mer eller mindre konstant (la Cour Jansen, 1983). Frvrigt antas att

inbindningen av kvve i tillvxten av biomassa r minimal i jmfrelse med borttaget i

denitrifikationen. P grund av det hr frsummas ven tillvxten av biomassan (la Cour Jansen,

1983). Ytterligare frenklingar grs d biofilmen antas vara homogen i alla riktningar samt att

bulkvtskan antas vara totalt omblandad och drmed homogen (la Cour Jansen, 1983). En modell

ver transporten visas i Figur 3-1. Fr vrigt br anmrkas att informationen fr kapitel 3.1.1 r

hmtad frn (la Cour Jansen, 1983) samt (Henze et al, 2002).

Till att brja med kan en enkel kontinuitetsekvation sttas upp fr en ondligt liten sektion av

den homogena biofilmen vid stationrt tillstnd:

T, $ Q* -W,T*.TUTO+*TX, $ ]] -_ . -_ Ekvation 3-1 dr

12

N r fldet substrat genom en area vinkelrt mot fldesriktningen (mgm-2s-1)

rv r den volymetriska denitrifikationshastigheten i biofilmen (mgl-1s-1)

Enligt Ficks lag rr sig ett substrat frn ett omrde med hgre koncentration (av substratet i

frga) till ett omrde med lgre koncentration (Cussler, 1984). Detta gller nr transporten strikt

sker med hjlp av diffusion. Resultatet blir:

$ Ga ]b] Ekvation 3-2 dr

D r diffusionskoefficienten (m2s-1)

C r substratets koncentration (mgl-1)

Figur 3-1: Konceptuell figur visande transporten och reaktionen av ett substrat genom en homogen biofilm (la Cour Jansen, 1983).

Diffussion i en biofilm kan drfr beskrivas som:

]Bb]B $ cd Ekvation 3-3 Den hr ekvationen kan sedan gras dimensionsls genom att normalisera

koncentrationensprofilen samt biofilmens tjocklek.

]Be]fB $ gBdbh . ; k $ bbh XkY l $ g Ekvation 3-4 dr

L r biofilmens fulla tjocklek (m)

13

Cb r bulkkoncentrationen (mgl-1)

Frutsatt att lmpliga avgrnsningar grs samt att det finns ett uttryck fr reaktionen, rv, ifrga

(denitrifikationshastigheten), kan Ekvation 3-4 lsas.

3.1.1.1 Nollte ordningens reaktion

Nollte ordningens reaktion kan beskrivas av att reaktionshastigheten r oberoende av det aktuella

substratets bulk-koncentration.

. $ Om` Ekvation 3-5 dr

k0V r hastighetskonstanten fr Nollte ordningen

Utifrn Ekvation 3-4 lses integralen till:

k $ nocgBdb l pql p Ekvation 3-6 Randvillkor att tjockleken av biofilmen r noll dr koncentrationen r som strst ger:

l $ 0 ; k $ 1 p $ 1 Fr ytterligare randvillkor antas att biofilmen penetreras fullstndigt av det aktuella substratet

och att det inte sker ngot utbyte mellan brarmaterialet och biofilmen. Detta ger:

l $ 1 ; ]e]f $ 0 pq $ nocgBdb k $ fBrB G 2 frB 1 Ekvation 3-7 dr:

s $ t dbnocgB Reaktionen av substratet per area enhet blir drmed lika med transporten genom ytan av

biofilmen, vilket visas av:

. $ $ Om`u Ekvation 3-8 Fr detta pstende gller dock att reaktionen sker av Nollte ordningen genom den fulla lngden

av biofilmen. Detta kan endast uppns om det hela tiden finns ngot att ta bort i hela biofilmens

lngd, vilket betyder:

k v 0 ; l $ 1 vilket resulterar i att:

14

s v 1 Om istllet < 1 skulle man med ovanstende resonemang f negativa koncentrationer i ngon

del av biofilmen. Detta fel uppkommer drfr att allt substrat konsumeras i den yttre delen av

biofilmen vilket intrffar fr 0 < = < 1, dr r den relativa strckan in i biofilmen dr

substratets koncentration nr noll. Med detta som bakgrund mste nya randvillkor

implementeras.

De nya randvillkoren blir:

l $ 0 ; k $ 1 l $ lw ; ]e]f $ 0 Och lsningen med de hr randvillkoren blir istllet:

k $ fBrB G 2 fr 1 ; l x ly och

k $ 0 ; l z ly Denitrifikationshastigheten fr en delvis penetrerad biofilm blir drfr:

. $ $ {2Om`a |q/ Ekvation 3-9 I denna ekvation kan man se att transporten frn bulken r proportionell mot roten ur bulk-

koncentrationen. Detta resulterar i att en delvis penetrerad biofilm med Nollte ordningens

reaktion fr en Halvte ordningens reaktion i vergngen frn bulkvtskan till biofilmen.

3.1.1.2 Frsta ordningens reaktion

I Frsta ordningens reaktion r reaktionshastigheten proportionell mot substratets koncentration.

Detta ger:

. $ Oq` Ekvation 3-10 dr

k1V r hastighetskonstanten fr Frsta ordningens reaktion

Utifrn detta kan Ekvation 3-4 anvndas tillsammans med Ekvation 3-10 fr att f:

]Be]fB $ gBd Oq`k $ ~k Ekvation 3-11 dr

15

~ $ tncgBd vilket ger

]Be]fB 0 ]e]f G ~k $ 0 Ekvation 3-12 Den karakteristiska formen av Ekvation 3-12 r en homogen differentialekvation med konstanta

koefficienter. Lsningen fr reella vrden blir drfr:

k $ Wf Wf Ekvation 3-13 Med randvillkor som sger att den relativa koncentrationen r 1 vid biofilmens yta samt att ingen

vidare transport av substrat sker vid vergngen mellan biofilmen och brarvggen;

l $ 0 ; k $ 1 l $ 1 ; kl $ 0 fs den totala lsningen av:

k $ e qfe Ekvation 3-14 En utveckling av Ekvation 3-2, som beskriver transporten genom ytan av biofilmen ger:

$ Ga ]b]m $ G dg ]e]ffm | Ekvation 3-15 Derivering av Ekvation 3-14 och sedan insttning i Ekvation 3-15 ger:

$ dg ~ *+,Y ~ . $ Oq`u | Ekvation 3-16 Frn detta kan slutsatsen dras att fr en biofilm med Frsta ordningens reaktion, d.v.s. transport i

biofilmen motsvarande Frsta ordningen, fs ocks en Frsta ordningens reaktion i vattnet

utanfr biofilmen. Detta betyder allts att transporten in till biofilmen r av Frsta ordningen,

vilket betyder att transporten av det aktuella substratet in i biofilmen r proportionellt med

koncentrationen av detta substrat precis utanfr biofilmen, det vill sga:

. $ Oq`u | ; $ Ekvation 3-17 Fr MBBR:er kan ovanstende resonemang anvndas fr transporten i brarnas biofilm. Vad

som d r viktigt att pongtera r att det i detta fall inte r bulkkoncentrationen utan

koncentrationen av substratet i vtskan i braren som anvnds fr att bestmma

kinetiksordningen.

16

3.2 Vtskefilmsdiffussion Frn biofilmen ut till den omgivande bulkvtskan kommer ocks att ske en diffusion. I detta fall

en vtskefilmsdiffusion. Som tidigare noterats r vtskefilmens tjocklek och

diffusionsbegrnsning beroende av turbulensen utanfr biofilmen. Nedan beskrivs teorin fr

vtskefilmsdiffusionen. Informationen r hmtad frn Henze et al, (2002).

Vtskefilmsdiffusionen kan beskrivas enligt Ekvation 3-18

$ Y | G N Ekvation 3-18 dr

h r verfringskoefficienten (m/d)

Cy r koncentrationen vid ytan av biofilmen

Om reaktionen i biofilmen sker av Nollte ordningen som r fullt penetrerad, kommer

vtskefilmens diffusion att vara obetydlig. Detta eftersom denitrifikationshastigheten i det hr

fallet r oberoende av koncentrationen. Halvte ordningens reaktion har dock ett

koncentrationsberoende, vilket betyder att om denna reaktion skulle utsttas fr en

diffusionsbegrnsad vtskefilm skulle fljande samband hittas

$ Y | G N $ Ga bm Ekvation 3-19 drfr att fldet mste vara lika stort fr bda diffusionerna p.g.a. stationrt tillstnd. Utifrn

Ekvation 3-6

dr

k $ bb ; l $ g med de begrnsande omstndigheterna enligt

l $ 0 k $ kNef $ gd k G 1 ; l $ ly k $ 0ef $ 0

Detta ger att lsningen fr ekvationen blir

eller /Bh/B tq B Bh BBqBq ; $ bhn/Bbh/B Ekvation 3-20 representerar hr en dimensionsfri ratio mellan vtskefilmsdiffusionen och

biofilmsdiffusionen, som sger att om

17

m bh n/Bbh/B Detta betyder att mellan dessa extremiteter finns en svag vergng mellan enbart inverkan av

Frsta ordningens reaktion fr vtskefilmen och enbart inverkan av Halvte ordningens reaktion

fr biofilmen.

Om det istllet skulle vara Frsta ordningens reaktion i biofilmen blir det areella fldet enligt

$ Y | G N $ . $ Oq | Ekvation 3-21 dr lsningen blir

eller h h ; $n

Detta betyder d att reaktionen kommer att ske med Frsta ordningens kinetik oberoende av

vtskefilmsdiffusionen. Det som dock hnder r att begrnsningar i vtskefilmsdiffusionen

kommer att reducera reaktionen i biofilmen p.g.a. att koncentrationen i sdana fall sjunker

nrmast biofilmen.

3.3 Bestmning av reaktionsordning Reaktionordningen fr MBBR:er i sin helhet innebr att en diffusion av substrat i vtskefilmen

mellan bulkvtskan och vtskan i braren mste adderas. Detta betyder att om man som i denna

rapport mnar bestmma reaktionsordningen fr MBBR:er med hjlp av

denitrifikationshastigheten samt bulk-koncentrationen, kommer en kombination av de bda

diffusionerna att gras. Detta leder till att en reaktionsordning fr systemet i sin helhet kommer

att underskas. Fr att implementera laboratoriefrsken i teorin kommer en metod d

denitrifikationshastigheten plottas mot bulk-koncentrationen av n:te ordningen att anvndas.

Detta betyder att en linjr trend skes fr denitrifikationshastigheten mot bulk-koncentrationen

av oknd ordning.

Ifall denitrifikationshastigheten plottas mot substratets bulkkoncentration kan de olika

reaktionsordningarna illustreras som i Figur 3-2a, b och c.

a ) b ) c )

Figur 3-2: Visar hur substratets bulk-koncentration pverkar denitrifikationshastigheten. a ) Vid Frsta ordningens reaktion r denitrifikationshastigheten proportionell mot bulkkoncentrationen, vilket innebr att hgre koncentration ger hgre hastighet. b ) Vidare kan ses att fr Halvte ordningen kar hastigheten med kad koncentration, dock med avtagande trend. c ) I Nollte ordningens reaktion r denitrifikationshastigheten oberoende av bulk-koncentrationen.

rA

Bulk-koncentration en- Cb

Frsta ordningens reaktion

rA

Bulk-koncentrationen - Cb

Halvte ordningens reaktion

rA

Bulk-koncentration en- Cb

Nollte ordningens reaktion

18

I Frsta ordningens reaktion r denitrifikationshastigheten proportionell mot bulk-

koncentrationen. I Nollte ordningens reaktion r denitrifikationshastigheten oberoende av bulk-

koncentrationen och fr Halvte ordningens reaktion r hastigheten proportionell mot roten ur

bulkkoncentrationen, vilket illustreras i Figur 3-3. Detta betyder att om en linjr trend hittas fr

Cn, kommer reaktionsordningen vara av n:te ordningen.

Figur 3-3: Om bulk-koncentration upphjs till ett halvt fr Halvte ordningens reaktion kommer ett linjrt samband att pvisas. Denna metodik kommer senare anvndas i de laborativa frsken.

rA

Cb1/2

Halvte ordningens reaktion

19

4 Material och metoder I detta kapitel beskrivs vilka metoder som har anvnts fr att analysera nitrat, nitrit, COD samt

fosfat i proverna. Dessutom vilken utrustning som anvnts i frsken. Vidare beskrivs kortfattat

hur dels batchfrsken och dels de kontinuerliga frsken utfrdes.

4.1 Analyser Vid analys av proverna anvndes dels Dr. Hach Langes kyvetter, dels autoanalyser.

4.1.1 Dr. Hach Langes kyvetter Fr samtliga analyser av COD och PO4

3--P anvndes Dr. Hach Langes kyvetter. I de fall det var

ont om tid, eller Autoanalysern inte fungerade analyserades ven nitrat och nitrit med dessa

kyvetter. De olika koncentrationsspektrum som kan analyseras med respektive kyvett r fljande:

LCK 114 - COD: 150 - 1000 mgO2L-1

LCK 349 - PO43--P: 0,05 - 1,5 mgPO4

3--PL-1

LCK 342 - NO2--N: 0,6 - 6 mgNO2

--NL-1

LCK 339 - NO3--N: 0,23 - 13,5 mgNO3

--NL-1

4.1.2 Autoanalyser Merparten av nitrat- och nitritproverna analyserades med institutionens Autoanalyser,

TechniconTM AutoAnalyzerTM II s.c. Colorimeter. Denna analyserar nitrat och nitritprover i

intervallet 0,5 - 8 mgNO2--NL-1. Autoanalysern kan endast mta nitritkoncentrationer, drfr

krvs en reduktion av nitratet i proverna till nitrit genom en kadmiumkolonn.

4.2 Syreindrivningsfrsk och syremtare D syreindrivningen mttes anvndes Hach HQ40d, en digital syrehaltmtare. Mtaren stlldes

in att mta syrehalten varje minut. Mtaren har uttag fr tv sonder, s mtningarna utfrdes fr

tv reaktorer simultant.

Syreindrivningen genomfrdes genom att reaktorer med kranvatten frst genombubblades med

N2, sedan fstes sonderna i reaktorerna och omblandningen startades och N2 stngdes av. Nr

syrehalten i reaktorerna hade stabiliserats avslutades testet.

4.3 Temperaturmtningar Temperaturen mttes i reaktorerna samtidigt som proverna togs ut i samtliga fall, bde fr de

kontinuerliga och batchfrsken. Temperaturen mttes med en enkel digital termometer av

modell Ama-digit Precision. Temperaturen hlls mellan 10-12 oC.

4.4 Omblandare Samtliga kontinuerliga frsk samt syreindrivningsfrsken blandades om med Eurostars

eldrivna omblandare p 50 - 2000 W av modell Euro-ST D med digital display. Fr samtliga

frsk visade displayen mellan 82-84 varv/min, den varierade ngot under frskens gng. Ett

20

undantag r ett frsk som gick ut p att underska vilken effekt omblandningshastigheten hade

p denitrifikationen, d flera omblandningshastigheter testades.

4.5 Metod batchfrsk Vid batchfrsken tillsattes 1660 mL vatten med tillsatt KNO3 och KH2PO4 frn stamlsningar

till reaktorerna som stod i vattenbad hllandes 10-12oC. Reaktorn fylldes p med brare s att 30

% fyllnadsgrad erhlls. Brarna tillsammans med vattnet summerades d upp till en volym av 2

liter. Drp pbrjades omblandningen med paddelomrrarna. Direkt efter detta tillsattes COD

och tidtagningen startades. Se Figur 4-1 fr skiss ver frsksuppstllningen. Prover togs ut med

jmna mellanrum och filtrerades innan analys. Ca 10-15 mL prov togs ut vid varje provtillflle.

Ingen kvvgasatomosfr anvndes vid de kontinuerliga frsken.

Figur 4-1: Skiss ver batchfrsk i reaktor. Reaktorn har 30% fyllnadsgrad, str i vattenbad hllande 12oC och blandas om med paddelomblandare.

Efter analyserna plottades vrdena mot tiden och en denitrifikationshastighet kunde drmed

bestmmas i det intervall dr NOx-N halten minskade linjrt genom en linjrisering. Lutningen

p linjriseringen anvndes fr hastighetsuppskattning. Denna hastighet anvndes senare som

standardhastighet vid koncentrationsbestmning av de olika blandningar av bulkkoncentrationer

som anvndes vid de kontinuerliga frsken. Hastigheten frn batchfrsken antogs allts glla

ven fr de kontinuerliga frsken.

4.5.1 Pumpar Fr de kontinuerliga frsken anvndes pumpar av mrket Ismatec, BVP Standard p 120 W.

Pumparna kalibrerades infr varje frsk fr att ge verensstmmande uppehllstider i

reaktorerna, och de faktiska fldena mttes under varje kontinuerligt frsk fr att kunna berkna

uppehllstiden.

4.5.2 Blandningar och tillsatser I Bilaga 1 redovisas i vilka koncentrationer nitrat, fosfat och COD tillsattes i fr de olika

frsken. Koncentrationerna frn det utgende vattnet presenteras i Resultat kap 6.

21

4.5.3 Filtrering och mtning av suspenderat material D mngden suspenderat material som slppt frn brarmaterialet under de kontinuerliga

frsken skulle uppskattas togs vatten upp i mtkolvar frn det utgende vattnet under 10

minuter. Drp blandades vattnet i provrret noggrant. En uppmtt del av det omblandade vattnet

filtrerades genom ett filterpapper som vgts p frhand. Dessa volymer varierade och finns

dokumenterade i kapitlet Resultat. Filterpapprena torkades drp i ugn i 105oC under ca ett dygn.

Drp vgdes filterpapprena igen och mngden suspenderat material per volymsenhet kunde

berknas.

4.5.4 Kvvgasatmosfr Under vissa av de kontinuerliga frsken lades en skyddande kvvgasatmosfr ver vattenytan.

Detta gjordes genom att lgga plastlock p reaktorerna. Locken genomborrades med hl fr

paddelomblandaren, kvvgasen samt pumpslangen. Dessa lock hlls p plats med hjlp av

gummityngder. Kvvgasen sprutades sedan ovanp vattenytan.

Dunkarna som innehll bulkvtska till de kontinuerliga frsken genombubblades ocks med

kvvgas innan vattnet brjade pumpas in fr att det inkommande vattnet till reaktorerna inte

skulle ha fr hg syrehalt.

4.6 Metod kontinuerliga frsk Vid samtliga kontinuerliga frsk var vattenvolymen 1660 mL i reaktorerna, och fyllnadsgraden

30 %, vilket resulterar i en reaktorvolym av 2 liter. Temperaturvariationerna var sm, som mest

mellan 11,5-12,9oC.

Vid de kontinuerliga frsken var uppstllningen densamma som fr batchfrsken frutom att

reaktorer med utloppshl borrade vid 2 L markeringen anvndes. Dessa reaktorer var ven

frsedda med en fena (beskriven i metodutveckling kapitel 5). Under de kontinuerliga frsken

anvndes pumpar som stllts in fr att ge en uppehllstid p ca 45 minuter. Figur 4-2 visar en

skiss av hur frsksuppstllningen fr de kontinuerliga frsken sg ut.

Figur 4-2: Skiss ver frsksuppstllningen vid de kontinuerliga frsken. Bulkvtska innehllande nitrat, fosfat och COD pumpas till en 2 L reaktor som blandas runt med paddelomblandare. Uppehllstiden i reaktorn r ca 45 minuter, den hller med hjlp av vattenbad ca12oC. Fyllnadsgraden i reaktorerna r 30 %.

22

Fr att f en uppehllstid p ca 45 minuter motsvarar det ett pumpflde p ca 36 mLmin-1.

Pumparna pumpade in bulkvtska frn strre tankar, med volymer mellan 15-25 L, innehllande

nitrat, fosfat och etanol med frutbestmda koncentrationer. Vid de olika frsken byttes

dunkarna och drmed koncentrationerna efter ca 3 uppehllstider. Mlet var att tillstta ca

300 mLCODL-1 och 0,6 mLPO43--PL-1. Koncentrationerna skiftades frn hgre till lgre,

stegvis.

Proverna togs med olika intervall fr alla frsken, de filtrerades och analyserades sedan. De

sista proverna frn varje koncentrationsniv som pumpats in anvndes fr att berkna

denitrifikationshastigheten fr den nivn, d antagandet gjordes att den koncentrationen bst

representerade en jmviktskoncentration som stllt in sig i reaktorn.

Hastighetsberkningar frn de kontinuerliga frsken gjordes med hjlp av formel Ekvation 4-1

. $ bb Ekvation 4-1 I slutet p varje koncentrationsniv, det vill sga d en niv pumpats in ca tre uppehllstider togs

prover ven fr analys av COD och PO43--P innehll.

23

5 Metodutveckling Ett av projektets huvudsyften r att arbeta fram en fungerande labbmetod fr bestmning av

denitrifikationshastigheter i MBBR:er. I detta kapitel presenteras metodutvecklingen av

frsken, dr nya ider testas och implementeras eller frkastas med ett trial and error

tillvgagngsstt.

5.1 Batchfrsk Nr frsken i denna studie pbrjades fanns redan en del erfarenhet av batchfrsk, d

frfattarna fr VASYDs rkning utfrt denitrifikationsfrsk fr att utvrdera olika kolkllor.

Denna erfarenhet anvndes och utvecklades under frskens gng. Batchfrsken gjordes

framfrallt fr att f en uppfattning om vilka denitrifikationshastigheter som kunde frvntas.

5.1.1 Bakgrundsfrsk Innan examensarbetet pbrjades hade frfattarna redan en viss erfarenhet av

denitrifikationsfrsk med MBBR. Detta underlttade vid metodutvecklingen. Hur

bakgrundsfrsken utfrdes beskrivs kortfattat i detta kapitel.

Under sommaren 2010 undersktes effektiviteten hos olika kolkllor vid denitrifikationsfrsk

p Klagshamns samt Sjlundas reningsverk. ven den ekonomiska aspekten utreddes.

Underskningarna gjordes som ett mindre projekt under tv mnader som resulterade i en intern

rapport.

Frsken gjordes i batchreaktorer med 50 % fyllnadsgrad under ca en timme. Till reaktorerna

tillsattes ca 25 mg NO3--NL-1, 300 mg CODL-1 samt ca 0,3 mg PO4

3--PL-1. Prover togs ut med

spruta, filtrerades och analyserades sedan fr nitrat, nitrit, COD samt fosfor. Frsken

upprepades till det fanns tre verensstmmande fr varje testad linje, bassng och kolklla som

var med i underskningen. Hastigheter berknades och sedan jmfrdes kolkllorna sinsemellan.

Vid dessa frsk anvndes inte vattenbad, istllet anvndes en omrkningsfaktor fr att

kompensera fr temperaturskillnaderna, som ibland var stora. Som varmast var vattnet vid

frsken ca 26oC och som kallast 19oC. Omrkningsfaktorn anvndes fr att kunna jmfra med

denitrifikationen vid designtemperaturen 12oC. Frsken genomfrdes utan N2-atmosfr, och

reaktorerna blandades om med hjlp av magnetomrrare.

De lrdomar som drogs av dessa frsk var att temperaturen br hllas nere dels fr att slippa

introducera en felklla i form av omrkningsfaktorn samt att denitrifikationen gr lngsammare

vid lgre temperaturer vilket gr att nitritbildning frhoppningsvis hlls nere. En lngsammare

process gr ocks att det gr att ta fler mtpunkter d NOx inte tar slut s snabbt.

Magnetomrraren var relativt svag och stannade ibland upp tillflligt under frsken, drfr

anvndes paddelomrrare under frsken i detta arbetet.

Frfattarna hade ocks nytta av den labbvana som erhllits under de tv mnaderna av

laborationer. Detta underlttade berkningar av blandningar och spdningar, samt frstelsen fr

frsksuppstllningen i stort.

24

5.1.2 Dlig omrrning i vertikalled Frsta frsket som utfrdes i den hr studien var ett batchfrsk. Detta frsk mnade fungera

som test av paddelomrrarna, d magnetomrrare anvnts i tidigare bakgrundsfrsk.

Batchfrsket skulle ocks, genom linjrisering, ge en ungefrlig denitrifikationshastighet vilken

skulle anvndas senare, d ingngskoncentrationerna fr de planerade kontinuerliga frsken

skulle bestmmas. Fr att inte paddelomrrarna skulle stras av fr hg fyllnadsgrad bestmdes

att frsket skulle gras med 30 % fyllnadsgrad jmfrt med tidigare 50 % i bakgrundsfrsken.

Erfarenheter frn tidigare frsk visade att temperaturen hade stor inverkan p

denitrifikationshastigheten (detta pvisas ocks i kap 2.5.2). Drav beslutades hr att frsket

skulle utfras i ett vattenbad dr temperaturen kan hllas konstant (0,5oC) bde i pgende

frsk samt mellan olika frsksomgngar. Temperaturen valdes att kras mellan 10-12oC drfr

att designtemperaturen oftast ligger vid 10oC och dessutom verensstmde denna temperatur

med temperaturen p vattnet p reningsverket (se Klagshamns driftdata i Bilaga). Denna

betydligt lgre temperatur n den som uppmttes i bakgrundsfrsken tillsammans med den lgre

fyllnadsgraden hjlper till att hlla nere denitrifikationshastigheten. Anledningen till att hlla

nere hastigheten var att fler mtpunkter skulle kunna anvndas d nitratet skulle denitrifieras

lngsammare, vilket betyder att en mer verskdlig bild av denitrifikationen uppns. Fr att

underska validiteten p frsken utfrdes tv batchfrsk parallellt med samma frutsttningar.

Figur 5-1 och Figur 5-2 visar resultaten frn de bda batchfrsket. Hr kan man se att nitrit

bildas och byggs upp i reaktorerna fram tills det att nitrathalten understiger 3 mgNOx-NL-1.

Figur 5-3 och Figur 5-4 illustrerar en linjrisering av NOx vilket ger en god uppskattning av

denitrifikationshastigheten i batchen nr koncentrationen r mellan 5- och 25 mgNOx-NL-1. De

parallella frsken stmde bra verens och uppvisade samma denitrifikationshastighet, vilken

var 0,31 mgNOx-NL-1min-1.

Figur 5-1: Denitrifikation i reaktor 1, batchfrsk 101008. Det syns tydligt att nitrit bildas och ansamlas i reaktorn fram tills det att nitratkoncentrationen understiger 3 mgNOx-NL

-1.

0

5

10

15

20

25

30

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

Ko

nc-

N (

mg

L-1

)

Tid (min)

NOx

NO2

NO3

25

Figur 5-2: Denitrifikation i reaktor 2, batchfrsk 101008. Det syns tydligt att nitrit bildas och ansamlas i reaktorn fram tills det att nitratkoncentrationen understiger 3 mgNOx-NL

-1.

Figur 5-3: Denitrifikationen i reaktor 1, batchfrsk 101008 med 30 % fyllnadsgrad av brare. Linjriseringen r ett mtt p denitrifikationshastigheten.

Figur 5-4: Denitrifikationen i reaktor 2, batchfrsk 101008 med 30 % fyllnadsgrad av brare. Linjriseringen r ett mtt p denitrifikationshastigheten.

Propelleromrraren fungerade bra med 30 % fyllnadsgrad d den inte hade ngra som helst

problem att rra runt bulkvtskan och brarna. Ett mjligt problem uppenbarades dock hr d

man tydligt kunde se att brarna rr sig mycket begrnsat i vertikalled. Detta betyder att

omrrningen i reaktorn inte kan ses som total. I och med att brarna har en lgre densitet n

vatten gav det till och med upphov till att det ngon centimeter frn botten och uppt var ett lager

med endast bulkvtska och inga brare.

0

5

10

15

20

25

30

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

Ko

nc-

N (

mg

L-1

)

Tid (min)

NOx

NO2

NO3

y = -0,3107x + 26,74

R = 0,9981

0

5

10

15

20

25

30

0 10 20 30 40 50 60 70 80

Ko

nc-

NO

x-N

(m

gL

-1)

Tid (min)

y = -0,3113x + 27,198

R = 0,9983

0

5

10

15

20

25

30

0 10 20 30 40 50 60 70 80

Ko

nc-

NO

x-N

(m

gL

-1)

Tid (min)

26

5.1.3 Syreindrivning i reaktorerna I fregende batchfrsk iakttogs att brare rrs runt upp vid utan. Tanken om att detta skulle

kunna driva in ytterligare mngder onskat syre vid kontakten mellan bulkytan och omgivande

luften vcktes d. Drfr planerades och utfrdes ett syreindrivningstest med mlet att hitta ett

samband med att kad fyllnadsgrad ger kad syreindrivning. Eftersom bakterierna konsumerar

syre mste syreindrivningsfrsket utfras med brare utan biofilm. Hr valdes drfr oanvnda

brare av modell K1, vilket r samma modell som anvndes i vriga frsk. Frvrigt anvndes

hr inte ngra kemikalier utan endast vanligt vatten som genomstrmmats av kvvgas fr att bli

syrefritt.

Syrehalten mttes med jmna tidsintervall fr 0-, 15-, 30-, samt 45 % fyllnadsgrad brare d

paddelomrraren snurrade med 164 varv/min. Resultatet som r presenterat i Figur 5-5 tycks

visa ett samband mellan fyllnadsgrad och syreindrivningshastighet. D.v.s. att med hgre

fyllnadsgrad fs en snabbare syreindrivning. Reaktorn med 15 % fyllnadsgrad nr en lite hgre

slutkoncentration av syre p.g.a. att temperaturen var ngot lgre n i vriga frsk.

Figur 5-5: Syreindrivning i reaktorer med olika fyllnadsgrad brare. Vattnet hade bubblats med N2 fr att driva ut syret, sedan blandades de olika fyllnadsgraderna brare i reaktorerna varp omblandningen startades upp. Det finns en trend som antyder att syreindrivningen r beroende av fyllnadsgraden d strre fyllnadsgrad ger snabbare syreindrivning. Temperaturen hlls vid 17,5oC utom fr frsket med 15 % dr temperaturen lg vid 13 oC.

Vad som dock r viktigt att pongtera hr r att nr brare med biofilm anvnds kommer hela

tiden syrehalten ligga nra noll ven om syreindrivning sker. Detta p grund av att biofilmen

kommer anvnda det tillgngliga syret till energiproduktion och uppbyggnad av biomassa, vilket

hller nere syrenivn. Drfr undersks syreindrivningen vid lga koncentrationer syre. Figur

5-6 presenterar drfr hur syrgaskoncentrationen frndras med tiden vid lga koncentrationer.

Man kan hr se att kurvorna fr de olika fyllnadsgraderna stmmer bra verens, vilket i det hr

fallet tolkas som att syrgasindrivningen i en reaktor med biomassa (syrgaskoncentration nra

noll) r oberoende av fyllnadsgraden. Linjriseringen ger ett mtt p

syrgasindrivningshastigheten i reaktorn. D.v.s. 0,785 mgO2L-1min-1 som vid total

syrerespiration resulterar i ytterligare COD-frbrukning av 0,85 mgEtOHL-1min-1.

0

2

4

6

8

10

12

0 20 40 60 80

Syre

ko

nce

ntr

ati

on

(m

g/l

)

Tid (min)

0 % fyllnadsgrad

15 % fyllnadsgrad

30 % fyllnadsgrad

45 % fyllnadsgrad

27

Figur 5-6: Visar hastigheten fr syrgasindrivningen i reaktorerna med olika fyllnadsgrader under de frsta 2 minuterna av indrivningen. Till synes r syrgasindrivningen vid lga koncentrationer oberoende av fyllnadsgraden.

5.1.4 Frhindrar en skyddande kvvgasatmosfr syrgasindrivning? Fregende frsk visade att syrgasindrivning sker fr reaktorer nr de r utsatta fr det

atmosfriska partialtrycket av syre. Detta fdde tanken att syrgasindrivningen br kunna minskas

eller till och med helt uteslutas. Tv frslag diskuterades varav det ena frslaget gick ut p att

kontinuerligt genombubbla bulkvtskan med kvvgas. Det andra alternativet var att kvvgas

istllet skulle blsas p ytan av bulkvtskan. Det frsta alternativet frkastades d det ansgs

osmidigt att snka ner en diffusr vilken ltt skulle kunna stra omrrningen av brarna.

Batchfrsk d en reaktor blstes med kvvgas och en reaktor stod i direkt frbindelse med

rummets atmosfr utfrdes drfr. Resultatet visade att med en skyddande kvvgasatmosfr

kunde syreindrivning helt undvikas. Dessa resultat finns presenterade i Figur 5-7. Beslut togs

drfr att nr det frsta kontinuerliga frsket skulle utfras skulle en skyddande

kvvgasatmosfr anvndas.

Figur 5-7: Syrgashalten mtt p tv reaktorer varav den ena hade en skyddande kvvgasatmosfr och den andra hade direktkontakt med rummets atmosfr. Kvvgasen stngdes fr ett kort tag av p bda reaktorerna. Detta skedde i brjan av testet fr att se om de bda reaktorerna uppfrde sig verensstmmande. Sedan sattes kvvgasen igng igen p den ena reaktor, vilket resulterar i att syrgasnivn terigen nr noll.

y = 0,785x + 0,455

0

1

2

3

0 1 2 3

Syre

ko

nce

ntr

ati

on

(m

g/l

)

Tid (min)

0 % fyllnadsgrad

15 % fyllnadsgrad

30 % fyllnadsgrad

45 % fyllnadsgrad

0

2

4

6

8

10

12

0 10 20 30 40 50

Syre

ko

nce

ntr

ati

on

(m

g/l

)

Tid (min)

Reaktor med skyddande

kvvgasatmosfr

Reaktor utan skyddande

kvvgasatmosfr

5.2 Kontinuerliga frsk D ett av huvudsyftena var att anvnda reaktorer med ett kontinuerligt vattenflde utvecklades

en metod fr detta. Nedan fljer en metodutveckling d t.ex. nybyggda reaktorer, effekten av

omblandningshastigheter och effekten av syrgasindrivning testas.

5.2.1 Reaktor med fena frbInfr de kontinuerliga frsken byggdes tv reaktorer med fritt utlopp. Se

Figur 5-8: Reaktor fr kontinuerliga frsk. Figuren till vnster visar fenan som dels kar den vertikala transporten av brare, samt hindrar brare att rent fysiskt tppa igen utloppshlet. Figuren till hger visar reaktorn frn sidan. Fenan har med tre skruvar och packningar. Utloppshlet r satt vid 2 L

Syftet med de nya reaktorerna var att, till skillnad frn batchfrsken,

vertikalled, vilket drmed ger en btt

brare hamnar i utloppshlet vilket skulle kunna hmma utfldet. Fr att redovisa

omblandningen spelades filmer in

Kaldnesbrare modell K1, med en

antal orangea s att deras fldesbana i reaktorn ltt kunde fljas.

omblandningen frbttrades avsevrt, frmst p.g.a. att omblandning i vertikalled kade. Filmerna

jmfr omblandningen med och utan f

frsgs med utloppshl vid 2 L-markeringen

brare+bulkvtska. Tv reaktorer byggdes med intentionen att hela tiden gra frsk p bda

samtidigt, vilket sgs som ett tidseffektivt alternativ mot att bara gra ett frsk t gngen.

5.2.2 Test av de kontinuerliga reaktorerna med skyddande kvvgasatmosfrDe frsta kontinuerliga frsken utfrdes fr att testa utrustningen samt att underska hur

metodiken i vrigt fungerade. D denitrifikationen hmmas av syrgasindrivning utfrdes hr

frsken med en skyddande kvvgasatmosfr samt syrefri inkommande bulkvtska. Tidigare

syreindrivningsfrsk stod som modell fr utformandet av kvvgasatmosfren, d reaktore

frsgs med lock med hl fr omrrning och slangar samtidigt som kvvgas blstes p ytan av

bulkvtskan. Tv frsk utfrdes parallellt med samma frutsttningar fr att underska om de r

verensstmmande.

anvnda reaktorer med ett kontinuerligt vattenflde utvecklades


omblandningshastigheter och effekten av syrgasindrivning testas.

bttrar vertikal omblandning Infr de kontinuerliga frsken byggdes tv reaktorer med fritt utlopp. Se Figur

Reaktor fr kontinuerliga frsk. Figuren till vnster visar fenan som dels kar den vertikala transporten av brare, samt hindrar brare att rent fysiskt tppa igen utloppshlet. Figuren till hger visar reaktorn frn sidan. Fenan har med tre skruvar och packningar. Utloppshlet r satt vid 2 L-markren.

Syftet med de nya reaktorerna var att, till skillnad frn batchfrsken, f en bra omblandning i

en bttre total omblandning i reaktorn. Ytterligare h

hamnar i utloppshlet vilket skulle kunna hmma utfldet. Fr att redovisa

omblandningen spelades filmer in (se bifogad CD-skiva) dr reaktorerna fyllts med vatten och

, med en fyllnadsgrad p 30 %. Av dessa brare frgades varierande

antal orangea s att deras fldesbana i reaktorn ltt kunde fljas. Det visade sig att


jmfr omblandningen med och utan fena samt fr olika omblandningshastigheter.

markeringen vilket skulle se till att reaktorerna konstant hll 2 L


, vilket sgs som ett tidseffektivt alternativ mot att bara gra ett frsk t gngen.

Test av de kontinuerliga reaktorerna med skyddande kvvgasatmosfrDe frsta kontinuerliga frsken utfrdes fr att testa utrustningen samt att underska hur

i vrigt fungerade. D denitrifikationen hmmas av syrgasindrivning utfrdes hr


syreindrivningsfrsk stod som modell fr utformandet av kvvgasatmosfren, d reaktore



28

anvnda reaktorer med ett kontinuerligt vattenflde utvecklades


Figur 5-8.

Reaktor fr kontinuerliga frsk. Figuren till vnster visar fenan som dels kar den vertikala transporten av brare,

samt hindrar brare att rent fysiskt tppa igen utloppshlet. Figuren till hger visar reaktorn frn sidan. Fenan har fsts i vggen

omblandning i

terligare hindrar fenan att

hamnar i utloppshlet vilket skulle kunna hmma utfldet. Fr att redovisa

dr reaktorerna fyllts med vatten och

Av dessa brare frgades varierande

Det visade sig att


samt fr olika omblandningshastigheter. Reaktorerna

vilket skulle se till att reaktorerna konstant hll 2 L


, vilket sgs som ett tidseffektivt alternativ mot att bara gra ett frsk t gngen.

Test av de kontinuerliga reaktorerna med skyddande kvvgasatmosfr De frsta kontinuerliga frsken utfrdes fr att testa utrustningen samt att underska hur

i vrigt fungerade. D denitrifikationen hmmas av syrgasindrivning utfrdes hr


syreindrivningsfrsk stod som modell fr utformandet av kvvgasatmosfren, d reaktorerna



29

Innan frsken startades bestmdes att uppehllstiden skulle vara drygt 40 minuter och att varje

koncentrationsintervall skulle kras under tre uppehllstider d.v.s. under minst tv timmar. Med

hastigheterna som bestmdes i batchfrsken berknades de ingende koncentrationerna. Mlet

var att f en utgende nitratkoncentration av 15- respektive 10 mgNO3--NL-1, vilket innebr en

inkoncentration av 27 respektive 22 mgNO3--NL-1. Som kan ses i Figur 5-9, skiljer sig de

anvnda inkoncentrationerna i liten utstrckning jmfrt med tnkta ingende koncentrationerna.

Detta innebar dock inget problem d de nya teoretiska utgende koncentrationerna kunde

berknas till 13,2 respektive 9 mgNO3--NL-1. D varje koncentrationsintervall krdes under tre

uppehllstider frutsattes att nitrithalten vid slutet av varje period skulle vara frsumbar. Drfr

analyserades proven endast med hnsyn p nitrat.

Analyserna frn frsket presenteras i Figur 5-9 dr det tydligt kan ses att de utgende

koncentrationerna r betydligt lgre n de berknade utgende koncentrationerna.

Denitrifikationshastigheten blev hr lite snabbare n i batchfrsket, se Resultat kap 6.

Figur 5-9: Nitratkoncentrationerna i de bda reaktorerna fr inkoncentrationer, frst 25,2 mgNO3-NL

-1, drp 21 mgNO3-NL-1.

Vid t = 120 minuter (tre uppehllstider) byts koncentrationerna. Koncentrationsfallen i brjan beror p att startkoncentrationen i reaktorerna var hgre n de berknade utkoncentrationerna. Den lga punkten vid 15 min beror frmodligen p analysfel.

Detta frsk uppvisade hgre denitrifikationshastighet n tidigare batchfrsk. Drfr uppstod

en misstanke om att kvvgasatmosfr kanske underlttar denitrifikationen. Vad som ocks

verkade mjligt var att den totala NOx-koncentrationen kanske inte kunde representeras av NO3--

N koncentrationen p.g.a. s pass hga nitritkoncentrationer att det inte lngre kunde frsummas.

0

2

4

6

8

10

12

0 15 30 45 60 75 90 105 120 135 150 165 180 195 210 225 240

NO

3-N

(m

g/l

)

Tid (min)

Reaktor 1

Reaktor 2

21 mgNO3--NL-1 25,2 mgNO3

--NL-1

30

5.2.3 r denitrifikationshastigheten r beroende av omblandningshastigheten? D omrrningen kar minskar vtskefilmens tjocklek intill biofilmen vilket skulle kunna

medfra att denitrifikationshastigheten kar med kad omblandning. Detta undersktes fr tre

olika omblandningshastigheter, 164-, 82- och 0 varvmin-1. Alla frsken utfrdes kontinuerligt

d omblandningen snktes efter fyra mtpunkter i samma reaktor.

Resultatet presenteras i Figur 5-10 och dr ses en tydlig trend fr att NOx-halten sjunker med

kande omblandningshastigheter. Vrdena hinner dock inte stabiliseras. Det framgr nd tydligt

att hgre omblandningshastigheter har en positiv inverkan p denitrifikationshastigheten. Det

kan konstateras att nitrithalten sjunker markant d omblandningen stngs av, samtidigt som

nitrathalten stiger. Detta r troligtvis fr att processen inte stressas av hg biologisk aktivitet, och

endast en liten del av det inkommande kvvet denitrifieras.

Figur 5-10: Hr visas hur halterna av NOx-N frndras d omblandningshastigheten sjunker. Inga jmna NOx-N niver kunde urskiljas eftersom varje omblandning frmodligen testades under fr kort tid per omrrningsniv. D omrrarna stngs av sjunker nitrit-halten markant.

Slutsatsen r att frsket utfrdes under fr kort tid, och egentligen br det ha krts med de olika

omrrningshastigheterna till dess att en konstant koncentrationsniv hade ntts fr varje

hastighet. Beslut togs att 164 varv/min var omblandningen att rekommendera eftersom

denitrifikationen sker snabbare med hgre omblandningshastighet.

5.2.4 Bibehllen denitrifikationshastighet med gamla brare samt utvrdering av

biomassaproduktion i biofilmen. Biomassan kan beskrivas byggas upp av molekylstrukturen, C5H7NO2, vilket motsvarar

bakteriernas sammansttning i biomassan. I beskrivningen av biofilmskinetiken i Kapitel 3 Teori

gjordes antagandet att inbindningen av nitrat i biomassan r frsumbar med andelen nitrat som

denitrifieras per tidsenhet. Drfr var mlet med detta kontinuerliga frsk att uppskatta

mngden suspenderat material som slppte frn brarna, vilket kan approximeras som

biomassaproduktionen eftersom antagandet gjordes att bakterierna befinner sig i

jmviktstillstnd, inte i uppbyggnadsfas. Detta kan motiveras av att brarna anvnts vid drift

under lng tid. Samtidigt testades ven brarnas denitrifikationsfrmga efter att ha frvarats i

kylrum hllandes 4oC under 3 dygn utan tillsats av vare sig nringsmnen eller kolklla.

02468

101214161820

0 23.5 47 70.5 94 117.5 141 164.5 188 211.5

NO

x-N

Ko

nce

ntr

ati

on

(m

gL

-1)

Tid(min)

NOx

NO2

NO3

164r/min 82r/min 0r/min

31

Fr att frskra att biofilmen skulle komma igng med denitrifikationen efter dagarna utan

aktivitet, och att biomassa skulle sls av och slppa ifrn brarna och transporteras ut, krdes

reaktorerna i ca tv timmar innan biomassan i utfldet brjade analyseras.

Ingngskoncentrationen av nitrat i bulkvtskan var 24,1 mgL-1. Reaktorerna startades med en

initial koncentration av ca 15 mgNO3--NL-1 fr att snabbare kunna anpassa denitrifikationen till

ett jmviktstillstnd n om kranvatten, alternativt bulkvtska frn inloppet, tillsats som

startkoncentration. Denitrifikationhastigheten avstmdes och visade sig verensstmma med

hastigheterna frn tidigare frsk. Det var till och med s att hastigheten var snabbare n tidigare

kontinuerliga och satsvisa frsk. 0,43 mgNmin-1L-1 mot tidigare 0,36 mgNmin-1L-1. Bda

reaktorernas denitrifikationshastighet var allts verensstmmande och snabbare n vid de

tidigare kontinuerliga frsken d brarna var frska. Brarna kan allts sparas i kylskp i minst

3 dagar och nd denitrifiera i samma utstrckning som frska brare.

Med ledning av detta togs antagandet om att biofilmen var frisk och ytterligare antagande togs

om att tv timmars drift ska ha rckt fr att uppbyggnaden av biofilmen uppntt stabilt tillstnd,

d.v.s. att biomassan lossnar i samma takt som den nybildas. Drfr ansgs det lmpligt vid denna

tidpunkt lmpligt att samla in prov och analysera det.

Det visade sig att ingen biomassa kunde detekteras mellan vgningarna av filtrerpapperna efter

att dessa torkats trots att det okulrt gick att bestmma att en viss mngd suspenderat material

fanns i provet. Anledningarna till detta r troligtvis dels att mngden suspenderad biomassa i

proverna var mycket lgt, samt att filtren innehllit en del fukt som transporterats in p grund av

luftfuktighet. Asken som filtren togs ur verkade vara gammal, och kan drmed absorberat en del

fukt. Denna fukthalt hade frmodligen en massa som versteg det suspenderade materialets,

vilket gav negativa vrden vid viktjmfrelserna fre och efter vgning. En annan metod behvs

fr att bttre kunna bestmma biomassaproduktionen, med noggrannare vgning av filtren, andra

filter och strre vattenmngder br filtreras.

5.2.5 Lgre hastighet med skyddande kvvgasatmosfr I och med att syreindrivningen hade setts som en betydande faktor fr denitrifikationshastigheten

undersktes skillnaden med eller utan skyddande kvvgasatmosfr. Drfr utfrdes tv parallella

frsk dr en reaktor utrustades med en skyddande kvvgasatmosfr medan den andra reaktorn

hade fri kontakt med atmosfren i rummet. Frsket mnade resultera i fem olika

utkoncentrationer: 15, 10, 5, 3 och 1 mgNOx-NL-1.

Under frskets gng analyserades endast nitrat men 105 minuter in i testet togs ett stickprov dr

nitrit ocks analyserades. Detta kan observeras i Figur 5-11 dr en ensam punkt fr nitrit finns

presenterad vid denna tidpunkt. Stickprovet visade p hga halter nitrit. Nitritkoncentrationen

var till och med hgre n nitratkoncentrationen, vilket inte var vntat. Med detta som bakgrund

beslts att ven analyser med avseende p nitrit skulle gras fortsttningsvis. Drfr pbrjades

nitritanalyser 150 minuter in i frsket. Vad som ocks r anmrkningsvrt r att 240 minuter in

i frsket byttes den ingende koncentrationen och i samband med detta tillsattes av misstag

ingen COD. Kolklla tillsattes istllet efter 270 minuter. Detta missde ledde till att nitrathalten

gick upp samtidigt som nitrithalten sjnk, vilket illustreras i

frfarande kunde ses i bda reaktorerna men tydligare i reaktorn utan kvvgasatmosfr.

Reaktorn med skyddande atmosfr av kvvgas visade sig

denitrifikationshastighet n reaktorn utan skydd

koncentrationer se Resultat kap 6

att en skyddande atmosfr skulle gynna denitrifikationshastigheten. Det som framfrallt skiljde

de tv reaktorerna t var halten nitrit som var betydligt hgre i reaktorn med skyddande

kvvgasatmosfr. Dessa resultat redovisas i

med skyddande kvvgasatmosfr slppte mer biomassa n den andra reaktorn.

a)

b)

Figur 5-11: a) och b) Graferna visar hur nitrat och nitrit varierar med tiden i reaktorerna. b). De vertikala linjerna illustrerar vart ingngskoncentrationerna byttes. Vid 240strax efter det kan man se en kraftig kning av nitrat samt en minskning av nitritkvvgasatmosfr, b) fr hr tydligare frndringar n den reaktorn med kvvgasatmosfr, a).

5.2.6 Bredare koncentrationsintervall fr tydligare resultatI tidigare frsk dr de bda reaktorerna utsatts fr samma frhlla

resultat uppntts. Detta kan ses i tidigare kontinuerliga och satsvisa frsk i det hr kapitlet. Med

denna bakgrund valdes att fr ytterligare kontinuerligt frsk kra 2 stycken parallella reaktorer

med olika inkoncentrationer. P s stt kan dubbelt s mnga inkon

0

5

10

15

20

0 60 120 180

mg

NO

x-N

L-1

Reaktor med skyddande kvvgasatmosfr

0

5

10

15

20

0 60 120 180

mg

NO

x-N

L-1

Reaktor utan skyddande kvvgasatmosfr

gick upp samtidigt som nitrithalten sjnk, vilket illustreras i Figur 5-11 a) och b). Samma


Reaktorn med skyddande atmosfr av kvvgas visade sig totalt ha en lgre

denitrifikationshastighet n reaktorn utan skyddande atmosfr. Detta gllde fr samtliga

kap 6. Denna freteelse var tvrt emot den tes som stlldes innan om


var halten nitrit som var betydligt hgre i reaktorn med skyddande

kvvgasatmosfr. Dessa resultat redovisas i Figur 5-11 a) och b). Vidare noterades

kvvgasatmosfr slppte mer biomassa n den andra reaktorn.

Graferna visar hur nitrat och nitrit varierar med tiden i reaktorerna. Reaktor 1 presenteras i a) och reaktor 2 i De vertikala linjerna illustrerar vart ingngskoncentrationerna byttes. Vid 240 minuter glmdes etanol bort att tillsttas och

strax efter det kan man se en kraftig kning av nitrat samt en minskning av nitrit. Reaktorn som inte har ngon skyddande kvvgasatmosfr, b) fr hr tydligare frndringar n den reaktorn med kvvgasatmosfr, a).

Bredare koncentrationsintervall fr tydligare resultat I tidigare frsk dr de bda reaktorerna utsatts fr samma frhllande har verensstmmande



s stt kan dubbelt s mnga inkoncentrationer underskas p

240 300 360 420 480 540 600

tid (min)

Reaktor med skyddande kvvgasatmosfr

240 300 360 420 480 540 600

tid (min)

Reaktor utan skyddande kvvgasatmosfr

32

a) och b). Samma


ande atmosfr. Detta gllde fr samtliga

Denna freteelse var tvrt emot den tes som stlldes innan om


var halten nitrit som var betydligt hgre i reaktorn med skyddande

a) och b). Vidare noterades att reaktorn

Reaktor 1 presenteras i a) och reaktor 2 i minuter glmdes etanol bort att tillsttas och

. Reaktorn som inte har ngon skyddande

nde har verensstmmande



centrationer underskas p

660

NOx

Nitrit

Nitrat

660

NOx

Nitrit

Nitrat

33

samma tid. Fr att brdda koncentrationsintervallet jmfrt med fregende frsk, och drmed

frska f en bttre bild ver ordningsanpassningen, kommer hr 8 stycken olika

inkoncentrationer att studeras: 50-, 40-, 30-, 25-, 20-, 17-, 14- och 11 mgNO3--NL-1. Fr att de

bda reaktorerna ska f s lika frutsttningar som mjligt krdes de med ingende

koncentrationer enligt fljande:

Reaktor 1: 50- 30- 20- 14 mgNO3--NL-1

Reaktor 2: 40- 25- 17- 11 mgNO3--NL-1

I tidigare frsk visade det sig att denitrifikationshastigheten blev lngsammare med skyddande

kvvgasatmosfr vilket betydde att detta frsk utfrdes utan sdan. Eftersom bda reaktorerna

kommer att st i samma vattenbad och blandas om med samma omblandningshastighet kommer

frhllandena vara jmfrbara. I resultatet frn frsket som redovisas i Figur 5-12 kan de

verkliga ingende koncentrationerna lsas av hgst upp i graferna. Hr kan man ocks se att

NOx-koncentrationen r ngorlunda stabil vid slutet p respektive ingende koncentration. Det

verkar som att jmvikt stllt in sig.

a)

b) Figur 5-12: a) Visar utkoncentrationerna frn reaktor 1, dr de uppmtta koncentrationsniverna 48,9, 29,9, 19,0 samt 13,2 mgNO3

--NL-1 tillsats till reaktorn. b) Visar utkoncentrationerna frn reaktor 2, dr de uppmtta koncentrationsniverna 39,4, 22,1, 16,1 samt 10,8 mgNO3

--NL-1 tillsats till reaktorn. I bde a) och b) framtrder relativt tydliga trappsteg fr koncentrationerna vilket tyder p att de tider som koncentrationerna tillsatts r tillrckligt lnga, det vill sga att jmvikt instllt sig. I a) sker det en hgre nitritbildning n i b) vilket kan bero p en hgre inkoncentration i reaktor 1, vilket ger en hgre denitrifikation som kan stressa biofilmen.

0

5

10

15

20

25

30

0 100 200 300 400 500 600

NO

x-N

(m

gL

-1)

Tid (min)

NOx

Nitrit

Nitrat

0

5

10

15

20

25

30

0 100 200 300 400 500 600

NO

x-N

(m

gL

-1)

metodutveckling för kinetiksbestämning av denitrifierande ... · vattenförsörjnings- och...

Documents