Embed Size (px)
Citation preview
Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för kemiteknik, LTH Examensarbete 2012
Gustaf Lustig
Moving Bed Biofilm Reactors (MBBR) i Sverige
Dimensionering och funktion
Post adress Besöksadress Telefon
P.O. Box 124 Getingevägen 60 +46 46-222 82 85
SE-221 00 Lund, Sweden +46 46-222 00 00
Hemsida Telefax
www.vateknik.lth.se +46 46-222 45 26
Moving Bed Biofilm Reactors (MBBR) i
Sverige
Dimensionering och funktion
av Gustaf Lustig
Examensarbete: 2012-01
Vattenförsörjnings- och avloppsteknik
Institutionen för Kemiteknik
Lunds Tekniska Högskola
Januari 2012
Handledare: Professor Jes la Cour Jansen
Handledare: Carl Dahlberg (SWECO Environment)
Examinator: Universitetslektor Karin Jönsson Bilden på framsidan: AnoxKaldnes K1. Foto av Gustaf Lustig, montage i Photoshop CS4
i
Förord
Examensarbetet har genomförts på Vattenförsörjning och avloppsteknik vid intuitionen för
Kemiteknik på Lunds Tekniska Högskola och är det avslutande arbetet i mina studier till
civilingenjör i Ekosystemteknik vid Lunds Tekniska Högskola. Arbetet har skett framförallt
under 20 veckor under vår och höstterminen 2011.
Jag vill först och främst rikta ett stort tack till mina två handledare professor Jes la Cour
Jansen och Carl Dahlberg, SWECO Environment. Jag vill också tacka min examinator
universitetslektor Karin Jönsson vid Lunds Tekniska Högskola för många värdefulla råd och
hjälp under arbetets gång. Jag vill också särskilt tacka doktorand Per Falås på
Vattenförsörjnings- och avloppsteknik vid institutionen för Kemiteknik på Lunds Tekniska
Högskola för all hjälp och som outtröttligt gett mig respons på mina funderingar under
arbetets gång. Jag vill också rikta ett stort tack till all personal på anläggningar jag besökt runt
om i landet samt de personer jag har varit i kontakt med. Jag vill också rikta ett särskilt tack
till personalen på Ulricehamns Energi AB. Jag vill speciellt tacka min flickvän Tova och min
familj hemma i Falköping, samt vänner.
Jag vill framhålla att detta examensarbete inte är skrivet för att kritiskt granska enskilda
personer, konsultfirmor eller för den delen förvärv av anläggningar av enskilda kommuner
utan för att beskriva hur processtekniken har fungerat i verkligheten samt skildra
drifterfarenheter av olika former av process konfigurationer. Jag vill i samband med detta
också be om ursäkt för de misstag och missförstånd kring det datamaterial som samlats in om
dessa anläggningar.
Gustaf Lustig
Lund 2012-01-19
ii
iii
Sammanfattning
Under 1980-talet utvecklades en process med suspenderande biofilmsbärare som kom att
kallas för Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR). MBBR teknologin bygger framförallt på
suspenderade plastenheter med biofilmspåväxt, så kallade bärare som omrörs i en
totalomblandad tank. Idag finns det i Sverige ett antal anläggningar i kommunal drift, med
oxidation av organiska föreningar, kvävereduktion i olika process konfigurationer och ett par
anläggningar med en typ av hybrid process och ett par med rejektvattenhantering. Denna
rapport är resultatet av ett försök att utvärdera dessa anläggningar.
Denna studie har visat att reningsresultatet på anläggningarna varierar kraftigt beroende på val
av process. Anläggningar med MBBR runt om i landet verkar ha dimensionerats av ett ytterst
begränsat antal konsultfirmor och ofta passats in på befintliga volymer. Ett enda bärarmaterial
från en enda leverantör, förefaller totalt dominera marknaden. De flesta anläggningar i
Sverige i kommunal drift är byggda för oxidation av organiska föreningar. Dessa
anläggningar är små och dåligt dokumenterade med fungerar i huvudsak som de ska.
När det kommer till kvävereduktion finns det betydligt färre anläggningar och deras funktion
har visat sig bero kraftigt på process typ, konfiguration, storlek samt den process strukturella
dimensioneringen av konsultbolaget. Det finns troligen åtminstone tre anläggningar med
fördenitrifikation, och dessa har mycket tveksamma resultat. Dessa tre anläggningar baserar
hela sin biologiska process på teknologin och deras reduktionskapacitet är låg, samt det
faktum att två av dessa anläggningar inte klarar sina kvävekrav eller garantier. Det finns minst
fyra anläggningar med efterdenitrifikation, med tillsats av extern kolkälla. Dessa anläggningar
fungerar bättre och har högre kapacitet än anläggningar med fördenitrifikation. MBBR
reaktorerna är dock bara en del av den biologiska behandlingen. Vidare finns det två
anläggningar med både fördenitrifikation och efterdenitrifikation, dessa anläggningar baserar
hela sin biologiska behandling på processen och dessa anläggningar är större, bättre byggda
och har högre kapacitet. En av anläggningarna har dock kapacitets problem. Det finns troligen
fem anläggningar med endast MBBR som separat denitrifikation med extern kolkälla och
mycket tyder på att dessa anläggningar fungerar bra om nitrifikationen i förgående steg är
tillfredställande.
Slutligen finns det ett par anläggningar med mer eller mindre experimentella processer med
bärarmaterial. En av processerna är en hybrid mellan aktivslam och MBBR, och denna
process har testats på minst två anläggningar, och ytterligare två har startats upp under 2011.
Mycket tyder på att det finns stora tveksamheter med den processtekniken med avseende på
kapacitet. Den andra processen är en rejektvattenreningsprocess, som kallas ANAMMOX.
Processen använder sig av en mycket speciell familj av långsamväxande bakterier för
kvävereduktion. Det finns saker som tyder på att MBBR kan vara en mycket användbar teknik
för denna typ av bakteriegrupp.
iv
Teoretiska studier från detta examensarbete, indikerar att reaktor design,
reaktorkonfigurering, reaktorstruktur och seriekoppling är minst lika viktigt som hur
bärarmaterialet är utformat, och kommer inverka på nedbrytningshastigheter. Då allt fler
avloppsreningsverk i Sverige får kvävekrav behövs fler oberoende studier av denna process
för säkrare dimensionering.
v
Summary
In the early 80s, a new biofilms process where developed with suspended biofilm carrier and
it was called the Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR). Within the carriers, protected growth
of microbes is provided for wastewater organisms living in biofilms. The carriers in the
reactor vessel are completely mixed, induced by mixers with large impellers or high rate
aeration systems. At the present time, a number of Swedish municipal wastewater treatment
plants use this technique to provide different services, such as oxidation of organic
compounds and ammonium and nitrogen reduction. There are also at least two different types
of experimental processes with carrier media. This report is the result of an attempt to
evaluate these wastewater treatment plants.
The evaluation of these wastewater treatment plants shows very different results for the
different processes. The process also seems to be sold by a limited amount of consultancy
agencies and only one kind of patented plastic media is completely dominating the market. In
municipal wastewater treatment the technique is most frequently used for removal of organic
compounds (BOD oxidation), and these wastewater treatment plant are basically all small,
poorly documented, but there functions seems to work well with modest maintenance.
There are far less wastewater treatment plant that uses this technology for nitrogen reduction
and there function is very dependent on process type, configuration, size and the structural
design given by the consultancy company. There are at least three wastewater treatment plants
with pre-denitrification with doubtful results. These three wastewater treatment plant base
their entire biological processes upon the technology and problems with these wastewater
treatment plants seems to be related to a multifactor combination. There are great question
marks about the capacity and usage of this process configuration. There are probably at least
four wastewater treatment plants that use the technology in a post-denitrification
configuration. These wastewater treatment plants do not have their entire biological step
within a MBBR reactor, and there capacity seems to be higher, than for pre-denitrification.
Wastewater treatment plants with both pre- and post denitrification exists on at least two
places. These wastewater treatment plants are larger in size and one of them has a very
different multi-reactor set up. There are at least five wastewater treatment plants with a
separated denitrification in a single MBBR process that shows good performances.
Finally, there are some upcoming treatment processes. One of them, a hybrid process, briefly
explained as a complex merge between CAS and the MBBR technology has been in operation
in Sweden and two more are going into service in 2011. Visits and results from this study
have resulted in great question marks for that technique. The other process is an upcoming,
new way of reject water treatment process, called ANNAMOX. That process uses a very slow
growing, morphological unique family of bacteria for nitrogen reduction. No wastewater
treatment plants, with this process have been evaluated in this study. However, properties of
the bacteria group indicate that MBBR system might be very useful as this treatment system
develops.
vi
Theoretical results from this study indicate that, the reactor design, configuration set up,
reactor structure, and factors as the numbers of reactors in series are as important as carrier
design and the protected surface area for biofilm growth. Future research should focus on
safer design of MBBR systems.
vii
Förkortning Svenska English
ANAMMOX
ANoxic AMMonium OXidation
AOB
Ammonia-Oxidizing Bacteria
BOD
Biochemical Oxygen Demand
COD
Chemical Oxygen Demand
CAS
Aktivslam Conventional Activated Sludge
CTF
Biobädd Conventional Trickling Filter
CSTR
Tankreaktor Continuously Stirred Tank Reactor
DO
Dissolved Oxygen
HMBBR
Hybrid Moving Bed Biofilm Reactor
HRT
Hydraulisk uppehållstid Hydraulic Retention Time
IFAS
Integrated Fixed film Activated
Sludge
MBBR
Moving Bed Biofilm Reactor
NOD
Nitrate-oxidizing bacteria
NFS Naturvårdsverkets Författnings
Samling
PE
Person Ekvivalenter Person Equivalents
PFR
Tubreaktor Plug-Flow Reactor
SBOD
Soluble Biochemical Oxygen
Demand
SBR
Satsreaktor Sequenced Batch Reactor
SMP
Svenska Miljörapporterings
Portalen
TAN
Total Ammonium Nitrogen
TOC
Total Organic Carbon
TSS
Total Suspended Solids
viii
ix
Innehållsförteckning
Förord i
Sammanfattning iii
Summary v
1 Bakgrund 1
2 Problemställning 3
Problemformulering 3 2.1
Syfte 3 2.2
Metod 3 2.3
3 Avloppsrening i Sverige 5
Nulägesbeskrivning 5 3.1
Fördelning av inkommande och utgående värden 7 3.2
Energianvändning 8 3.3
4 Biologisk avloppsvattenrening 11
Biologisk reduktion av organiskt material 13 4.1
Biologisk kvävereduktion 13 4.2
4.2.1 Konventionell kvävereduktion 14
4.2.2 Rejektvattenhantering 16
Biologisk fosforreduktion 16 4.3
5 Avloppsvattenrening i MBBR 17
Parametrar involverade i MBBR teknologin 20 5.1
5.1.1 Reaktorstruktur 20
5.1.2 Antalet reaktorer i serie 20
5.1.3 Omblandning 20
5.1.4 Uppehållstid 21
5.1.5 Slamavskiljning 21
5.1.6 Bärare 21
5.1.7 Biofilmsyta 21
5.1.8 Nedbrytningshastigheterna 21
x
MBBR reaktorns funktionsbeskrivning 22 5.2
5.2.1 Reaktorn 22
5.2.2 Hydraulik 23
5.2.3 Massbalanser 23
Kinetik 28 5.3
5.3.1 Mikrobiologisk kinetik 28
5.3.2 Biofilms penetrationsdjup av substrat 29
Processkonfigurering 31 5.4
5.4.1 Processkonfigurering för MBBR reaktorer 31
5.4.2 MBBR för oxidation av organiska föreningar 32
5.4.3 MBBR för oxidation av ammonium 32
5.4.4 MBBR för denitrifikation 32
Dimensionering av MBBR anläggningar 34 5.5
5.5.1 Trolig processdimensionering av MBBR reaktorer i Sverige 34
5.5.2 Oxidation av organiskt material 36
5.5.3 Nitrifikation 36
5.5.4 Denitrifikation 39
Bärarmaterial 39 5.6
6 Inventeringen av MBBR anläggningar i Sverige 41
Anläggningar med MBBR för kommunalt avloppsvatten i Sverige 41 6.1
Anläggningar med MBBR för oxidation av organiskt material 43 6.2
Anläggningar med MBBR för oxidation av ammonium 44 6.3
Anläggningar med MBBR för kvävereduktion 44 6.4
6.4.1 Anläggningar med MBBR för fördenitrifikation 44
6.4.2 Anläggningar med MBBR för efterdenitrifikation 45
6.4.3 Anläggningar med MBBR med både för- och efterdenitrifikation 46
6.4.4 Anläggningar med MBBR för separat denitrifikation 47
6.4.5 Anläggningar med Hybrid steg 47
6.4.6 Anläggningar för Rejektvattenhantering 48
7 Anläggningarna med MBBR teknologin 49
Oxidation av organiskt material 49 7.1
xi
7.1.1 MBBR anläggningarna för oxidation av organiskt material 49
Oxidation av ammonium i MBBR 51 7.2
7.2.1 MBBR anläggningarna för separat nitrifikation 51
Fördenitrifikation i MBBR 52 7.3
7.3.1 Brandholmens avloppsreningsverk, Nyköping 53
7.3.2 Ulricehamns avloppsreningsverk, Ulricehamn 53
7.3.3 Åmåls avloppsreningsverk, Åmål 53
Efterdenitrifikation i MBBR 54 7.4
7.4.1 Pinans avloppsreningsverk, Öckerö 55
7.4.2 Strängnäs avloppsreningsverk, Strängnäs 55
7.4.3 Holmängens avloppsreningsverk, Vänersborg 55
7.4.4 Långeviks avloppsreningsverk, Lysekil 55
För- och efterdenitrifikation i MBBR 56 7.5
7.5.1 Margretelunds avloppsreningsverk, Österåker 57
7.5.2 Visby avloppsreningsverk, Gotland 57
Separat denitrifikation i MBBR 58 7.6
7.6.1 Ekebro avloppsreningsverk, Bjuv 59
7.6.2 Klagshamns avloppsreningsverk, Malmö 59
7.6.3 Sjölunda avloppsreningsverk, Malmö 59
7.6.4 Rya avloppsreningsverk, Göteborg 60
7.6.5 Nykvarns avloppsreningsverk, Linköping 60
Anläggningar med hybridsteg 61 7.7
7.7.1 Klippans avloppsreningsverk, Klippan 62
7.7.2 Söderköpings avloppsreningsverk, Söderköping 62
7.7.3 Karlsborgs avloppsreningsverk, Karlsborg 62
7.7.4 Mölntorps avloppsreningsverk, Hallstahammar 62
8 Diskussion 63
Driftresultat 63 8.1
Dimensionering 65 8.2
Processkonfigurering 66 8.3
Processtekniska aspekter 67 8.4
xii
9 Slutsatser 69
10 Framtida studier 71
11 Referenser 73
1 Appendix 1 - Anläggningsbeskrivningar 1
Oxidation av ammonium i MBBR 1 1.1
1.1.1 Knivsta avloppsreningsverk, Knivsta 1
Fördenitrifikation i MBBR 1 1.2
1.2.1 Brandholmens avloppsreningsverk, Nyköping 1
1.2.2 Ulricehamns Avloppsreningsverk, Ulricehamn 2
1.2.3 Åmåls avloppsreningsverk, Åmål 4
Efterdenitrifikation i MBBR 5 1.3
1.3.1 Strängnäs avloppsreningsverk, Strängnäs 5
1.3.2 Pinans avloppsreningsverk, Öckerö 7
1.3.3 Holmängens avloppsreningsverk, Vänersborg 7
1.3.4 Långeviks avloppsreningsverk, Lysekil 8
Fördenitrifikation och efterdenitrifikation i MBBR 9 1.4
1.4.1 Margretelunds avloppsreningsverk, Österåker 9
1.4.2 Visby avloppsreningsverk, Gotland 10
Separat denitrifikation i MBBR 11 1.5
1.5.1 Ekebro avloppsreningsverk, Bjuv 11
1.5.2 Klagshamns avloppsreningsverk, Malmö 11
1.5.3 Sjölunda avloppsreningsverk, Malmö 12
1.5.4 Rya avloppsreningsverk, Göteborg 13
1.5.5 Nykvarns avloppsreningsverk, Linköping 15
Anläggningar med hybridsteg 15 1.6
1.6.1 Klippans avloppsreningsverk, Klippan 15
1.6.2 Söderköpings avloppsreningsverk, Söderköping 16
1.6.3 Karlsborgs avloppsreningsverk, Karlsborg 17
1.6.4 Mölntorp avloppsreningsverk, Hallstahammar 17
2 Appendix 2 - Article 1
1
1 Bakgrund
Inom kommunal avloppsreningsteknik finns det idag i princip två olika metoder för att
biologiskt rena avloppsvattnet. Den ena metoden baseras på en biofilmsteknologi där
bakteriekulturerna är fastsittande på någon form av bärarelement och den andra är en
aktivslamprocess med suspenderade bakteriekulturer. Den dominerande reningsprocessen i
Sverige har varit aktivslam (eng. Conventional Activated Sludge, CAS) som i princip
begränsas av mängden slam i det biologiska processteget. Inom biofilmstekniken har
biobäddar (eng. Conventional Trickling Filters, CTF), oftast med stenpackning varit den
dominerande processen. Under senare år har en del av dessa biobäddar renoverats eller byggts
om och använder idag plastpackning, vilket gör att biofilmsytan och genomströmningen ökar.
Det har medfört bland annat ökad kapacitet och risken för igenväxning har minskat. Under
1980-talet utvecklades den så kallade Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) med dränkta och
suspenderade biofilmsbärare. Tekniken med suspenderad biofilmsbärare har fördelen att den
inte riskerar att växa igen på samma sätt som biobäddarna med fast bärarmaterial och orsaka
hydrauliskt haveri, och dessutom anses det att en större biofilmsyta per volymsenhet kan
skapas. Då just konventionella anläggningar med biofilm anses vara begränsade av den aktiva
ytan biofilm, så anses kapaciteten öka i de rörliga bärarreaktorerna gentemot biobäddarna.
Idag finns MBBR teknologin på ett antal reningsverk i Sverige och processen finns i en rad
olika varianter och processkonfigurationer. Dock är det bara inom den ena processvarianten,
vilken är separat denitrifikation med tillsats av extern kolkälla, som det finns tillfredställande
och oberoende referensmaterial. Bland anläggningar som tillämpar MBBR teknologin för
kväveavskiljning med bärarmaterial i alla processteg finns det nästan inget skrivet om svenska
anläggningar. Under de senaste åren har det visat sig att en del anläggningar som tillämpar
denna teknik för kväveavskiljning inte fungerar tillfredställande. Samtidigt är det okänt
huruvida resultaten från de mindre anläggningarna ser ut. Få studier har gjorts på MBBR
anläggningar i fullskaledrift med nitrifikation i Sverige. Det har dessutom varit okänt hur
kapaciteten ser ut på anläggningar med kväveavskiljning. I världen ska det finnas upp mot
500 installationer i 50-tal länder med AnoxKaldnes variant av MBBR tekniken enligt Veolia
Water Solution & Technologies (2011a). Hur många av dessa som är i kommunal drift och
hur många som är i industriell drift är dock okänt. Det finns flera företag som erbjuder både
processen och olika varianter på bärarmaterialen internationellt. Inga av dessa företag verkar
dock ha byggt några anläggningar i Sverige. Nackdelen med MBBR teknologin har varit att
bärarmaterialet i reaktorerna har ansetts vara dyrt. Ett av de största försäljningsargumenten
med MBBR teknologin är flexibilitet i konstruktionen av reaktorerna och att
kvävereduktionsprocessen ska kunna byggas med mindre volymer och passas in inom
befintliga volymer ute på reningsverken. Huruvida detta fungerar har dock inte varit helt
klarlagt. Under de senaste åren har en rad frågor kring processen dykt upp som framförallt är
relaterade till reningskapacitet och dimensionering. Förhoppningen med detta examensarbete
är att klargöra kapacitet och drifterfarenheter av MBBR tekniken genom att studera och
utvärdera de anläggningar i Sverige som tillämpar framförallt kväveavskiljning med MBBR.
2
3
2 Problemställning
Sverige går mot en framtid då allt fler avloppsreningsverk kommer att tillämpa någon form av
kvävereduktion. De traditionella metoderna med aktivslam och biobäddar utmanas allt mer av
andra tekniker, och en av dessa är MBBR teknologin. MBBR processen beskrivs ofta som
effektiv, kompakt och flexibel. I Sverige och världen blir denna teknik därmed allt vanligare,
och tillämpas inom allt fler verksamhetsområden. Det är svårt att få en bra överblick på
utvecklingen då denna teknik är kraftigt kommersialiserad, samtidigt som den allmänna
kunskapen om processen bland uppköpare är låg. Bland de större anläggningarna i Sverige
finner man tekniken som en separat denitrifikationsprocess med dosering av extern kolkälla,
men tekniken verkar helt saknas som nitrifikationsprocess.
Problemformulering 2.1
Det finns en rad aspekter på MBBR teknologin i kommunal fullskaleutformning som är
intressanta att undersöka. Tillexempel frågor som rör hur pass utbredd tekniken är i Sverige
och inom vilka verksamhetsområden den har används? Frågor som kretsar kring drift,
underhåll och resultat samt upplevda praktiska synpunkter från driftpersonal och tjänstemän.
Frågor som kretsar kring dimensionering och hur väl de fungerar samt om man kan se
skillnader mellan olika processer i drift, med avseende på kapacitet och resultat? Frågor som
rör hur anläggningarna förändras med belastning, storlek och process uppbyggnad, där man
inom drift kan ha funderingar kring vilka parametrar som är intressanta för dimensionering
och styrning. Slutligen ställer man sig frågan hur praktiska delar som rör fyllnadsgrad,
omrörning och bärarval spelar in på drift och resultat och skiljer sig detta mellan luftade och
icke luftade reaktorer?
Syfte 2.2
Syftet med detta examensarbete är att kortfattat och överblickande analysera och utvärdera de
anläggningar med MBBR teknologi som byggs för kommunal drift i Sverige. Stor vikt har
lagts på kvävereduktion och mer komplicerad processuppbyggnad. Syftet för denna studie är
att diskutera teknikens användbarhet i fullskaleutformning. Analyser har riktats mot praktisk
dimensionering och drift.
Metod 2.3
Avloppsreningsverken har framförallt utvärderats via miljörapporter och emissionsrapporter i
Naturvårdsverkets databas Svenska Miljörapporteringsportalen, (SMP), som inkluderar över
400 avloppsreningsverk i Sverige som är dimensionerade för 2 000 Person Ekvivalenter, (PE)
eller mer. En del anläggningar har dessutom besöks, där information inhämtats från
driftpärmar och driftpersonal. Information har även hämtas via Internet i de fall där det har
varit möjligt.
4
5
3 Avloppsrening i Sverige
I Sverige var avloppshanteringen under 1800-talet avsevärt primitiv och i Sverige gjordes de
första satsningarna på att bygga ett fungerande avloppsystem i Stockholm först under 1860-
talet. Under 1900-talet skedde den första större utbyggnationen av vattenledningssystemen. På
landsbyggden gick det långsamt och noterbart är att nästan en tredjedel av bostäderna på
landsbygden inte hade indraget vatten och avlopp så sent som 1960-talet enligt Hansson
(2002). Befolkningstillväxten ökade under 1900-talet, och vid millenniumskiftet var vi 4
miljoner fler än vid början av 1900-talet. Under 1900-talet förändrades Sverige etnografiskt,
vilket var en förändring som tog landet från vad som kallas bondesamhället in i det
industriella samhället. Industrin använder idag uppskattningsvis mer än 2 000 miljarder m3
vatten per år, till skillnad från hushållen och jordbruket som endast använder uppskattningsvis
cirka 25 % respektive 6 % så mycket vatten som industrin gör per år enligt data från
Statistiska Centralbyrån (2011). Under 1900-talet ökade föroreningsbelastningen i våra sjöar
och vattendrag för att nå sin värsta period under 1960-talet. Behovet av ökad rening av
avloppsvatten uppenbarades och staten satsade därför pengar på att bygga ut
avloppsreningsverk i Sverige. Detta har resulterat i att idag är i princip alla hushåll i tätorterna
anslutna till någon form av avloppsrening. Innan 1940-talet fanns det få reningsverk och de
första som kom hade framförallt slamavskiljning. Det var först under 1950-talet som den
biologiska reningen i form av reducering av organiskt material började växa fram och under
slutet av 1960-talet kom den kemiska fällningen. Under 1970-talet ökade andelen
avloppsreningsverk med både biologisk och kemisk rening. Under 1990-talet kompletterades
den biologiska reningen med kväveavskiljningen.
Den vanligaste typen av biologisk rening på de större avloppsreningsverken i Sverige är
aktivslamprocessen. Den andra tekniken är biofilmprocesser som främst innefattades av
stenbiobäddar. I Sverige finns det idag omkring 2 100 avloppsreningsverk i som ägs och drivs
kommunalt, och de renar tillsammans avloppsvatten från cirka 85 % av landets befolkning.
Av dessa är det cirka 500 som har fler än 2 000 PE anslutna och de står troligen för mer än 90
% av den totala avloppsreningen i Sverige enligt Statistiska Centralbyrån (2006). Det finns
idag ett 20-tal riktigt stora anläggningar som är dimensionerade för mer än 100 000 PE.
Nulägesbeskrivning 3.1
De flesta avloppsreningsverk i Sverige är idag inte fullt belastade, med avseende på vad de är
dimensionerade för. Belastning brukar oftast mätas i PE. I Sverige definieras 1 PE som 70 g
BOD7 per person och dag. Vid dimensioneringen inkluderas oftast termen i garantier och
kontrakt och beskriver verkets storlek. I Figur 1 kan man se en fördelning över hur
anläggningarna förhåller sig i dimensionerad och belastad storlek år 2009.
6
Figur 1: Fördelningen över belastade PETOT (vänster) och dimensionerad PEDIM (höger) från
2009 med data från Svenska Miljörapporteringsportalen (2011).
Det som kan ses i Figur 1 är bara att det finns få stora avloppsreningsverk i Sverige. I Figur 2
kan man se hur anläggningarna är belastade med avseende på totalbelastning av både
kommunalt anslutna personer och industriell belastning i förhållande till hur de är
dimensionerade. Notera logaritmisk skala.
Figur 2: Dimensionering av avloppsreningsverk i Sverige 2009 i förhållande till deras
belastning. Data från Svenska Miljörapporteringsportalen (2011).
I Figur 2 kan man se att många mindre anläggningar är dimensionerad ibland flera gånger
över deras verkliga belastning och att det är ovanligt att anläggningarna är överbelastade.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
100 1000 10000 100000 1000000
Förd
eln
ing
PE
100
1000
10000
100000
1000000
100 1000 10000 100000 1000000
Tota
lt a
nsl
utn
a P
E
Dimensionerad PE
Referens
Totalt Anslutna
PE/
Dimensionerad
PE
7
Fördelning av inkommande och utgående värden 3.2
Avloppsrening i Sverige kan visualiseras i grafer som visar koncentrationer av inkommande
och utgående avloppsvatten. I Figur 3 kan man se fördelningar över inkommande och
utgående koncentrationer av BOD7, kväve (N-tot) och fosfor (P-tot).
a) b)
c) d)
e) f)
Figur 3: Fördelningar av inkommande och utgående koncentrationer av BOD, kväve och
fosfor för avloppsreningsverk i Sverige 2009. Data från Svenska Miljörapporteringsportalen
(2011).
För graf d) i Figur 3 är det viktigt att komma ihåg att i utgående kvävekoncentrationer ingår
många avloppsreningsverk som inte har någon form av tillämpad kvävereduktion. Med
avseende på utgående fosfor i graf f) kan också noteras att resultaten här varierar mycket
beroende på krav och användning av kemikalier, eftersom merparten av fosforavskiljning i
Sverige idag sker kemiskt.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 200 400 600 800 1000
förd
elnin
g
mg BOD7/L
Inkommande BOD7-koncentration i mg/L
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 10 20 30 40
förd
elnin
g
mg BOD7/L
Utgående BOD7-koncentration i mg/L
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 50 100 150 200
förd
elnin
g
mg N-tot/L
Inkommande kvävekoncentration i mg/L
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 10 20 30 40
förd
elnin
g
mg N-tot/L
Utgående kvävekoncentration i mg/L
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 5 10 15
förd
elnin
g
mg P-tot/L
Inkommande fosforkoncentreation i mg/L
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 0,5 1 1,5
förd
elnin
g
mg P-tot/L
Utgående fosforkoncentration i mg/L
8
Energianvändning 3.3
Energianvändningen på svenska avloppsreningsverk kan man beskriva på en rad olika sätt,
men den vanligaste är med hjälp av nyckeltal. Nyckeltal är dock komplicerade och svåra att
använda sig av då de kan vara kraftigt missvisande. De vanligaste nyckeltalen som man
brukar använda sig av i energisynpunkt är kWh per m3, kWh per ton BOD och kWh per PE.
Under den inledande delen av detta examensarbete gjordes en mindre energistudie med data
från 2009. Studien inkluderade framförallt avloppsreningsresultat och nyckeltal. Nyckeltalen
skulle senare visa sig vara svårt att tolka och datavärdena var i många fall mycket osäkra.
Resultatet av studien visade på att det kan vara betydligt mer komplicerat att reda ut hur
energianvändningen ser ut på avloppsreningsverk än vad som hade förväntats.
Energianvändning på avloppsreningsverk har bland annat studerats av Kjelldén och
Andersson, (2002), Lingsten och Lundqvist, (2008) och Balmér (2010).
Eftersom energianvändningen är starkt kopplad till storleken på avloppsreningsverket, krävs
det att man baserar analyser på nyckeltal, där enskilda processer jämförs med varandra. En
annan faktor är till exempel åldern på avloppsreningsverken, vilket inte har varit möjligt att ta
hänsyn till i denna studie. Eftersom det på avloppsreningsverk finns många olika typer av
processteg som förbrukar energi visade det sig svårt att dra direkta slutsatser om
energianvändandet med det datamaterial som fanns tillgänglig. De två nyckeltal som ändå
visade sig vara ett bra sätt att använda sig av och jämföra med var kWh per ton BOD och
kWh per PE, vilket båda är nyckeltal helt baserade på BOD. Figur 4 visar energianvändning
baserat på nyckeltal av typen kWh per ton BOD i inkommande avloppsvatten.
Figur 4: Energianvändning på avloppsreningsverken i Sverige med avseende på inkommande
BOD, där de flesta avloppsreningsverk som tillämpar kvävereduktion (KR) representeras av
ifyllda markeringar.
Figur 4 visar nyckeltalet kWh per totalt anslutna PE i inkommande avloppsvatten.
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
18000
20000
1 10 100 1000 10000 100000
kW
h p
er t
on
BO
D i
n
ton BOD in
<10 000 PE
10 000<PE<50 000
50 000<PE<100 000 PE
<100 000 pe
KR <10 000 PE
KR 10 000<PE<50 000
KR 50 000<PE<100 000
KR >100 000 PE
9
Figur 5: Energianvändning på avloppsreningsverk i Sverige med avseende på PE där de
flesta som tillämpar någon form av kvävereduktion (KR) representeras av ifyllda
markeringar.
Som kan ses i Figur 4 och 5 finns det en tydlig stordriftsfördel och att de stora variationerna i
energianvändning som kan ses i på mindre anläggningar, är mindre tydliga på anläggningar
som är större.
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
100 1000 10000 100000 1000000
kW
h p
er t
ot
PE
an
slute
n
tot anslutna PE
<10 000 PE
10 000<PE<50 000
50 000<PE<100 000
<100 000 PE
KR <10 000 PE
KR 10 000<PE<50 000
KR 50 000<PE<100 000
KR<100 000 PE
10
11
4 Biologisk avloppsvattenrening
Avloppsrening kan oftast delas in i tre eller fyra delar. Först kommer mekanisk rening, oftast
kallad för primär rening med separationsprocesser som galler, sandfång och sedimentering.
Därefter kommer en sekundär rening, som består av någon form av kemisk omvandling eller
biologisk nedbrytning av organiska föreningar samt en efterföljande separationsprocess. Det
tredje steget, oftast kallad tertiär rening och inkluderar biologisk kvävereduktion och kemisk
avskiljning av fosfor. Slutligen kommer eventuellt ett fjärde, kvartärt behandlingssteg, ibland
kallad för polering som kan innefatta tillexempel skivfilter eller våtmark/biodamm.
Den biologiska reningen är framförallt byggd för att bryta ner och separera organiskt material,
oftast refererad till som BOD. Idag satsas pengar på att även bygga ut den biologiska
avskiljningen av kväve och fosfor. Bland de första biologiska processerna som utvecklades
var biobäddar. En biobädd (eng. Conventional Trickling Filter, CTF) är en biologisk process
med fasta material av framförallt sten eller plast varpå bakterierna bildar en biofilm.
Biobäddar som byggs idag använder framförallt plast som material då dessa kan erbjuda en
större yta och större volym för vattnet att rinna igenom vilket minimerar risken för att de
växer igen. Konceptet för biobäddar är de biofilmer som bildas av att bakterier sätter sig på de
fasta ytorna. På ytorna bildas en biofilm vilket bakterierna lever i och på så sätt blir skyddas
från bulklösningen. Substrat transporteras sedan från bulklösningen in i biofilmen på grund av
kolloidal dispersion som drivs av en gradient som bildas mellan bulken och biofilmens
innandöme. Gradienten som då bildas på grund av den skillnaden som finns mellan
koncentrationen i bulkfasen och biofilmsväggen skapar ett flöde av substrat mellan bulken
och biofilmen. Gradienten upprätthålls via den nedbrytning som sker inne i biofilmen.
Biofilmer ska dock inte ses som homogena strukturer, eller tydligt sekvenserade lager med en
homogen bakteriefauna. I Figur 6 kan en biobädd med plastpackning och en med
stenpackning ses.
Figur 6: Biobädd i Strängnäs med plastpackning i den vänstra bilden och en biobädd med
stenpackning på Staffanstorps avloppsreningsverk i den högra bilden. Foto av Lustig (2011)
och Lustig (2009).
Den troligen vanligaste biologiska processen i avloppsreningsverk i Sverige är aktivslam
(eng. Conventional Activated Sludge, CAS). Processen kan beskrivas som att bakterierna
12
lever suspenderade i flockar i processen. Flockar som lämnar processen avlägsnas i ett
efterföljande separationssteg, oftast en sedimentering, och bildar slam. En del av detta slam
lämnar processen som överskottslam och pumpas ut ur processen medan större delen av
slammet pumpas tillbaks in i början av processen igen vilket kallas returslam. Processen kan
vara antingen luftad eller oluftad. Processen uppfattas oftast som mycket flexibel och kan
innefatta en rad olika applikationer som tillexempel kvävereduktion eller biologisk fosfor
avskiljning, så kallad Bio-P process. Nackdelen med aktivslam är dock den stora mängden
slam som produceras samt att vid tillexempelvis kvävereduktion krävs stora volymer. Som
kan ses i Figur 7 är aktivslam processen utformad oftast som en lång bassäng där vattnet går
in i ena kortsidan av bassängen och lämnar processen i den andra delen.
Figur 7: Aktivslamprocess för nitrifikation, samt en tom aktivslam reaktor på Nykvarnsverket
i Linköping 2011. Foto av Lustig (2011).
Under de senast decennierna har flera olika processer utvecklats. En processteknik som sägs
kombinera aktivslamprocessens filosofi med suspenderande bakteriekulturer med
biofilmsprocessens biofilmer är MBBR tekniken där MBBR står för Moving Bed Biofilm
Reactor. En MBBR reaktor och biofilm på AnoxKaldnes Biochip-P kan ses i Figur 8.
Figur 8: MBBR anläggning på GRYAAB i den vänstra bilden. Den högra bilden visar biofilm
på bärarmaterialet AnoxKaldnes Biochip-P i nitrifikationsreaktor 2 på Ulricehamns
avloppsreningsverk. Foto från GRYAAB (2010) och Lustig (2011).
I alla biologiska processer förekommer någon form av oxidation och reduktionsprocess, där
oxidationsmedlet oftast är syre eller nitrat och det reducerade substratet oftast är organiska
kolföreningar eller ammonium. Genom att förändra och skapa förhållanden mellan de olika
13
biokemiska processerna kan man skapa processer där man styr närvaron av tillexempel
oxidationsmedel eller substrat. Indelning av bassänger och processkonfigurering styrs nästan
uteslutande av denna princip. I en aktivslam kan man bestämma förhållandet för bakterierna
och dessutom bestämma mängden bakterier genom att reglera slamhalten i bassängerna. I en
biobädd är det mer eller mindre konstant och kapaciteten bestäms då biobädden
dimensioneras. I en MBBR anläggning påstås kapacitet kunna ändras beroende på mängden
bärare.
Biologisk reduktion av organiskt material 4.1
Anledningen till varför biologisk avloppsrening introducerades var för att reducera mängden
organiskt kol som nådde recipienten. För biologiska processer är det vanligt att man refererar
till Biochemical oxygen demand, BOD, som är det index som syftar på hur mycket syre det
kommer att krävas för att oxidera bort det organiska kolet som är tillgängligt för
mikrobiologisk aktivitet i avloppsvattnet. Andra mätmöjligheter är bland annat Chemical
Oxygen Demand, COD, samt Total Organic Carbon, TOC. BOD mäts oftast som BOD7 eller
BOD5 vilket syftar på den mängd syre i mg per L som konsumeras antingen över 7 eller 5
dagar. Utanför Sverige används oftast BOD5 istället för BOD7. Vid eventuella omräkningar i
detta examensarbete ekvation [1] används, beskriven av Rusten och Kolkinn (1997).
De lättnedbrytbara kolföreningarna som kommer in i processen reduceras via den heterotrofa
respirationen. Heterotrofa bakterier är en grupp bakterier med en snabbväxande population
som använder reducerade organiska molekyler som kolkälla och oxiderar dem med hjälp av
löst syre (DO) till koldioxid (CO2) samtidigt som de utvinner energi i den kemiska processen.
En del av det organiska kolet är inert och kommer inte brytas ner biologiskt i processen. En
del av de organiska kolföreningar, mätt i form av BOD och COD är partikulärt bundet och
fälls i de olika sedimenteringsbassängerna och bildar ett slam. Ett vanligt utsläppskrav är i
Sverige 10 mg BOD7 per L i utgående avloppsvatten från reningsverken. Naturvårdsverket
definierar 1 PE som 70 gram BOD7 per dygn enligt NFS (2004). Normalt reduceras 90-95%
av inkommande BOD i avloppsreningsverk.
Biologisk kvävereduktion 4.2
Biologisk kvävereduktion finns idag på en rad större avloppsreningsverk. Framförallt de som
är belastade med över 10 000 PE i södra Sverige tillämpar idag någon form av biologisk
kvävereduktion. Man delar upp biologisk kvävereduktion i två former, konventionell
kvävereduktion som sker i huvudströmmen av avloppsreningsprocessen och
rejektvattenhantering som kan ske separat. Konventionell kvävereduktion handlar om
framförallt två olika processer, vilka är nitrifikation och denitrifikation. En del av kvävet
assimileras, det vill säga binds upp av bakterierna och lämnar processen via överskottslam. Då
detta slam rötas och avvattnas, frigörs en del av det bundna kvävet, i form av ammonium.
Detta ammoniumrika vatten kallas för rejektvatten och kan hanteras på flera olika sätt. I
framtiden kanske denna hantering kan kretsa kring en relativt ny form av kväveavskiljning.
14
4.2.1 Konventionell kvävereduktion
I Sverige idag har ett hundratal avloppsreningsverk någon form av kvävereduktion. Dessa är i
huvudsak belägna i södra Sverige och är dimensionerade för mer än 10 000 PE. Inkommande
kväve till avloppsreningsverken är framförallt kväve i form av ammonium (NH4-N). I en
normal kvävereduktionsprocess reduceras i princip allt ammonium via nitrifikation eller
assimilering till nitrat (NO3-). Dock fungerar processen att oxidera ammonium betydligt sämre
vintertid, då det finns ett samband mellan temperatur och tillväxthastighet hos de dessa
bakterier. Konventionell kväverening består normalt idag av nitrifikation, som är en aerob
process som omvandlar ammonium (NH4+) till nitrat (NO3
-) och denitrifikation som sker i
anox miljö. Anox miljö innebär att syre endast finns tillgängligt som nitrat. Nitrat (NO3-)
omvandlas till kvävgas (N2) i denitrifikationsprocessen och lämnar processen som gas till
atmosfären. En inte obetydande mängd av kvävet assimileras, det vill säga tas upp biologiskt
av bakterierna, och avskiljs som biologiskt slam.
4.2.1.1 Assimilation
Ammonium (NH4+) kan tas upp direkt av bakterierna då det är mer reducerat än de flesta
oorganiska formerna av kväve. Även nitrat (NO3-) kan assimileras till organiskt bundet kväve.
Processen är skild från dissimilerande nitratreduktion som även kallas för denitrifikation.
Assimilering reducerar en proportion av det inkommande kvävet till avloppsreningsverk som
saknar tillämpad biologisk kvävereduktion. Detta kväve lämnar processen via slam och
ammonium måste därefter hanteras som rejektvatten då slammet avvattnas.
4.2.1.2 Nitrifikation
Nitrifikation är en process där ammoniumföreningar oxideras av framförallt två olika
autotrofa bakteriegrupper till nitrat. Dessa bakterier använder nästan all energi som de
producerar till att fixera koldioxid via Calvin cykeln och resterande energi går till
reproduktion och tillväxt och de använder oorganiskt kol, alltså koldioxid (CO2) som kolkälla.
Processen som oxiderar ammonium (NH4-N) i två steg till nitrat (NO3-), har framför allt två
dominerande bakteriesläkten. Det är Ammonium Oxiderande Bakterier (AOB) som oftast
brukar karakteriseras av framförallt två släkteten Nitrosomonas och Nitrospiria, som oxiderar
ammonium (NH4+) till nitrit (NO2
-), och Nitrit Oxiderande Bakterier (NOB) som domineras
av släktet, Nitrobacter som oxiderar nitrit (NO2-) till nitrat (NO3
-).
AOB Ammonium (NH4+) Nitrit (NO2
-)
NOB Nitrit (NO2-) Nitrat (NO3
-)
Populationsfördubbling för Nitrosomonas sker via binär fission under optimala förhållanden
mellan en till två gånger per dygn men vid låga temperaturer kan det dröja ännu längre.
Jämförelsevis fördubblar heterotrofa bakterier som bryter ner BOD sin population runt tre
gånger per timme vid bra förhållanden vilket är ca 20 till 30 ggr så fort. Detta leder till att
dessa bakterier lätt kan konkurrera ut de autotrofa nitrifikationsbakterierna vid god tillgång på
lättnedbrytbart BOD. I en aktivslam process innebär det dessutom att slamåldern måste vara
hög då bakterierna annars lämnar processen innan populationen vuxit till sig. När det gäller
15
biofilmsprocesser gäller det att biofilmen inte belastas med lättnedbrytbara kolföreningar för
då växer de heterotrofa bakterierna till sig i biofilmen och ”tvättar” ut vitala autotrofa
bakterier för nitrifikation. Problemet med autotrofer och deras tillväxthastighet är att de till
skillnad från heterotrofer är inte bara behöver ett oxidationsmedel i form av syre, utan även
behöver ett reduktionsmedel i form av NAD(P)H för att reducera det redan oxiderade kolet, i
form av koldioxid. Då ammonium är mer reducerat än vad elektronbäraren NAD+ är i den
metaboliska processen kan de inte direkt donera elektronerna och forma NADH och NADPH
som heterotroferna kan. Lösningen på detta problem har autotroferna funnit i så kallat
reversibelt elektronflöde, där dessa bakterier ”flyttar” elektronerna som de hämtat från
oxidation av ammonium (NH4+) och ”flyttar” dessa upp i kedjan av elektroner som flödar i
Calvincykeln till att reducera NAD(P)+ till NAD(P)H enligt Willey och Sherwood (2008).
Denna process är inte särskilt energigivande, utan endast ett sätt för bakterierna att överleva
på deras alldeles särskilda och unika sätt. Eftersom ändå ingen annan bakteriegrupp
konkurrerar om ammonium har autotroferna all tid i världen att ägna sig åt denna process.
Precis samma principer gäller för svaveloxiderande bakterier som orsakar luktproblem på
avloppsreningsverk. Man kan säga att nitrifikationsbakterierna konkurreras ut i
biofilmsprocesser för att de helt enkelt ”inte får plats” och inte har någon chans att konkurrera
om syret i avloppsvattnet med heterotrofer. En missuppfattning är att autotrofa bakterier är
mer känsliga än heterotrofa bakterier. Det är inte sant enligt Henze et al. (2002).
4.2.1.3 Denitrifikation
Vid denitrifikation kan en grupp heterotrofa bakterier vid syrebrist överleva genom att
använda sig av nitrat (NO3-) som oxidationsmedel i stället för syre (O2). Då nitrat oxiderar
organiska föreningar reduceras nitratet till kvävgas (N2), vilket kan lämna processen som gas
till atmosfären. Denitrifikation är en dissimilationsprocess som utförs av framförallt
fakultativt anaeroba heterotrofa bakterier. Det finns även autotrofa bakterier som kan utföra
denitrifikation. Kemiskt ser processen ut enligt följande kemiska formel:
Denitrifikation med metanol som kolkälla kan beskrivas som:
Denitrifikation ökar avloppsvattens alkalinitet till skillnad från nitrifikation som sänker
avloppsvattnets alkalinitet. I avloppsreningsverk med kvävereduktion förekommer framförallt
processen i den oluftade zonen som innehåller nitrat (NO3-). Förhållandena med nitrat (NO3
-)
närvarande och syre (O2) frånvarande kallas för anox. I närvaro av syre använder bakterierna
syre som oxidationsmedel i stället för nitrat och ingen denitrifikation sker. Redan vid låga
syrekoncentrationer i avloppsvattnet minskar denitrifikationen kraftigt. Då denitrifikation sker
efter nitrifikationsprocessen kallas det för efterdenitrifikation, och extern kolkälla måste
användas då detta har förbrukats i förgående steg. För att undvika användandet av extern
kolkälla kan denitrifikationsprocessen placeras före nitrifikation delen och kallas då
fördenitrifikation. Detta krävs att nitrat recirkuleras tillbaks till denitrifikations steget.
16
4.2.2 Rejektvattenhantering
En lösning på rejektvattenhantering kan i framtiden vara ANAMMOX vilket betyder ANoxic
AMMonium OXidation, och beskriver en nedbrytning av ammonium till kvävgas utan att gå
via nitrifikation och denitrifikation. Bakterierna som utför processen upptäcktes först under
1980-talet och har visat sig vara den saknade länken i kvävgasproduktionen i våra oceaner
enligt Arrigo (2005). ANAMMOX processen fungerar kemiskt enligt summaformeln:
Stammen av bakterier som är inblandade i processen är morfologiskt unika och har en
uppdelad cellstruktur. Varje bakterie inom gruppen har också sina unika särdrag vad gäller
den morfologiska uppbyggnaden. Bakterien Candidatus Brocadia anammoxidans har en del
som kallas anammoxosome och det är här som processen som kallas ANAMMOX sker enligt
Willey och Sherwood (2008). Bakterierna har en extremt långsam tillväxthastighet och
bakteriepopulationen tar cirka två veckor på sig att fördubbla sin population. I
avloppsreningsverk är processen en tvåstegsprocess där det första steget är partiell
nitrifikation enligt följande kemiska formel:
Den andra delen är då ANAMMOX bakterierna använder ammonium (NH4+) och nitrit (NO2
-)
till att skapa kvävgas (N2) och vatten
Biofilmsreaktorer verkar vara fördelaktiga i denna process då bakterierna behöver långa och
stabila slamåldrar och att slamproduktionen är låg.
Biologisk fosforreduktion 4.3
Bland de mera komplexa processerna i biologisk avskiljning av näringsämnen finner vi
biologisk fosforreduktion, oftast kallat Bio-P. Under 1960-talet observerade man att det gick
stimulera tillväxten av en grupp bakterier som går under samlingsnamnet Bio-P bakterier på
aktivslam anläggningar genom att ha en process med omväxlande anaeroba och aeroba zoner.
Biologisk fosfor rening har introducerats på ett fåtal avloppsreningsverk i Sverige, men den
vanligaste varianten av fosforreduktion är fortfarande kemisk fällning med framförallt olika
järnsalter. Biologisk fosforrening gör att användningen av kemikalier minskar vilket är en
viktig steg i att minska energianvändningen. När processen fungerar bra avskiljs i princip allt
fosfor. I denna studie har närmare undersökningar på MBBR och fosforreduktion inte
förekommit men studier har gjorts på annat håll framförallt inriktade på fosforreduktion i
MBBR reaktorer som opererar som en satsreaktor, kallad SBR. Processen har bland annat
studerats av Helness (2007) och Kermani, et al., (2009).
17
5 Avloppsvattenrening i MBBR
MBBR står för Moving Bed Biofilm Reactor och beskriver en totalomblandad reaktor, med
suspenderade plastenheter, så kallade ”bärare” varpå det växer biofilm. Tekniken har tidigare
beskrivits av framförallt Ødegaard (1999) och Rusten et al. (2006). Reningstekniken används
framförallt under aeroba eller anox förhållanden där bärarna i reaktorn hindras från att lämna
bassängen av ett system av silar. I de aeroba reaktorerna omblandas bärarna med luft och i de
oluftade reaktorerna med omrörare. Enligt Rusten et al. (2006) är framförallt den stora
fördelen med MBBR tekniken att fyllnadsgraden ska vara flexibel och att processen inte
kräver en slamretur. Enligt Ødegaard (1999) är de främsta fördelarna med processen att den
kräver mindre yta, att reningsresultatet blir mindre beroende av separeringen av biomassan
och att biomassan är mer specialiserad. Då slamretur saknas, påpekar Ødegaard (1999) att det
är en ansenlig fördel med MBBR tekniken att bara överskottsbiomassan tas ut ur processen.
Vid experimentella studier, där man jämfört aktivslam och MBBR, visade Andreottola et al.
(2002) att den specifika ytan de använde på 160 m2 per m
3 inte var tillräcklig för att prestera
bättre resultat än aktivslam anläggningen. Fördelarna med MBBR kunde dock konstateras att
biomassan och den hydrauliska uppehållstiden var oberoende av varandra, biomassan kunde
separeras, processen är enklare då processen saknade slamretur och slutligen att slamsvällning
inte förekom i sedimenteringen.
Biofilmsbärarna har en yta som varierar beroende på bärarmodell och fabrikat, men den
aktiva ytan ligger oftast i intervallet mellan 500 till 1500 m2 per m
3 vid 100 % fyllnadsgrad.
Rusten et al. (2006) rekommenderar att MBBR reaktorn fylls på med maximalt 70 % bärare
för att möjliggöra omrörning av bärarna. I Sverige konstrueras troligen inga anläggningar med
mer än 50 % fyllnadsgrad. Bärarna är utformade så att de kan röra sig suspenderat i vattnet
och ha en skyddande yta varpå biofilmen kan växa utan att riskera lossna på grund av nötning
från sammanstötning med reaktorväggarna eller med de övriga bärarna. Bärarelementen
består av plast, framförallt av polyeten. Det finns en stor mångfald av olika bärartyper på den
internationella marknaden men de vanligaste bärarna i Sverige är troligen de två varianterna
av K1 från företaget AnoxKaldnes, nämligen K1 och K1 Heavy. Bäraren K1 Heavy verkar ha
utvecklats för anox miljö medan den lättare bäraren K1 har utvecklas för luftade reaktorer. K1
Heavy innehåller antingen Kalciumkarbonat (CaCO3) eller Titandioxid (TiO2) vilket gör den
tyngre än originalet K1, (0,98 kg per L istället för 0,95 kg per L). Bäraren K1 produceras
genom extrudering, och antalet bärare ligger runt en miljon bärare per m3. Den skyddade ytan
är ca 500 m2 per m
3 vid 100 % fyllnadsgrad. AnoxKaldnes har även utvecklat bäraren K2
(350 m2 per m
3) som inte används längre och K3 (500 m
2 per m
3) som är en ganska vanlig
bärare på många mindre avloppsreningsverk. AnoxKaldnes har även utvecklat platta bärare,
kallade Biochip-P (900 m2 per m
3) och Biochip-M (1 200 m
2 per m
3) för hybridanläggningar.
Den stora diametern på bärarna gör att man kan använda grövre silar i processer med högre
halter av partiklar. För industriella applikationer är det bärartypen AnoxKaldnes Natrix, som
används mest frekvent. Livslängden för bärarmaterialen beräknas i bästa fall vara kring två
decennier. I Figur 9 kan de vanligaste bärarna som används på anläggningarna ses.
18
Figur 9: AnoxKaldnes bärare K1 Heavy, Biochip-P och K3. Foto av Lustig (2011).
Exempel på avloppsreningsverk som tillämpar MBBR teknologin för kvävereduktion finns i
Norge. Det är även dessa anläggningar Veolia Water Solution & Techologies (2011) refererar
till. Samtliga dessa har processkonfigurationen fördenitrifikation, oxidation av BOD och
ammonium och slutligen efterdenitrifikation Norskt avloppsvatten kan karakteriseras som
relativt utspätt, med ganska lite lättnedbrytbara organiska föreningar samt låga temperaturer
enligt Rusten et al. (1995c). De flesta av anläggningarna i Norge är byggda för bryta ner BOD
och är mindre än 10 000 PE. Oftast refererar man tre anläggningar i Norge, dessa är
Lillehammer, Gardemoen och RA-2.
Lillehammer byggdes som en av de första anläggningarna med kvävereduktion och MBBR
inför Olympiska spelen vintern 1994. Anläggningen byggdes för att visa upp norsk teknik.
Anläggningen är dimensionerad för runt 41 400 PE (2 900 kg BOD), enligt Veolia Water &
Technologies (2011b), eller 70 000 PE enligt Biomedia (n.d.) och AnoxKaldnes reference list
via Neptune (2009), och har två parallella linjer med 9 reaktorer i varje linje, totalt 18
reaktorer enligt Rusten och Hem (1995c). Anläggningen dimensionerades 1995 enligt
följande. De första tre reaktorerna är till för fördenitrifikation men kan luftas och de är på 180
m3 var. Där efter följer två luftade reaktorer på 380 m
3 vardera varpå det följer två reaktorer
på 176 m3 vardera för efterdenitrifikation eller eventuellt nitrifikation då dessa kan luftas.
Dosering av extern kolkälla är möjlig då reaktorn körs med anoxa förhållanden. Därefter
följer en ren anox reaktor som inte kan luftas på 176 m3. Slutligen finns en reaktor på 92 m
3
som luftas. Totalt är MBBR blocket på 3 840 m3. Vattendjupet är 5,5 meter och
fyllnadsgraden var ursprungligen 65 %.
Gardemoen är dimensionerad för cirka 38 300 PE (2 680 kg BOD) enligt Veolia Water &
Technologies (2011c), 50 000 PE enligt Biomedia (n.d) och AnoxKaldnes via Neptune,
(2009) och byggdes 1996. Dimensionerad totalkvävebelastningen är 704 kg totalkväve per
dag. Kravet på anläggningen är 70 % reduktion av totalkväve. Dimensionerat flöde är 16 000
m3 per dag enligt Rusten et al., (2002). MBBR anläggningen består av två parallella linjer
med sju seriekopplade reaktorer. De första två reaktorerna är på 420 m3. Den andra av de två
kan luftas vid behov, annars är de till för fördenitrifikation. Därefter följer två luftade
reaktorer på 695 m3 vardera och avslutas med en sista luftad reaktor på 180 m
3. Därefter följer
en anox reaktor på 375 m3. Slutligen finns en luftad reaktor på 255 m
3. Fyllnadsgraden
varierar men anläggningen är dimensionerad för att de första reaktorerna ska ha en totalarea
19
per kubikmeter på 300 m2 per m
3. Därefter följer den sista av de tre luftade reaktorerna med
en yta på 210 m2 per m
3. Efterdenitrifikations reaktorn har 300 m
2 per m
3 och den sista
luftade reaktorn har en dimensionerad yta på 255 m2 per m
3. Totalvolymen på reaktorn är
5 790 m3. Vattendjupet är 6,5 meter.
RA-2 i Strömmen, norr om Oslo, och är en av Norges större anläggningar och byggdes mellan
åren 2001-2004 och är dimensionerad för över 86 200 PE (6037 kg BOD) enlig Veolia Water
& Technologies (2011d) och 160 000 PE enligt AnoxKaldnes referenslista från Neptune,
(2009). Anläggningen är insprängd i berget och byggd i glasfibertankar. Anläggningen har 4
parallella linjer med 6 reaktorer i varje linje, totalt 24 reaktorer. Anläggningen har en total
bärarmängd på 8 268 m3 K1 och totalvolymen av reaktorerna är 19 368 m
3. Kvävereduktionen
på anläggningen var 69 % som års medelvärde 2009 enligt NRVA (2011).
20
Parametrar involverade i MBBR teknologin 5.1
Det finns en rad parametrar som spelar en avgörande roll för hur processen kommer att
fungera. Parametrarna är svåra att separerar utan måste ses i ett helhetsperspektiv.
5.1.1 Reaktorstruktur
Utformning och strukturen på den individuella reaktorn spelar stor roll och avgör hydrauliken
i reaktorn. Reaktorstrukturen är viktig då den inverkar på framförallt om reaktorn kan
betraktas som totalomblandad eller inte. För reaktorprincipen ”tubreaktorn” kan så kallad
”kanalisering” innebära att uppehållstiden för viss mängd godtyckligt substrat som kommer in
i reaktorn, lämnar reaktorn långt mycket snabbare än vad den beräknade uppehållstiden
motsvarar. Med reaktorprincipen ”tankreaktorer” kan det uppstå något som kallas för ”döda
zoner”. Reaktorstrukturen spelar därför stor roll för hydrauliken, och påverkar en av de
viktigaste parametrarna, omblandning. Reaktorstrukturen i vertikalled, påverkar även om man
kan kalla processen för ”ytmässigt kompakt” eller inte. Förövrigt kan nämnas att i luftade
reaktorer påverkar djupet på reaktorn, syresättningen av avloppsvattnet.
5.1.2 Antalet reaktorer i serie
Antalet reaktorer i serie kommer att påverka utgående halter av substrat. För kvävereduktion
är sekvensering av biomassan viktig och varje processteg måste delas in i en individuell
reaktor. Bland de första anläggningarna som byggdes med kvävereduktion i Norge bestod
processen av flera reaktorer som var seriekopplade (mellan sex och nio). Visby har idag nio
seriekopplade reaktorer. Två reaktorer för fördenitrifikation, en reaktor med
fördenitrifikation/BOD, en reaktor för BOD oxidation, en reaktor för syrebegränsad
nitrifikation, en reaktor för ammonium begränsad nitrifikation, en deoxidations reaktor, och
slutligen två seriekopplade efterdenitrifikations reaktorer. GRYAAB har till exempel tre
seriekopplade reaktorer denitrifikations reaktorer. Detta på grund av tankseriemodellen.
5.1.3 Omblandning
Omblandning i MBBR reaktorer ska inte underskattas. Omrörning för att omblanda
bärarmaterialet i MBBR processer är ett komplext område. Det ska tilläggas att omblandning
påverkas av fyllnadsgrad och omblandnings förhållanden har troligen stor inverkan på MBBR
processer. Omblandning skall inte förväxlas med omrörning. Omrörning kan generera god
omblandning om omrörningen är tillräcklig. Omrörare ska vara skonsamma för bärarna, vilket
innebär hög finish och låga periferin hastigheter. Låg periferin hastighet innebär att omröranas
diameter måste vara stor för att generera samma omblandning. I luftade reaktorer ska detta
ske med luft, och då har reaktorstrukturen en stor betydelse. Omblandningen ska generera
homogenitet vilket innebär att utflödet i reaktorn är lika med koncentrationen i reaktorn. Om
endast luft genererar denna omblandning i större reaktorer är ytterst tveksamt. Det är tre
komponenter involverade i problematiken, det är omblandning av avloppsvatten,
omblandning av bärarna och genomströmning av avloppsvattnet genom bärarna. GRYAAB
valde en toppmonterad omrörare med en vikt på cirka tre ton och tre stycken sex meters
propellerblad på deras efterdenitrifikations anläggning på Ryaverket, troligen av en anledning.
21
5.1.4 Uppehållstid
Hur lång tid ett godtyckligt substrat som kommer in i reaktorn stannar i reaktor beror på
reaktorstrukturen och omblandningen. Det är viktigt att komma ihåg att detta är
flödesproportionellt och påverkas av volymen av reaktorn. Det hela kan beskrivas statistiskt
med en fördelning av uppehållstiden, en så kallade uppehållstidsfördelning. I icke ideala fall
kommer så kallad ”kanalisering” för aktivslam och biobädd att påverka och för MBBR
kommer så kallade ”genvägar” och ”döda” zoner att påverka. Hur bärarmaterialet påverkar
uppehållstiden är osäkert och antas variera med omrörningen.
5.1.5 Slamavskiljning
På bärarna växer en biofilm och denna biofilm måste förr eller senare släppa från bäraren och
separeras i ett efterföljande steg. Enligt Ødegaard (1999), är det bara överskottsbiomassan
som släpper från bärarna. Detta påverkar slamåldern och om inte slammet på bäraren släpper,
så växer bäraren igen. Det börjar diskuteras allt mer att man behöver installera tvättmaskiner
för att tvätta rent bärarna på biofilm på MBBR anläggningar i Sverige. Detta är ett sätt att
tvinga av slammet från bärarna.
5.1.6 Bärare
Bärarna består av plast. Det viktiga med bärarna är att de är hållbara i ett avloppsreningsverk,
har en densitet som gör att de inte sjunker eller flyter och inte har former som gör att de stör
en god omblandning. En annan inte helt oviktig del av bärarkonceptet är att den erbjuder en
viss yta som är skyddad från mekanisk nötning men inte av hydraulisk nötning. Den kanske
viktigaste parametern är att det finns genomströmning av avloppsvattnet genom bäraren så att
ytan med biofilm hela tiden förses med en kontinuerlig koncentration av substrat. Om bäraren
växer igen så är det ett dåligt tecken.
5.1.7 Biofilmsyta
Nästan hela konceptet kring MBBR och bärare kretsar kring den yta med biofilm som växer
på bärarna. Kommersiella bärare i Sverige har en yta mellan 500 och 1 200 m2 per m
3 med
100 % fyllnadsgrad. Det finns idag några bärarmaterial som påstås generera en yta på över
1000 m2 per m
3. Det troligen mest extrema bärarmaterialet ligger på 3000 m
2 per m
3 och
påstås att med 100 % fyllnadsgrad kunna oxidera 400 kg BOD5 per m3 och dag enligt Mutag-
biochip (2011). En svensk 10 000 PE anläggning skulle med det resonemanget och låt oss
säga 50 % fyllnadsgrad oxidera allt BOD på cirka 3 m3. Vilken yta som är praktisk att
tillgodoräkna sig med bärarna är svår att uppskatta.
5.1.8 Nedbrytningshastigheterna
Man kan säga att nedbrytningshastigheten beror på en funktion mellan hur snabbt
mikroorganismerna bryter ner substrat och hur pass stor tillgång bakterierna har på substrat.
Detta brukar länkas till en hastighet per ytenhet. Förhållandet mellan hastighet och
bärarmaterialets teoretiska yta är inte linjärt i praktiken. Hastigheter som brukar antas bör
betraktas med viss skepsis.
22
MBBR reaktorns funktionsbeskrivning 5.2
Följande är en mycket kort generalisering över hur dominerande faktorer inverkar på MBBR
reaktorns kapacitet.
5.2.1 Reaktorn
Det finns tre vanligt förekommande reaktormodeller som kommer ge skilda lösningar av
beräkningar vid dimensionering, merparten baserad på Warfvinge (2010).
1. Tankreaktorn (eng. Continues Stirred Tank Reactor, CSTR)
2. Satsreaktor (eng. Sequenced Batch Reactor, SBR)
3. Tubreaktorn (eng. Plug-flow reactor, PFR)
Inom vattenrening förekommer olika former av reaktorer och samtliga reaktormodeller
beskriva olika reningsfilosofier. För MBBR är det bara en av de tre modellerna tillämpbar, det
är en reaktorkonstruktion som efterliknar CSTR. Aktivslamanläggningar, framförallt med
kvävereduktion utformas oftast för att efterlikna PFR, vilket innebär oftast långa, smala
bassänger. SBR är en inte allt för ovanlig reaktorprocess på många avloppsreningsverk med
aktivslam. En process kan beskrivas stökiometriskt med massbalanser, och därefter måste
någon form av kinetisk modell antas. För reaktorer kan en ”ideala” reaktormodell beskriva
reaktorns beteende. I verkligheten är det ibland långt ifrån idealt och därför har det utvecklas
en rad modeller för att beskriva dessa ”icke ideala” reaktorer. För ett icke idealt system brukar
Dispersionsmodellen antas för PFR och Tankseriemodellen brukar antas för CSTR.
Dispersionsmodellen styrs av en produkt av Reynolds tal och Schmits tal som bildar Péclets
tal. Tankseriemodellen styrs av antalet seriekopplade reaktorer, vilket kan approximeras vid
ett stort antal reaktorer som PFR. På samma sätt kan PFR approximeras av CSTR då Péclets
tal är mycket litet. Därefter styrs reaktorerna av kinetiska modeller, som bland annat omfattar,
diffusions- och temperaturvariabler samt omblandning, vilket är olika för de olika reaktorerna.
PFR ska till exempel inte vara omblandad i alla riktningar till skillnad från CSTR. Både
CSTR och PFR beskriver gränsmodeller, det vill säga helt ideala system. I system där det
finns en stor avvikelse mellan de båda reaktormodellerna blir skillnaderna mellan de olika
reaktorerna stor. Reaktorer som beskriver PFR och en CSTR kan ses i Figur 10.
Figur 10: Reaktormodellerna PFR och CSTR från Warfvinge (2010).
23
5.2.2 Hydraulik
Man kan generellt se på reaktorhydraulik som hur reaktorn hanterar godtyckliga ämnen samt
hur dessa förhåller sig över tid i reaktorn. MBBR är ett komplicerat system med flera
komponenter involverade då bärarna påverkar och påverkas av hydrauliken. Oftast pratar man
om den hydrauliska uppehållstiden (eng. Hydraulic Retension Time, HRT) som kan beskrivas
som den tid ett godtyckligt ämne uppehåller sig i tanken, och kan ses i ekvation [2].
HRT Hydraulisk uppehållstid (timmar).
V Volym (m3).
Q Flöde (m3 per timme).
Med CSTR kommer ett ytterligare hydraulisk problem in, nämligen att uppehållstiden i
reaktorn måste beskrivas som en statistisk fördelning om reaktorn inte är ideal. Detta kallas
för uppehållstidsfördelning (eng. Hydraulic retension time distribution, RTD).
5.2.3 Massbalanser
Hur ämnen uppehåller sig och reagerar kan beskrivas av en massbalans under stationära
förhållanden enligt följande:
Där massbalansen för en CSTR ser ut enligt ekvation [3]:
Och för PFR är massbalansen enligt [4]:
( )
Där:
Q Flöde (m3 per tidsenhet)
V Volym (m3)
cin Inkommande koncentration (g per m3 och tidsenhet)
cA Utgående/Inneboende koncentration (g per m3 och tidsenhet)
r Nedbrytningshastigheten (g per m3 och tidsenhet)
24
5.2.3.1 Tubreaktorn (PFR).
I en Tubreaktor kommer avloppsvattnet in i ena änden av reaktorn med en viss koncentration
och reagerar längst reaktorns längd och lämnar reaktorn med en annan koncentration. Längst
reaktorn är koncentrationen genomlöpande heterogen. Uppehållstiden kan då bland annat
beskrivas med ämnenas hastighet genom reaktorn. En del aktivslam anläggningar kan
beskrivas med denna reaktor modell. Även biobäddar kan beskrivas med denna
reaktormodell.
5.2.3.1.1 Ideal PFR
Reaktorn kan beskrivas i ett stationärt förhållande med massbalanser enligt följande formel:
Där F står för flux och kan beskrivas som ett flöde med en viss koncentration Q*c:
( )
Efter division med Q ges:
Detta innebär i praktiken att koncentrationerna är i utgående flöde lika med
reaktionshastigheten som en funktion av uppehållstiden.
Reaktorn kan även beskrivas med avseende på reaktor längden:
Där koncentrationen i utgående vatten beskrivs som en funktion av reaktionshastigheten och
hastigheten genom reaktorn och som varierar med längden på reaktorn.
Slutligen kan även reaktorn beskrivas efter volym:
Där reaktionshastigheten utmed en viss volym resulterar i en viss koncentration vid ett visst
flöde.
25
5.2.3.1.2 Omvandlingskapacitet
Omvandlingskapaciteten ser ut enligt följande:
Om flödet är relativt stabilt och flöde in reaktorn kan betraktas som oföränderligt över rimlig
tid så Qin=Qut medför det att:
Om utgående koncentrationer beskrivs som:
∫
∫
Då kan omvandlingen beskrivas som
Figur 11 visar en aktivslam process utformad för att efterlikna PFR.
Figur 11: Tom aktivslam reaktor på Nykvarnsverket i Linköping 2011. Foto av Lustig (2011).
26
5.2.3.2 Tankreaktor, (CSTR)
En ideal Tankreaktor beskriver en totalomblandad volym där utflödet är lika med den mer
eller mindre homogena koncentrationen inne i reaktorn. Med det anses omblandningen vara så
kraftig att inkommande koncentrationer mer eller mindre, fördelar sig jämt över hela
volymen. CSTR principen beskrivs antingen som en reaktor eller flera i serie. Nackdelar med
denna reaktorprincip är att reaktorn har lägre omsättningsgrad än vad en PFR har och arbetar
vid lägre och homogena koncentrationsnivåer. För att överkomma nackdelarna måste
seriekoppling tillämpas.
5.2.3.2.1 En enskild ideal tankreaktor
En ideal tankreaktor har ett antal systemegenskaper som framförallt karakteriserar
hydrauliken, ingående koncentrationer och uppehållstiden. Vid konstant flöde kan systemet
mer eller mindre karakteriseras av fyra egenskaper, nämligen inkommande koncentrationer av
substratet, flödesvolymen, reaktorvolymen och nedbrytningshastigheten.
En massbalans kan skrivas enligt följande vid stationärt tillstånd:
Där r står för reaktionshastigheterna, och kan beskrivas som nedbrytning
( )
( )
Där slutligen kan brytas ut och beskriver koncentrationen i tanken som är det samma som
utgående koncentrationer.
Q Flöde (m3 per tidsenhet)
cin,A Koncentrationen i inkommande (g A per m3)
cut,A Koncentrationen i utgående (g A per m3)
k Reaktionshastigheten (tidsenhet-1
)
HRT Hydraulisk uppehållstid (tidsenhet)
V Volym (m3)
27
Man kan alltså beskriva modellen att utgående koncentrationer är den samma som den
homogena koncentrationen i reaktorn och beror på inkommande koncentrationer, tillsammans
med funktion av reaktionshastigheten och den hydrauliska uppehållstiden.
5.2.3.2.2 Omvandlingskapacitet
Omvandlingskapaciteten ser ut enligt följande
Om flödet är relativt stabilt och flöde in reaktorn kan betraktas som oföränderligt över rimlig
tid så Qin=Qut medför det att:
Då kan omvandlingen beskrivas, vid första ordningens reaktion som:
Figur 12 visar utformning ett av de tre bladen på GRYAABs denitrifikations anläggning på
Ryaverket, visualiserar behovet av rejäl omblandning.
Figur 12: CSTR lik reaktor på Ryaverkets denitrifikationsanläggning. Foto från GRYAAB
(2011).
Som kan ses i Figur 12 utformas oftast tankreaktorer med topmonterade omrörning.
28
Kinetik 5.3
Kapaciteten i en reaktor beskrivs oftast som en viss mängd nedbrutet substrat, antingen
reducerat substrat som organiska föreningar eller ammonium per tidsenhet eller eventuellt
som den hastighet som oxidationsmedlet konsumeras med. Till exempel nitrat eller syre under
en viss tidsperiod, till exempel per timme eller per dygn. Hastigheten beskrivs då oftast av
någon form av kinetisk modell.
5.3.1 Mikrobiologisk kinetik
Ett antal processer måste synkroniserat fungera i den metabola processen som styr bakteriers
förmåga att bryta ner substrat. De övergripande funktionerna är följande:
1. Transport av substrat till bakterien.
2. Upptagningsförmågan av substrat av bakterien
3. Nedbrytning av substratet via metabola processen inne i bakterien.
Vid dimensionering av MBBR processen kan man dock begränsa det hela genom att beskriva
flödet av substratet in till bakterierna via biofilmen och konstatera att om substrat finns
tillgängligt så bryter bakterierna ner substratet med en viss hastighet, det vill säga:
1. Transport av substrat till bakterierna via diffusion genom biofilmen
2. Nedbrytningshastigheten för substratet i bakteriekulturen, när substratet väl finns
tillgängligt
Nedbrytningshastigheten kan sedan beskrivas som en mängd av substrat som kan brytas ned
per ytenhet. Oftast brukar man anta en kinetisk modell där nedbrytningshastigheten beror på
en koncentration av substrat och en konstant. Koncentrationsberoendet har en viss reaktions
ordning och kan begränsas till två extremfall:
1. Vid låga substrat koncentrationer beror hastigheten på substrat koncentrationen, vilket
medför 1:a ordningen.
2. Vid höga koncentrationer (full tillgång på substrat) arbetar cellerna oberoende av
substratkoncentrationen vilket innebär 0:e ordningen.
5.3.1.1 Reaktionsordning
Reaktionsordningen kan beskrivas som en förenkling av Monotod’s kinetik, som beskriver
bakteriers tillväxt där den första delen av kurvan representerar första ordningens
reaktionskinetik. I den andra delen av kurvan beskrivs reaktionsordningen mer eller mindre av
noll-ordningens reaktionskinetik. Reaktionsordningen ligger dock i en biofilmsanläggning
troligen oftast mellan halva och första ordningens reaktionskinetik.
Nedbrytningshastigheten kan beskrivas som ekvation [5] enligt följande funktion enligt
Rusten et al. (2006).
29
Där:
Står för nedbrytnings eller omvandlingshastigheten i (g A per m2 och dag).
kA Står för den specifika hastighetskonstanten (dag-1
).
SA Beskriver koncentrationen inne i biofilmen (g A per m3)
N Beskriver reaktionsordningen som troligen ligger någonstans mellan ½ och 1 för
MBBR reaktorer.
Vid noll-ordningen reaktionskinetik beror systemet endast på den specifika hastighetskonstant
enligt:
Och där första ordningen beskrivs av:
5.3.2 Biofilms penetrationsdjup av substrat
Masstransport in och ut ur biofilmen sker nästan uteslutande av diffusion. Biofilmen kan då
beskrivas av ett uttryck som beskriver substratets relativa förmåga att nå in i biofilmen, så
kallade, biofilmens penetrationsgrad, β, som är dimensions lös. Penetrationsdjupet kan
beskrivas enligt ekvation [6].
√
Där:
β Penetrationsgraden
D Beskriver diffusionen (m2 per d)
SN Beskriver koncentrationen i biofilmen (g per m3)
kN Beskriver hastighetskonstanten (gram per m3och d)
L Beskriver biofilmens djup (tjocklek) (m)
Penetrationsgrad kan beskrivas som hur djupt substrat penetrerar biofilmen i förhållande till
biofilmsdjupet självt.
30
Man kan utrycka tre förhållanden som beskriver olika scenarier:
1. I en tjock eller ”partiellt utnyttjad” film når inte substratet in till de bakterier som
lever längst bärarväggen. Dessa bakterier riskerar svält, vilket kan leda till att
biofilmen lossnar. Penetrationsgraden är då β < 1. Det vill säga, biofilmen är inte fullt
penetrerad av substratet. Reaktionsordningen (N) ligger mellan 0 och 1 (0<N<1).
Bakterierna i biofilmen kan själva skapa en gradient, så kallad extern masstransport.
Detta uppstår då bakterier bryter ned substratet snabbare än vad substratet kan
transporteras in i biofilmen. Detta leder till att den bakteriella nedbrytningen skapar en
drivande diffusion, riktad in mot bärarmaterialet. Detta gör att nedbrytningens
hastighet just begränsas av denna gradient., dvs. β < 1, vilket resulterar i att
reaktionskinetiken ser ut enligt följande enligt Rusten et al. (2006).
2. I en tunn, fullt utnyttjad biofilm är β > 1, det innebär att det finns gott om substrat för
alla bakterier i biofilmen, oavsett om bakterierna lever djup ner i biofilmen. Detta
resulterar i att reaktionskinetiken är oberoende av substrat koncentrationen och är i
stället beroende av penetrationsdjupet självt:
3. Ett fall där en biofilm är ”exakt” penetrerad får β =1.
Nedbrytningen i biofilmerna på bärarmaterialet kan beskrivas av samtliga fall, och varierar
över tiden beroende på biofilmens tjocklek, och substratets koncentration i bulken. Men
troligen dominerar det första fallet under kontinuerlig drift i en MBBR anläggning. Även
gränsskikt, turbulenta eller laminära sådana, kan ställa till det i avseende på
penetrationsdjupet i biofilmen, vilket försvårare diffusionen. Dock kompliceras det hela
radikalt med att nedbrytningen i biofilmerna oftast måste beskrivas som en oxidationsprocess
och en reduktionsprocess. Denna problematik beskrivs med tvåkomponentsdiffusion
5.3.2.1 Två komponents diffusion
Då avloppsrening är en form av redoxprocess så kräver det två substrat. Ett av substraten
kommer då att agera som oxidant. I biologisk rening är det syre (O2) som oxiderar organiskt
material (BOD) till koldioxid (CO2) och ammonium (NH4-N) till nitrat (NO3-N). I
denitrifikationsprocessen är det nitrat (NO3-N) som till exempel metanol (CH3OH) eller
etanol (C2H5OH) som är det reducerade substratet. Det substrat som är begränsande för
reaktionshastigheten kommer vara det substrat som är begränsade för processen. Detta
substrat är det substrat som har lägst penetrationsgrad, eller med andra ord, kortast
penetrationsdjup. Det går att beskriva vilket av substraten som kommer att penetrera längst in
i biofilmen. Det substrat som penetrerar kortast av de båda kommer då att vara
hastighetsbegränsande enligt Henze et al., (2002).
31
√
√
Man kan sen konstatera att om < kommer oxidanten vara den begränsade substratet,
tillexempel att syrekoncentrationen kan öka, samtidigt som det kommer ge ökad potential till
högre nedbrytningshastigheter i biofilmen. Det omvända gäller om > , då kommer det
reducerade substratet vara den begränsande faktorn. I detta fall gäller det att det oxiderande
substratet kan ökas men påverkar inte kapaciteten i biofilmen.
Processkonfigurering 5.4
5.4.1 Processkonfigurering för MBBR reaktorer
Vad gäller processen kan man se MBBR processen från två perspektiv:
1. Var MBBR processen kommer in i avloppsreningsverket
2. Hur MBBR processen är konfigurerad
De två huvudalternativen för MBBR reaktorerna är:
1. Luftad reaktor, där luft idag står för omblandningen
2. Oluftad reaktor, där omrörare (mixer) genererar omblandningen
Här kan man urskilja tre olika processer:
1. Oxidation av organiska ämnen, (BOD reduktion)
2. Oxidation av ammonium, (Nitrifikation)
3. Kvävereduktion, (Denitrifikation)
Här är reduktion av organiska ämnen precis samma process som oxidation av ammonium. I
traditionell aktivslam (enligt principen PFR) kan detta byggas som en bassäng, i en MBBR
måste dessa steg separeras, det vill säga i minst två separata reaktorer. Anledningen till detta
är att de två bakteriegrupper som är involverade i denna process konkurrerar om samma
oxidationsmedel, det vill säga syre. I en biobädd, som också påminner om en vertikal PFR
sker denna övergång på ett annat sätt. Nitrifikationsprocessen i MBBR anläggningar handlar
om en form av sekvensering av biomassan vilket skiljer sig kraftigt från tillexempel
aktivslam. Processen kan sedan konfigureras som enskild variant eller som en kombination av
två eller alla tre processer. Inom anläggningar med kvävereduktion med MBBR, brukar minst
tre steg ingå:
1. Oxidationssteg för organiska ämnen, (BOD oxidation)
2. Oxidationssteg för oxidation av ammonium till nitrat (Nitrifikation)
3. Reduktionssteg för nitrat (Denitrifikation)
32
Denitrifikation kan framförallt delas in tre varianter:
1. Fördenitrifikation med intern kolkälla utan eller med tillsats av extern kolkälla.
2. Efterdenitrifikation med tillsats av extern kolkälla.
3. Separat denitrifikation med tillsats av extern kolkälla
Vidare kommer frågan om antalet reaktorer, alltså antalet reaktorer i serie per delsteg.
5.4.2 MBBR för oxidation av organiska föreningar
Många av anläggningarna i Sverige med MBBR använder reaktorn primärt för att enbart bryta
ner organiskt material. Det innebär att processen kommer in som biologiskt behandling efter
förbehandlingen och bioslammet som bildas i processen separeras i efterföljande steg. Ingen
slamretur förekommer. Processen är luftad och bärarna omrörs med luft. Eventuell
försedimentering och förfällning kan påverka driftresultatet. Nedbrytningshastigheten är hög,
i jämförelse med nitrifikation.
5.4.3 MBBR för oxidation av ammonium
Om anläggningen är till för nitrifikation ska ett förgående steg avskilja BOD tillgängligt för
heterotrof tillväxt. Anledningen är att det bör genereras förhållanden som missgynnar
heterotrofer i efterkommande steg. Autotrofer lever nära väggen av bärarmaterialet och täcks
av ett lager av heterotrofa bakterier som snabbt konkurrerar ut autotroferna om för mycket
tillgängligt BOD når reaktorn. Om koncentrationen av BOD är för hög i MBBR reaktorerna
som är till för nitrifikation, konkurreras autotroferna ut av heterotroferna och nitrifikationen
reduceras.
5.4.4 MBBR för denitrifikation
Denitrifikations processen, måste separeras i de två varianterna för- och efterdenitrifikation.
Även en tredje process som liknar efterdenitrifikation skall separeras från de övriga två och
kallas i detta examensarbete ”separat denitrifikation”.
5.4.4.1 Separat denitrifikation
Separat denitrifikation är separerad från den övriga biologiska processen via ett
separationssteg, oftast en sedimentering. Detta är vanligt i processer som föregås av
aktivslam. Nackdelarna är att separat denitrifikation kräver en kolkälla då kol konsumeras i
förgående steg och att fosforbrist kan uppstå, vilket innebär att man måste dosera fosfor. En
annan fördel är de låga koncentrationer av suspenderat material som kommer till processen
och produceras i processen.
5.4.4.2 Fördenitrifikation i MBBR
Fördenitrifikation i MBBR, är mycket speciell och det finns två orsaker till detta. Dels saknar
MBBR processen en slamretur, vilket innebär att nitratreturen måste vara högre om samma
mängd nitrat ska recirkuleras tillbaks till denitrifikationssteget. I en aktivslam kan
recirkulationen av nitrat ske både genom slamreturen eller från framförallt nitratreturen från
33
nitrifikationsdelen. För det andra arbetar kommersiella MBBR anläggningar med en högre
syrekoncentration än motsvarande aktivslamanläggningar vilket gör att deoxidation är en
mycket viktig komponent i processen. Denitrifikationshastigheten beror på koncentrationen
av inkommande lättnedbrytbart kol. När reduktionskapaciteten behöver ökas, så ökas
recirkulationsgraden, men detta kommer att medföra att de redan korta uppehållstiderna,
sjunker och inkommande koncentrationer av lättnedbrytbart kol blir utspädda.
Andelen kväve som kan reduceras bestäms av recirkulationgraden r, det vill säga
multiplikatorn till den volym inkommande vatten som recirkuleras tillbaks till
fördenitrifikationen. Det bestämmer den fraktion av nitrat som blir tillgänglig för
denitrifikation enligt ekvation [7] från Ødegaard (1992).
( )
Formeln kan visualiseras enligt Figur 13.
Figur 13: Den teoretiska reduktions potential av producerad nitrat styrs i processen av
recirkulationsgraden.
Som kan ses i Figur 13 ökar den procentuella mängden nitrat som recirkuleras tillbaks i
processen med ökad recirkulationsgrad.
5.4.4.3 Efterdenitrifikation
Fördelarna med efterdenitrifikation i MBBR är att allt nitrat flödar igenom
denitrifikationsprocessen och att inga recirkulationsströmmar krävs som i fördenitrifikation.
Den har därmed ingen inbyggd begränsning vad gäller reduktionskapacitet. Nackdelen är att
en kolkälla krävs för att denitrifiera och sänka koncentrationerna av syre som är höga efter
nitrifikationsreaktorn. Fördelarna är att hastigheterna är högre och kan styras genom tillsats av
extern kolkälla.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4
Po
tenti
ell
pro
centu
ell
nit
rat
redukti
on
Recirkulationsgrad
34
Dimensionering av MBBR anläggningar 5.5
De studerade anläggningarna har dimensionerats på olika sätt, med avseende på belastning,
fyllnadsgrad och process uppbyggnad. Skillnaderna är individuella med avseende på person,
konsultbolag och entreprenör. Följande beskrivning är kraftigt generaliserad.
5.5.1 Trolig processdimensionering av MBBR reaktorer i Sverige
Varje enskild MBBR reaktorn är troligen dimensionerad enligt följande princip:
1. Först bestäms reaktorns belastning av substratet SA.
2. Sen uppskattas en nedbrytningshastighet per ytenhet .
3. Då man dividerar belastningen av substrat med nedbrytningshastigheten, fås en yta
(m2) av biofilm AB som behövs dagligen för att bryta ner belastningen av substratet.
4. Ett bärarmaterial väljs med en specifik yta (m2 per m
3). Ytan är individuell och
specifik för bärarmaterialet.
5. Då man dividerar nödvändig biofilmsyta (m2) med bärarmaterialets specifika yta (m
2
per m3) fås mängden bärarmaterial (m
3), eller rättare sagt en volym av bärarmaterial
.
6. Där man har byggt i befintliga volymer så har fyllnadsgraden blivit ett resultat av
volymen nödvändigt bärarmaterial (m3) dividerat med tillgänglig reaktorvolym
(m3).
35
Kapaciteten i MBBR har generellt beskrivits som en nedbrytningshastighet per ytenhet
biofilm, vilket betyder att kapaciteten kan beskrivas som proportionell mot ytan. Beroende på
process styrs hastigheterna sen av olika faktorer.
I en MBBR anläggning har kapaciteten mer eller mindre bedömts varit en linjär
funktion mellan ytan biofilm (m2) och nedbrytningshastigheten (gram per m
2 och dag).
Med detta sätt att se på MBBR reaktorn finns det vissa risker vid dimensionering av MBBR
reaktorer.
Hela den ovanstående process filosofin kan summeras i princip endast två egenskaper.
1. Den specifika biofilms yta per reaktorvolym (m2 per m
3)
2. Den homogena nedbrytningshastigheten av det reducerade eller oxiderade
substratet per ytenhet (gram SN per m2 och dygn)
Ytan i en reaktor kan förändras (ökas) i princip bara på två sätt:
1. Mer bärarmaterial (m3)
2. Nytt bärarmaterial med större specifik yta per volyms enhet (m2 per m
3)
Förenklat kan man se det hela som en massbalans, som ser ut enligt följande vid stationärt
tillstånd:
Vilket genererar följande:
Om Qin anses vara densamma som Qut genererar det en bärarvolym VB:
( )
36
Där:
Flödet (m3)
Koncentrationen i inkommande vatten (gram A per m3).
Koncentrationen i utgående vatten (gram A per m3).
Reaktionshastigheten, eller rättare sagt nedbrytningshastigheten av substrat eller
oxidationsmedel (gram A per m2 och dag).
Biofilmens yta per reaktorvolym (m2 per m
3).
Bärarvolymen (m3).
5.5.2 Oxidation av organiskt material
BOD oxidation kan troligen beskrivas som normalt BOD nedbrytning i en biofilm, dock kan
noteras att belastningen troligen ska vara låg då detta minimerar risken för igenväxning av
bärarna. Bärarmaterialet bör också ha stora hålrum för att öka genomströmningen genom
bärarmaterialet. Ødegaard (1999) har beskrivit resultat från anläggningar med oxidation av
organiskt material. Rusten et al. (2006) menar dock på att varken kapacitet, belastning eller
nedbrytningshastigheter har haft någon större prioritet för forskning kring MBBR.
5.5.3 Nitrifikation
Nitrifikationskapaciteten kan beskrivas av tre faktorer i en MBBR anläggning:
1. Den specifika biofilmsytan per volymenhet (m2 per m
3)
2. Nedbrytningshastigheten av ammonium (gram A per m2 och dag)
3. Uppehållstiden i reaktorn (timmar)
Kapaciteten i biofilmen, påverkas av ett antal olika parametrar, som tillexempelvis
temperatur, alkalinitet, TSS och biofilmens historia enligt Rusten et al. (2006). De viktiga
parametrarna är:
1. Koncentrationen av organiska föreningar (gram BOD7 per m3)
2. Koncentrationen löst syre i avloppsvattnet (gram DO per m3)
3. Koncentrationen av ammonium i avloppsvattnet (gram TAN per m3)
Hastigheten beror på en rad faktorer men kan beskrivas av framförallt tre parametrar.
1. Temperatur på avloppsvattnet (°C)
2. Syrekoncentrationen i vattnet (gram DO per m3)
3. Diffusionsmotståndet för syre genom det heterotrofa lagret av bakterier som kan
beskrivas som ett koncentrationsbortfall (gram O2 per m3).
37
5.5.3.1 Reaktionshastigheten för nitrifikation
Reaktionshastigheten i en MBBR anläggning kan beskrivas enligt ekvation [8] enligt Rusten
et al. (2006):
Står för reaktionshastigheten i (g NH4-N per m
2 och dag).
kA Reaktionshastighetskonstant, och ligger runt 0,5 d-1
enligt Rusten et al. (2006).
SA,O2 Beskriver nitrifikation under begränsning av syre (mg O2 per L).
SA,NH4 Beskriver nitrifikation under begränsning av ammonium (mg NH4-N per L).
N Reaktionsordningen som ligger troligen runt 0,7 enligt Hem och Rusten (1994)
och Rusten och Hem (1995a)
Den hastighetsbegränsande nedbrytningen av ammonium kan beskrivas av antingen
ammoniumkoncentrationen i vattnet eller syrehalten, och kommer att vara det lägsta värde av
1 och 2 enligt Simonsen (2008):
1. SN kan beskrivas som en funktion av syrehalten i avloppsvattnet, enligt ekvation [9]
beskrivet av Simonsen (2008):
( ⁄ )
2. SN kan beskrivas som en funktion av ammonium koncentrationen, (eng. Total
ammonium nitrogen, TAN).
DODIM Beskriver den dimensionerade syrekoncentrationen i
avloppsvattnet (mg O2 per L). Eller rättare sagt den verkliga
syrehalten i avloppsvattnet under drift.
DODEP Beskriver den koncentration då syre konsumeras av det heterotrofa
lager av biofilm och ligger runt 0,5 mg O2 per L för låga
koncentrationer av SBOD och ökar upp till 2,5 mg O2 per L för
koncentrationer av SBOD5 runt 1,5 mg per L enligt Rusten och
Hem (1995a) Noterbart är att detta är med avseende på en högre
temperatur, än vad som är normalt i svenska avloppsreningsverk.
(DO/NH4-N)TRANS Beskriver förhållandet mellan syre (DO) och totala ammonium
koncentrationen (TAN) och bestämmer vilka av de båda substraten
som är hastighetsbegränsande. Om organiskt material är
frånvarande är förhållandet 3,2 enligt Szwerinski och Arvin
(1986).
38
5.5.3.2 Temperatur
Temperaturen har en stark inverkan på nitrifikationshastigheten under framförallt
syrebegränsade förhållanden och kan beskrivas efter en Arrhenius liknade ekvation, enligt
ekvation [10] enligt Rusten et al., (2006):
Reaktionshastighets konstant vid T2
Reaktionshastighets konstant vid T1
ӨT Beskriver temperaturkoefficienten, ӨT=1,06 enligt Ødegaard
(1992) och ӨT=1.09 enligt Rusten och Hem (1995a).
T1 Temperaturen vid T1 (°C).
T2 Temperaturen vid T2 (°C).
Om reaktionskonstant kan man konstatera att den sjunker när den organiska belastningen
(SBOD) eller den suspenderande halten av partiklar (TSS) ökar. Detta beror på att
förhållandet mellan heterotrofer och ammoniumoxiderande autotrofa bakterier förändras då
detta förhållandena gynnar heterotroferna enligt Rusten et al. (2006). Reaktionskonstant
sjunker även om biofilmens alkalinitet sjunker enligt Rusten et al. (2006).
Temperaturberoende har studerats ingående för nitrifikation i MBBR processer av Salvetti et
al. (2006).
Ovanstående formler kan beskrivas visuellt enligt Figur 14 under syrebegränsande
koncentrationer. I Figur 14 ses syrekoncentrationens inverkan på nitrifikationshastigheten vid
( ⁄ )
=0,5 mg per L
Figur 14: Visar de teoretiska nitrifikationshastigheterna vid olika temperaturer och syre
koncentrationer med avseende på mycket låga halter av TSS och BOD.
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
1,4
1,6
1,8
2 3 4 5 6 7 8 9
g N
H4-N
per
m2 d
ag
Syrekoncentration (mg per L)
10 grader
11 grader
12 grader
13 grader
14 grader
15 grader
16 grader
39
Figur 14 visualiserar teoretiskt reduktionshastighet av ammonium per kvadratmeter i
bärarmaterialeten vid låga BOD och TSS koncentrationer och vid olika syrekoncentrationer
och temperaturer.
5.5.4 Denitrifikation
Nedbrytningshastigheten av nitrat påverkas i princip av tre parametrar som skiljer sig från
nitrifikationen, och dessa är:
1. Syrekoncentrationen i avloppsvattnet (g O2 per m3).
2. Nitratkoncentrationen i avloppsvattnet (g NO3-N per m3)
3. Mängden lättnedbrytbart BOD i form av SBOD (g SBOD per m3).
Det mycket viktigt att skilja på fördenitrifikation med intern kolkälla och efterdenitrifikation
med extern kolkälla. Mycket låga syrekoncentrationer är mer eller mindre avgörande för att
processen skall fungera. Man bör konstatera tre saker.
1. I fördenitrifikation kommer endast en delmängd nitrat återföras till reaktorn för att
undergå denitrifikation.
2. I efterdenitrifikation passerar allt nitratrikt avloppsvatten denitrifikation, så vidare inte
bara en delström behandlas i denitrifikationen.
3. Vid efterdenitrifikation kan hastigheten styras genom tillsats av extern kolkälla.
4. Vid separat denitrifikation är koncentrationerna av syre och TSS lägre än vid
efterdenitrifikation.
Denitrifikations hastigheten kan vara hög vid rätta förhållanden och då användandet av extern
kolkälla sker.
Dimensionering av MBBR anläggningar har beskrivits av bland annat både Ødegaard (1992)
och Rusten et al. (2006).
Bärarmaterial 5.6
Tabell 1 visar ytan på de vanligaste bärarmaterialen på den svenska marknaden. Dessa
marknadsförs uteslutande av företaget AnoxKaldnes.
Tabell 1: Yta på de vanliga bärarmodellerna vid 100 % fyllnadsgrad.
Bärare Yta (m2/m
3)
K1 500
K1 Heavy 500
K3 500
Biochip-P 900
Biochip-M 1 200
40
41
6 Inventeringen av MBBR anläggningar i Sverige
Inventeringen har gjorts via framförallt miljörapporter från Naturvårdsverkets databas SMP.
En del anläggningar har även hittats genom att personal som kontaktats på anläggningar med
MBBR-teknologin har känt till andra anläggningar med samma process. AnoxKaldnes
refererar officiellt via deras hemsida endast till ett fåtal anläggningar som använder sig av
deras bärarmodeller.
Anläggningarna är byggda av ett fåtal konsultbolag. Idag säljs anläggningarna framförallt av
VA-Ingenjörerna Renare Vatten AB. Även Purac, idag en del av Läckeby Water Group har
byggt flera anläggningar.
Det är högst troligt att bara bärarmaterial från AnoxKaldnes används. Tidigare användes
framförallt bärarmodellerna K1, K1 Heavy och K3. I några fall har den idag utgångna
bärarmodellen K2 används. Sedan AnoxKaldnes införde Biochipen i mitten av förra
decenniet, har ett fåtal anläggningar provat denna bärare i rena MBBR anläggningar. Dessa
bärare har extremt stor yta per volyms enhet och är framförallt framtagna för nitrifikation.
Annars är Biochipen framförallt utvecklad hybridprocessen. Chipen finns idag i två varianter,
Biochip-P och Biochip-M. En mindre inventering av de industriella anläggningarna i Sverige
visar att processen är förvånansvärt utbredd på många större industriella anläggningar, samt
att de verkar använda ett helt annat bärarmaterial än de kommunala anläggningarna.
Bärarmaterialet som används på de industriella anläggningarna verkar uteslutande vara en
modell som kallas AnoxKaldnes Natrix.
MBBR anläggningarna kan byggas med en stor variation av olika processkonfigurationer,
vilket bör framförallt separeras in i oxidationsanläggningar för organiska föreningar eller
ammonium. Kväveavskiljningsanläggningar inkluderar även mekaniskt omrörda reaktorer.
Bland kväveavskiljningsanläggningar är konfigurationen betydelsefull och urskiljning av
olika processer som fördenitrifikation, efterdenitrifikation och separat denitrifikation har skett.
Anläggningar med MBBR för kommunalt avloppsvatten i Sverige 6.1
I Sverige finns det troligen ett femtiotal anläggningar med MBBR för kommunalt
avloppsvatten. Merparten av dessa anläggningar är till för att oxidera organiska föreningar,
och merparten av dessa är under 10 000 PE. För kvävereduktion finns det färre anläggningar
som använder sig av MBBR teknologin, och här är troligen den största anläggningen Visby
avloppsreningsverk på Gotland med en dimensionerad belastning på 60 000 PE. Det finns
troligen sju anläggningar som har någon form av specialprocess med bärarmaterial, i form av
rejektvattenbehandling, hybridprocess, eller ANNAMOX. Listan i Tabell 2 skall inte ses som
heltäckande, eller officiell för MBBR teknologin i Sverige och baseras delvis på listor som
går att finna på nätet via Biomedia (n.d) och Neptune (2009). Data över volymerna är osäkra,
och storleken ska inte direkt kopplas till vad MBBR anläggningen är dimensionerad för.
42
Tabell 2: Kända kommunala anläggningar i Sverige med MBBR-teknologin.
Anläggning Kommun År Storlek
PE
Reaktor
volym m3
Kommentar
Farstorp Vetlanda 1994 200 22 BOD ox
Saleboda Karlskrona 1994 700 22 BOD ox
Vrigstad Sävsjö 1994 2 300 114 BOD ox
Munkedal Munkedal 1995 7 000 230 BOD ox
Spiken Lidköping 1995 900 35 BOD ox
Deje Forshaga 1996 4 200 100 BOD ox
Hallabro Ronneby 1997 300 14 BOD ox
Linneryd Tingsryd 1997 500 80 BOD ox
Skeppshult Gisvlaved 1997 600 30 BOD ox, Nedlagd
Ekebro Bjuv 1997 16 000 171 Separat denitr.
Pinan Öckerö 1997 14 000 558 N-red, Efterdenitr.
Klagshamn Malmö 1998 90 000 1 100 Separat denitr.
Burgsvik* Gotland 1998 2 000 45 BOD ox
Ljusdal Ljusdal 1998 12 500 56 BOD ox
Brandholmen Nyköping 1998 50 000 3 600 N-red, Fördenitr.
Sjölunda Malmö 1998 375 000 6 230 Separat denitri.
Strängnäs Strängnäs 1998 25 000 1 233 Kvävered., Efterdenitr.
Margretelund Österåker 1999 40 000 2 550 Kvävered., Fördenitr., Efterdenitr.
Bergsjö Nordanstig 1999 2000 80 BOD ox
Knivsta Knivsta 2000 15 000 560 Nitrifikation
Visby Gotland 2001 50 000 550 Efterdenitr.
Marsviks kursgård Nyköping 2001 100 6 BOD ox, Inte bekräftad
Lilla Edet Lilla Edet 2002 - - Rejekt, Pilotanläggning
Holmängen Vänersborg 2002 28 600 480 Efterdenitr.
Klippan Klippan 2004 17 000 200 HYBRID, Fördenitr. En linje.
Grebbestad Tanum 2004 2 000 48 BOD ox, Inte bekräftad
Råneå Luleå 2005 3 800 180 BOD ox
Söderköping Söderköping 2005 12 000 240 HYBRID, Fördenitr.
Gällstad Ulricehamn 2005 3 000 120 BOD ox
Lessebo Lessebo 2006 9 000 400 BOD ox
Grönklitt Orsa 2006 4 700 30 BOD ox
Östhammar Östhammar 2006 4 700 158 BOD ox
Hagfors Hagfors 2006 350 20 BOD ox, Inte bekräftad
Björnö-Långvik Värmdö 2007 2 500 90 BOD ox
Himmelfjärdsverket Botkyrka 2007 - 1 800 ANAMMOX
Hovgården Uppsala 2007 - 350 Lakvatten
Hyppeln Öckerö 2007 500 20 BOD ox
Malmbergskajen Kramfors 2007 5 000 750 BOD ox
Tällberg Leksand 2007 5 000 270 BOD ox
Vansbro Vansbro 2007 7 500 225 BOD ox
Hyppeln Öckerö 2007 500 20 BOD ox, Inte bekräftad
Visby* Gotland 2007 60 000 5 800 Kvävered., Fördenitr., Efterdenitr
Strängnäs1 Strängnäs 2007 35 000 1 233 Kvävered., Efterdenitr.
Ulricehamn Ulricehamn 2007 12 500 1 200 Kvävered., Fördenitr.
Åmål Åmål 2008 13 200 1600 Kvävered., Fördenitr.
Ryaverket Göteborg 2008 11 000 Separat denitr.
Uddebo Luleå 2009 91 500 2 7002 BOD ox
Nykvarnsverket Linköping 2009 235 000 880 Separat denitr.
Slite Gotland 2010 8 000 300 BOD ox
Lysekil Lysekil 2010 45 000 350 Separat denitr.
Karlsborg Karlsborg 2011 11 0003 740 HYBRID, Fördenitr.
Askersund Askersund 2011 7 5003
BOD ox
Mölntorp Hallstahammar 2011 20 000 2 154 HYBRID, Fördenitr. 1 Ombyggd,
2Osäker siffra,
3Biosteg är anpassat efter nuvarande belastning
43
Anläggningar med MBBR för oxidation av organiskt material 6.2
Anläggningar för oxidation av organiska föreningar består av en eller flera seriekopplade
luftade bassänger. En reaktor för oxidation av organiskt material kan ses i Figur 15.
Figur 15: Luftad reaktor för oxidation av organiska föreningar.
I Tabell 3 visas anläggningar som är dimensionerade för att bryta ner organiskt material och
med belastad PE avses år 2010.
Tabell 3: Anläggningar med MBBR för oxidation av organiskt material.
Anläggning PE (Dim.) PE (Bel.) Volym m3 PEDIM/m
3 PEBEL/m
3
Farstorp 200 22 9
Saleboda 700 22 31,8
Vrigsta 2 300 800 114 20,2 7
Munkedal 7 000 230 30,4
Spiken 3 000 ~1 000 35 85,7 ~28,6
Deje 7 000 1 570 230 30,4 6,8
Hallabro 300 14 21,4
Linneryd 500 80 6,3
Burgsvik 2 000 45 44,4
Ljusdal 12 500 6 986 56 223,2 124
Bergsjö 2 000 1514 80 25,0
Råneå 3 800 2 800 180 21,1 15,5
Gällstad 3 000 911 120 25,0 7,6
Lessebo 9 000 5 886 400 22,5 14,7
Grönklitt 4 700 30 156,7
Östhammar 4 700 2 949 158 29,7 18,7
Björnö-Långvik 2 500 1 390 90 27,7 15,4
Malbergskajen 5 000 5 000 750 6,7 6,7 Tällberg 5 000 371 270 18,5 1,4
Vansbro 7 500 3 829 225 33,3 17
Uddebo 91 500 54 500 2 700 33,9 20
Slite 8 000 1 871 300 26,7
Askersund1 7 500
1 Anpassad till aktuell belastning
Data i Tabell 3 påpekas vara mycket osäker för framförallt de små anläggningarna.
44
Anläggningar med MBBR för oxidation av ammonium 6.3
Det finns troligen bara en anläggning som har en MBBR för endast nitrifikation. Det är
Knivsta avloppsreningsverk i Knivsta kommun. Anläggningen har aktivslam innan MBBR
anläggningen och biodamm efter. Då denna teknik är totalomblandad brukar anläggningar för
nitrifikation delas in i flera reaktorer där seriekoppling tillämpas. En reaktor för nitrifikation
kan ses i Figur 16.
Figur 16: En reaktor för nitrifikation i MBBR.
I Tabell 4 visas dimensionerna och belastningen på Knivsta avloppsreningsverk.
Tabell 4: Avloppsreningsverk med MBBR för endast nitrifikation.
Anläggning PE (Dim.) PE (Bel.) Volym m3 Nyckeltal
PEDIM/m3
Resultat
2010
Reduktion
Knivsta 14 000 6 000 439 31,9 4/101 83 % 2
1Ammoniumkoncentration sommar/vinter
2reduktion av ammoniumkoncentration efter
aktivslam, MBBR och biodammar (årsmedelvärde)
Anläggningar med MBBR för kvävereduktion 6.4
Det finns troligen arton anläggningar med någon form av konventionell kvävereduktion med
MBBR eller hybridprocess och tre kända anläggningar för rejektvattenhantering. Av dessa har
tre anläggningar fördenitrifikation och fyra efterdenitrifikation. Två anläggningar har både för
och efterdenitrifikation, och fem anläggningar har separat denitrifikation i MBBR. Fyra
anläggningar har en hybridanläggning med bärare i ett eller flera delsteg av
aktivslamprocessen där samtliga är konfigurerade som fördenitrifikation. Bärare finns i steget
för nitrifikation utom en av dem som har även denitrifikation med bärare. Tre anläggningar
har någon form av rejektvattenhantering i MBBR.
6.4.1 Anläggningar med MBBR för fördenitrifikation
I gruppen MBBR anläggningar med oxidation av BOD och ammonium och med för-
denitrifikation finns troligen tre anläggningar. Det är Brandholmens avloppsreningsverk
utanför Nyköping, Ulricehamns avloppsreningsverk i Ulricehamn och Åmåls
avloppsreningsverk i Åmål. Processkonfiguration för fördenitrifikation kan ses i Figur 17.
45
Figur 17: Övergripande process uppbyggnad för anläggningar med fördenitrifikation.
Brandholmen har två parallella linjer och denitrifikations steget i två seriekopplade reaktorer.
Ulricehamn och Åmål har bara en denitrifikations reaktorer. På dessa anläggningar utgör
MBBR anläggningen hela den biologiska behandlingen. I Tabell 5 visas dimensionerna för
anläggningar med fördenitrifikation.
Tabell 5: Anläggningar med MBBR för fördenitrifikation.
Anläggning PE (Dim.) PE (Bel) Volym
m3
Nyckeltal
PEDIM/m3
Resultat1
2010
Reduktion N-tot
%
Brandholmen 50 000 45 000 3 660 13,7 20,0 49
Ulricehamn 12 500 9 935 1 100 11,4 20,0 49
Åmål 13 500 5 930 800 16,8 15,1 41 1Totalkväve
Som kan ses i Tabell 5 når ingen av anläggningarna en reduktion som överstiger 50 %.
Anläggningarna når heller inte under 15 mg per L totalkväve i utgående avloppsvatten 2010.
6.4.2 Anläggningar med MBBR för efterdenitrifikation
I gruppen MBBR anläggningar för efterdenitrifikation finns det troligen fyra anläggningar i
Sverige, det är Pinans avloppsreningsverk i Öckerö kommun och Strängnäs
avloppsreningsverk i Strängnäs kommun med oxidationssteg i biobädd och oxidationssteg i
MBBR innan denitrifikation i MBBR sker. Pinans avloppsreningsverk behandlar ett delflöde
på cirka hälften av dimensionerat flöde och Strängnäs har biobädd med plastmedia innan
MBBR steget och polerar sitt avloppsvatten med tre seriekopplade våtmarker på cirka 10 000
m3. Strängnäs byggdes dessutom om 2007 med helt nytt bärarmaterial. De andra två
anläggningarna är Holmängens avloppsreningsverk i Vänersborg och Långevikens
avloppsreningsverk i Lysekil som endast har denitrifikationssteg i MBBR.
Processuppbyggnad för efterdenitrifikation med extern kolkälla kan ses i Figur 18.
46
Figur 18: Övergripande processbeskrivning av en anläggning med efterdenitrifikation.
Som kan ses i Figur 18 så består processen av en luftad reaktor för oxidation av BOD och
luftad reaktor för nitrifikation. Slutligen följer en oluftad reaktor för denitrifikation.
Dimensionerna på anläggningarna med efterdenitrifikation kan ses i Tabell 6.
Tabell 6: Anläggningar med MBBR för efterdenitrifikation.
Anläggning PE (Dim.) PE (Bel.) Volym m3 Nyckeltal
PEDIM/m3
Resultat
2010
Reduktion
N-tot %
Pinan 14 000 8 415 558 25,1 12,8 58
Strängnäs1 35 000 15 000 1 233 28,4 13,3 60
Holmängen 28 600 27 100 480 59,6 14 38
Lysekil2 45 000 10 700 350 128,6 18,7 41
1 Efter våtmark/biodammar,
2 Osäkert om drift skede under hela året 2010.
6.4.3 Anläggningar med MBBR med både för- och efterdenitrifikation
I gruppen MBBR anläggningar med oxidation för BOD och nitrifikation samt både för och
efterdenitrifikation finns det troligen endast två anläggningar. Det rör sig om två anläggningar
som är lite större. Processuppbyggnad för anläggningar med både för och efterdenitrifikation
kan ses i Figur 19.
Figur 19: Övergripande process översikt av både för- och efterdenitrifikation i MBBR.
Visby har sedan 2007 hela sitt biologiska steg i MBBR med nio reaktorer i följd.
Margretelund har en processuppbyggnad med fyra reaktorer, exakt som processen ser ut i
Figur 19. Dimensionerna för anläggningarna visas i Tabell 7.
Kolkälla
Kolkälla
47
Tabell 7: Anläggningar med MBBR med både för- och efterdenitrifikation.
Anläggning PE (Dim.) PE (Bel.) Volym m3 Nyckeltal
PEDIM/m3
Resultat
2010
Reduktion
N-tot (%)
Margretelund 40 000 21 900 2 750 14,5 15,9 63
Visby 60 000 43 000 5800 10,3 12,0 77
6.4.4 Anläggningar med MBBR för separat denitrifikation
I gruppen MBBR anläggningar för efterdenitrifikation finns det troligen fem anläggningar.
Det rör sig om bland annat några av landets största anläggningar. Processuppbyggnad för
separat denitrifikation kan ske i en eller flera reaktorer. En reaktor för separat denitrifikation
kan ses i Figur 20.
Figur 20: Separat denitrifikation.
Vad som utmärker separat denitrifikation är att det kommer efter ett separationssteg, till
exempel sedimentering. I Tabell 8 visas dimensionerna för anläggningarna.
Tabell 8: Anläggningar med MBBR för separat denitrifikation
Anläggning PE (Dim.) PE (2010) Volym m3 Nyckeltal
PEDIM/m3
Resultat Reduktion
N-tot (%)
Ekebro 16 000 14 300 171 91.6 12,6 56
Klagshamn 90 000 55 000 1 100 81,8 8 80
Sjölund 375 000 294 000 6 230 60,2 9,2 76
Ryaverket 690 000 11 000 10,3 65
Nykvarnsverket 235 000 180 000 880 267,0 10 77
6.4.5 Anläggningar med Hybrid steg
I gruppen MBBR anläggningar med en Hybrid process finns det troligen fyra anläggningar av
AnoxKaldnes kallad HYBAS™. Dessa anläggningar har byggts i två omgångar. Det är en
period 2004-2005 och en period 2010-2011. Alla dessa anläggningar har AnoxKaldnes
Biochip av olika varianter i sin sista anläggningsdel. Karlsborg startades upp i årsskiftet
2010/2011 och Mölntorp startade sin anläggning i augusti 2011. Processuppbyggnaden för
hybridprocesser kan ses i Figur 21.
Kolkälla
48
Figur 21: Process uppbyggnad för de flesta avloppsreningsverk med hybridprocesser.
I de flesta hybridanläggningar är den sista bassängen fylld med bärare. Anläggningarna i
Sverige är konfigurerade som fördenitrifikation. Söderköping har bärare även i två oluftade
bassänger. Dimensionerna för anläggningarna kan ses i Tabell 9.
Tabell 9: Kända hybrid anläggningar i Sverige.
Anläggning PE
(Dim.)
PE (2010.) Volym m3
Totalt
Volym m3
Hybrid
Hybrid volym
(%)
Luftad del volym
(%)
Klippan 17 000 7 000 1 840 200 11 75
Söderköping 12 000 4 570 480 120 75 25
Karlsborg1 11 0002 4 600 740 185 25 75
Mölntorp1 25 0003 9 600 2 335 414 18 42
1I drift först under 2011,
2Konsultbolaget har anpassat anläggningen efter nuvarande
belastning till 5 500 PE. 3Anläggningen är nu anpassad till 20 000 PE.
I Tabell 9 kan ses att det inte finns någon tydlig process filosofi för uppbyggnad av
hybridanläggningar. De är dessutom konstruerade i redan befintliga aktivslamanläggningar på
sedan tidigare halvbelastade avloppsreningsverk.
6.4.6 Anläggningar för Rejektvattenhantering
Det finns tre kända anläggningar med rejektvattenhantering och MBBR. Anläggningen i Lilla
Edet är troligen en oxidationsanläggning för ammoniumrikt rejektvatten men anläggningens
huvudsakliga process konfigurationen är inte helt klart fastställd. Enligt uppgift lämnades
anläggningen som pilotanläggning någon gång 2002 och har sedans dess använts i drift men
saknar de fasta installationerna. De två anläggningarna på Himmelfjärdsverket och Sjölunda
har en process baserad på ANAMMOX. De tre anläggningarna kan ses i Tabell 10.
Tabell 10: Kända anläggningar med någon form av rejektvattenprocess med MBBR.
Anläggning Volym m3 Kommentar
Lilla Edet Nitrifikation, osäker process, ev. pilot
Himmelfjärdsverket 1 800 ANAMMOX
Sjölunda ANAMMOX
49
7 Anläggningarna med MBBR teknologin
Mer detaljerade beskrivningar av anläggningarna finns i appendix. Data kommer ifrån
emission och miljörapporter inhämtade från Svenska Miljörapporteringsportalen (2011).
Oxidation av organiskt material 7.1
Inventeringen av anläggningar med MBBR-teknologin visar att oxidation av organiskt
material är den vanligaste tillämpningen av MBBR i Sverige. Anläggningarna är för det mesta
små och dimensionerade för under 10 000 PE. Anläggningarna har smärre tekniska problem
med bärarflykt vid höga flöden, och problem med lukt, men reduktionen av BOD är i normala
fall över 90 %. Noteras kan att anläggningarna är i princip uteslutande dimensionerade i redan
befintliga volymer. Mycket tyder på att oxidation av organiskt material i en MBBR är ett
kompakt och enkelt sätt att reducera BOD på. Hur nedbrytningen ser ut verkar däremot vara
okänt. Information om dessa anläggningar är svårt att få tag på då dessa anläggningar är
överrepresenterade vad gäller att vara dåligt dokumenterade.
7.1.1 MBBR anläggningarna för oxidation av organiskt material
Tabell 11 visar en lista på merparten av avloppsreningsverk för BOD oxidation som är större
än 2 000 PE och deras resultat och belastningar 2010. Anledningen till att anläggningarna
under 2 000 PE inte har medtagits i denna tabell är databrist. På grund av databrist gick det
inte det att få tag på säkra data från tre anläggningar större än 2 000 PE, vilket är Munkedal
(7 000 PE), Spiken (3 000 PE) och Burgsvik (2 000 PE). I Tabell 11 kan man se resultaten
från 15 anläggningar med oxidation av BOD som lämnar data till SMP.
Tabell 11: Resultat från anläggningar med MBBR för oxidation av BOD större än 2000 PE.
Anläggning Dimensionering Belastning Volym m3 In BOD7 Ut BOD7 Reduktion
PE PE mg/L mg/L %
Vrigsta 2 300 800 114 60,0 2,61 95,7
Deje 7 000/4 250 1 570 230 110,0 7,2 93,4
Ljusdal2 12 500 6 986 56 176,0 13,0 92,6
Bergsjö 2 000 1 514 80 165,0 8,0 95,2
Råneå 3 800 2 824 180 205,0 12,0 94,1
Gällstad 3 000 911 120 84,0 7,0 91,6
Lessebo 9 000 5 886 245 89,0 3,6 96,0
Östhammar 4 700 2 949 158 149,0 6,9 95,4
Björnö-Långvik 2 500 1 390 90 124,5 4,81 96,1
Malbergskajen3 5 000 4 000 177,0 13,0 92,6
Tällberg 5 000 371 270 40,0 4,7 88,3
Vansbro 7 500 3 829 225 230,0 9,6 95,8
Uddebo 91 500 54 500 2 7004 - - -
Slite 8 000 1 871 - - -
Askersund 7 5005 1 Efter filtrering i DynaSandfilter.
2 Överskred BOD7 halten 9 provtagningar 2010, och två
kvartalsmedelvärden, har dessutom luktproblem. Har två seriekopplade reaktorer i två
parallella linjer. 3 Delvis industriellt,
4 Osäker siffra.
5 Anpassad till nuvarande belastning.
50
Som kan ses i Tabell 11 så finns det få problem med dessa anläggningar. I princip ligger alla
på över 90 % reduktion. Inkommande koncentrationer avser de koncentrationer som kommer
in på avloppsreningsverket och inte den koncentration som kommer in i MBBR reaktorn.
Dock är skillnaden troligt liten då dessa små verk sällan har större förbehandlingar innan den
biologiska processen. I Figur 22 kan man se att det inte finns något samband mellan
anläggningars volym och deras dimensionerade belastning. Notera logaritmisk skala.
Figur 22: Dimensionering med avseende på dimensionerad belastning. Data över volymerna
ska anses vara osäkra på en del av anläggningarna.
I Figur 22 kan man se att det är förvånansvärt stor skillnad mellan anläggningar med avseende
på PE per m3. I Figur 23 kan man se att det inte finns något samband mellan anläggningarna
och belastningen år 2010. Notera logaritmisk skala
Figur 23: Dimensionering med avseende på verklig belastning. Volymerna ska noteras anses
vara osäkra.
Som kan ses i Figur 22 och Figur 23 verkar det inte som man riktigt vet hur man ska
dimensionera anläggningarna. Om data över volymer och dimensionerad och verklig
belastning stämmer så verkar det i alla fall fungera enligt Tabell 11.
1
10
100
1000
1 10 100 1000 10000 100000
PE
DIM
/ m
3
PEDIM
1
10
100
1000
1 10 100 1000 10000 100000
PE
BE
L/
m3
PEBEL
51
Oxidation av ammonium i MBBR 7.2
Det finns troligen bara en anläggning för nitrifikation i MBBR. Det är en separat MBBR
anläggning som kommer efter en aktivslamprocess.
7.2.1 MBBR anläggningarna för separat nitrifikation
Den enda kända anläggningen som enbart är byggd för att reducera ammonium är Knivsta
avloppsreningsverk. Avloppreningsprocessen består av mekanisk rening med fingaller och
luftat sandfång och den biologiska delen består av en aktivslam anläggning för oxidation av
BOD. Därefter kommer MBBR anläggning för nitrifikation. Simultanfällning i aktivslam
anläggningen tillämpas med järnklorid. Reningsprocessen avlutas med två dammar.
Natriumhydroxid kan tillsättas i sandfånget för att minska pH reduktionen över
nitrifikationen. Mätning av utgående vatten sker efter biodammarna. Anläggningen har ett
krav på ammoniumkväve i utgående avloppsvatten på 4 mg per L (maj-oktober) och 8 mg per
L (november-april). Anläggningen klarar 4 mg per L ammoniumkväve i utgående
avloppsvatten som medelvärde under sommarperioden (maj-oktober) men hade en
koncentration av ammonium på 10 mg per L i utgående avloppsvatten under vinterperioden
(november-april). Därmed klarade anläggningen inte kravet vintertid. Anläggningen har en
årsmedel reduktion av ammonium på 83 %.
52
Fördenitrifikation i MBBR 7.3
Det finns tre kända anläggningar i Sverige med MBBR som är konfigurerade som
fördenitrifikation. I Tabell 12 kan man se anläggningarnas dimensionering och resultat.
Tabell 12: Resultat från anläggningar med fördenitrifikation.
Parameter Enhet Nyköping Ulricehamn Åmål
PE DIMA PE 50 000 12 500 13 500
DIMB PE 3 7851 5 9302
2010 PE 44 430 9 936 4 303
2009 PE 44 430 9 749 3 408
2008 PE 44 200 8 412 3 000
2007 PE 44 000 6 834
Flöde DIM m3/d 1 400 4 420 5100
Kväve DIMA kg/d 980 100
DIMB 145 103
DIMA g Ntot /PEDIM 19,6 8 7,6
DIMB g Ntot /PEDIM 11,61 17,4
Kväve 2010 kg/d 575 155 95,5
2009 kg/d 288 174 85
2008 kg/d 545 126 -
2007 kg/d 506 129,1 -
Kväve 2010 mg/L 39,7 39 25,6
2009 mg/L 41,6 43,4 21,1
2008 mg/L 38,5 28 -
2007 mg/L 41,8 30,4 -
Kvävekrav 2010 Ja/Nej Ja Nej Nej
Kvävekrav 2010 mg/L 15 163 154
Kväveresultat 2010 mg/L 20 23 15,1
2009 mg/L 19,8 23,7 12,7
2008 mg/L 18,1 17,6 -
2007 mg/L 18,6 20,8 -
Reduktion 2010 % 49 47 41
2009 % 52 41 40
2008 % 53 37 -
2007 % 56 32 -
Total volym m3 3 660 1 100 800
Djup m >6.5 >3 >5.5 1AnoxKaldnes dimensionering 2008,
2 Dimensionerad belastning enligt konsultbolaget
3Garanti,
4Dimensionerad
Som kan ses i Tabell 12 har dessa anläggningar kapacitetsproblem och mycket låg reduktion
av inkommande kvävekoncentrationer.
53
7.3.1 Brandholmens avloppsreningsverk, Nyköping
Brandholmen avloppsreningsverk ligger i Nyköpings kommun och drivs av Nyköping vatten.
Före det biologiska steget med MBBR reaktorn behandlas avloppsvattnet bland annat
mekaniskt via rensgaller, sandfång och försedimentering. Innan MBBR blocket så finns det en
mellanpumpstation där försedimenterat vatten blandas med ett recirkulerande flöde som är
dimensionerat att vara två gånger inkommande flöde. Vid pumpstationen finns även
möjligheten till bräddning runt MBBR blocket. MBBR steget består av fem seriekopplade
reaktorer. De två första reaktorerna luftas inte och har anox miljö och är omrörda för
denitrifikation. Tredje och fjärde reaktorerna luftas för nitrifikation. Den femte och sista
reaktorn luftas vid behov men körs på överskottet av syret från den fjärde reaktorn. Efter den
biologiska delen kommer kemisk rening med flockning med järnklorid och slutsedimentering.
MBBR blocket består av två parallella linjer som är lika stora. Anläggningen klarar inte sitt
kvävekrav på 15 mg per L totalkväve som årsmedelvärde.
7.3.2 Ulricehamns avloppsreningsverk, Ulricehamn
Ulricehamns avloppsreningsverk drivs av det kommunala bolaget Ulricehamns Energi AB.
Anläggningen byggdes under 2005 och har inget kvävekrav då belastningen har legat på
under 10 000 PE. I reningsprocessen ingår galler, sandfång och försedimentering, där den
biologiska delen i avloppsreningsverket är en gammal cirkulär biobädd som är utgrävd och
idag indelad i fyra olika zoner. Det finns en reaktor för fördenitrifikation och två för
nitrifikation samt en liten volym som kallas ”deox” för syrereduktion utan bärarmaterial.
Recirkulationen tillbaks till denitrifikationen skedde enbart via en nivålyftarpump och
självfall. Anläggningen dimensionerades för att klara en garanti på 16 mg per L totalkväve i
utgående avloppsvatten. Anläggningen klarade inte 16 mg per L och har aldrig gjort det
tidigare heller.
7.3.3 Åmåls avloppsreningsverk, Åmål
Åmåls avloppsreningsverk drivs av kommunerna Åmål/Säffle. Avloppsvattnet behandlas
mekaniskt, biologiskt och kemiskt innan det släpps ut i recipienten som är Vänern. Sedan
2008 har anläggningen byggts om till ett biosteg med MBBR med fördenitrifikation och
nitrifikation i tre efterföljande steg. Avloppsvattnet som recirkuleras tillbaks till
fördenitrifikationen passerar ett bärarlöst deoxidationssteg. Anläggningen har inget
kvävekrav, men är dimensionerad för att klara 15 mg per L totalkväve i utgående
avloppsvatten, vilket man lyckats att nå under 2009, dock kan noteras att endast 30 %
reduktion krävdes för att klara kravet det året. Under 2010 var utgående halter av totalkväve
15,1 mg per L tack vare 41 % reduktion.
54
Efterdenitrifikation i MBBR 7.4
Det finns fyra kända anläggningar med efterdenitrifikation i MBBR. Två av dem har biobädd
och efterföljande MBBR som oxidationssteg för nitrifikation innan denitrifikations steget. De
andra två har biobäddar för oxidation av både organiskt material och ammonium.
Anläggningar som har nitrifikation i MBBR är Strängnäs avloppsreningsverk och Pinans
avloppsreningsverk på Öckerö. Anläggningar med biobädd för både organiskt material och
ammonium är Holmängen och Långevikens avloppsreningsverk i Lysekil. Anläggningarnas
resultat kan ses i Tabell 13.
Tabell 13: Resultat från anläggningarna med efterdenitrifikation.
Parameter Enhet Pinan Strängnäs Holmängen Långeviken
PE DIMA PE 14 000 35 000 28 600 45 000
2010 PE 8 415 24 400 27 084 10 700
2009 PE 8202 24 500 28 594
2008 PE 15 000
Flöde DIM m3/d 6 720 31 800 780
Kväve DIM kg/d 380 130
DIM g Ntot
/PEDIM
Kvävebelastning 2010 kg/d 137 263 378
2009 kg/d 197 307 386
2008 kg/d 329
Kvävebelastning 2010 mg/L 31 33 23 32
2009 mg/L 42 39 23
2008 mg/L 32,1
Kvävekrav 2010 Ja/Nej Ja Ja Ja Nej
Kvävekrav 2010 mg/L 15 15 15
Kväveresultat 2010 mg/L 12,8 13,3 14 18,7
2009 mg/L 13 15,21 15
2008 mg/L 13,3
Reduktion 2010 % 58 60 39 41
2009 % 69 61 35
2008 %
Total volym m3 240 2080
Biosteg m3 558 1233 1 710 350 114,9 i Miljörapporten
I Tabell 13 kan det ses att anläggningarna klarade sina krav. Dock har ingen av
anläggningarna enbart MBBR utan föregås samtliga av en biobädd. Vad som inte kan ses i
denna tabell är det faktum att anläggningarna är mycket beroende av nitrifikation. På Pinan
och i Strängnäs som båda som har minst ett luftat steg i MBBR nås en reduktion runt 60 %.
Medan Holmängen och Långevik som har gamla biobäddar och efterföljande denitrifikation i
MBBR når en reduktion på runt 40 %, mycket på grund av otillräcklig nitrifikation.
55
7.4.1 Pinans avloppsreningsverk, Öckerö
Pinans avloppsreningsverk ligger på Öckerö, väster om Göteborg. Den biologiska reningen
består av rensgaller, sandfång och två försedimenterings bassänger. Därefter behandlas
avloppsvattnet i en biobädd med eftersedimentering. Ett konstant delflöde på 130 m3 per
timme, 46 % av dimensionerad flöde kan behandlas i MBBR anläggning i tre steg med en
luftad reaktor för nitrifikation och två seriekopplade efterdenitrifikations reaktorer med extern
kolkälla. Därefter kommer den kemiska fällningen med aluminiumbaserad flockning. ARV
kan tillsättas för att förbättra sjunkegenskaperna i slutsedimentering. Anläggningen har ett
krav på utgående totalkväve på 15 mg per L och klarar detta krav.
7.4.2 Strängnäs avloppsreningsverk, Strängnäs
Strängnäs avloppsreningsverk ägs och drivs av det kommunala bolaget SEVAB, Strängnäs
Energi AB. Avloppsvattnet i Strängnäs behandlas i fyra steg. Det är först en mekanisk rening
som följs av en biologisk rening med biobädd och MBBR för kvävereduktion och avslutas
med kemisk rening och tre seriekopplade våtmarker/dammar innan avloppsvattnet når
recipienten vilket är Mälaren. Den biologiska reningen består av två steg. Först renas
avloppsvattnet efter en försedimentering i en biobädd med plastpackning. Efter biobädden
kommer MBBR blocket för kvävereduktion. MBBR anläggningen består av en nitrifikations
del med deoxidationssteg och denitrifikation med extern kolkälla. De luftade reaktorerna
består av två parallella linjer med två seriekopplade reaktorer i varje. Därefter följer reaktor
för deoxidation och denitrifikation i en linje. Ombyggnationen skedde för ett par år sedan där
anläggningen byggdes om med plåtning av väggar och bärarmaterialet byttes ut. Den slutliga
behandlingen av avloppsvattnet sker i en våtmark. Anläggningen har kvävekravet 15 mg per
L och klarar detta kravet.
7.4.3 Holmängens avloppsreningsverk, Vänersborg
Holmängens avloppsreningsverk ligger i Vänersborg och har en reningsprocess som består av
mekanisk rening med silar, luftat sandfång med förluftnings bassäng samt försedimentering.
Den biologiska reningen består av en biobädd med stenmaterial för oxidation av organiska
föreningar och ammonium. Denitrifikation sköts i en MBBR anläggning. Efter den biologiska
behandlingen sker flockning och slutsedimentering. Recipienten är Vänerns utlopp i Göta älv.
MBBR anläggningen används inte vintertid då biobädden inte levererar nitrat. Anläggningen
ska klara 15 mg per L och klar detta, trots förutsättningarna med biobädden.
7.4.4 Långeviks avloppsreningsverk, Lysekil
Långeviks avloppsreningsverk drivs av det kommunala bolaget LEVA i Lysekil AB
Avloppsreningsverket har sedan januari 2010 konventionell kvävereduktion med
denitrifikations steg i MBBR. Processen består av mekanisk rening med fingaller vilket följs
av luftat sandfång innan försedimentering Den biologiska behandlingen består av fyra
biobäddar för oxidation. Efterdenitrifikation sker i en MBBR anläggning i två steg varpå
efterföljande slutsedimenteringar sker. Utgående koncentrationer av totalkväve 2010 låg på ett
årsmedelvärde av 18,7 mg per L.
56
För- och efterdenitrifikation i MBBR 7.5
Det finns två kända anläggningar i Sverige med oxidation som har denitrifikationssteg både
före och efter de luftade stegen. Det är Margretelunds avloppsreningsverk i Österåker
kommun samt Visby avloppsreningsverk på Gotland. Båda anläggningarna har kvävekrav på
15 mg per L och båda anläggningarna klarar detta krav. Margretelund ligger på en reduktion
av totalkväve på runt 65 % över hela avloppsreningsverket och Visby ligger med troligen den
största reduktion av alla anläggningar, med MBBR som enda biologiska rening i Sverige med
över 75 % reduktion på totalkväve. Veolia Water Solutions & Technologies refererar till tre
anläggningar med MBBR teknologin, varav alla ligger i Norge. Samtliga av dessa tre
anläggningar har denna process konfigurering. Kortfattat om dessa tre anläggningar kan man
läsa i kapitlet 5. I Tabell 14 kan anläggningar med både för- och efterdenitrifikation ses.
Tabell 14: Resultat på anläggningar med både för och efterdenitrifikation i MBBR.
Parameter Enhet Margretelund Visby
PE DIM PE 40 000 60 000
2010 PE 21 891 42 688
2009 PE 23 643 34 887
2008 PE 24 289 35 926
Flöde DIM m3/d 14 4001 24 000
Kväve DIM kg/d 520
DIM g Ntot /PEDIM 13
Kväve 2010 kg/d 338 527
2009 kg/d 336 445
2008 kg/d 390 476
Kväve 2010 mg/L 43 12
2009 mg/L 43 10
2008 mg/L 41 10
Kvävekrav 2010 Ja/Nej Ja Ja
Kvävekrav 2010 mg/L 15 15
Kväveresultat 2010 mg/L 15,9 12
2009 mg/L 15 10
2008 mg/L 13 10
Reduktion 2010 % 63 76
2009 % 65 79
2008 % 68 81
Total volym m3 2 750 5 800 1 Qmedel= 600 m
3 per timme och Qmax= 1 200 m
3 per timme
I Tabell 14 ses det att Margretelund har kapacitetsproblem. Visby når de krav som
anläggningen har, och har troligen förmågan att nå högre reduktion.
57
7.5.1 Margretelunds avloppsreningsverk, Österåker
Margretelunds avloppsreningsverk ligger i Österåkers kommun, norr om Stockholm.
Anläggningen drivs av det kommunala bolaget Roslagsvatten AB. Avloppsreningsprocessen
består av mekanisk, biologisk och kemisk rening. Den mekaniska reningen innebär rensgaller
och sandfång samt försedimentering. Den biologiska reningen består av en MBBR process
med två parallella linjer med en reaktor för fördenitrifikation och en för oxidation i var linje.
Sen kommer tre parallella linjer med luftade reaktorer och slutligen tre parallella
efterdenitrifikations reaktorer med tillsats av extern kolkälla vilket är i skrivande stund
metanol. Efter den biologiska reningen kommer flockning med fällningskemikalier och
separering av flockarna i en flotationsanläggning. Anläggningen har kvävekravet 15 mg per L
och klarar det kravet enligt deras miljörapport.
7.5.2 Visby avloppsreningsverk, Gotland
Visby avloppsreningsverk på Gotland byggdes i början av 2000-talet om för kvävereduktion
vilket inkluderade bland annat en MBBR process, och då som separat denitrifikations
anläggning med dosering av extern kolkälla. Under 2007 slutfördes ombyggnationen av det
biologiska steget till en fullskalig MBBR anläggning med fem nya reaktorer samt att den
gamla biobädden byggdes om till två fördenitrifikations reaktorer. Avloppsreningsprocessen
inkluderar mekanisk rening med fingaller och förfällning. Den biologiska reningen består av
ett MBBR block med nio reaktorer som är seriekopplade. Processen kan beskrivas som två
fördenitrifikations reaktorer, en oxidations del för BOD som eventuellt kan köras anox för
fördenitrifikation och är därmed utrustad med omrörare. En oxidationsreaktor för oxidation av
organiska föreningar, två oxidationsreaktorer för ammonium och en reaktor för deoxidation.
Slutligen kommer två efterdenitrifikationsreaktorer. Kolkälla till efterdenitrifikationsdelen är
metanol samt blandslam. Rejektvattenhanteringen sker separat i en SBR-reaktor. Visby är en
av de få avloppsreningsverk med MBBR i Sverige som har mer eller mindre fullständig
nitrifikation året runt. Förfällning sker med järnklorid och den dimensionerade avskiljningen
för BOD7 är runt 70 %. BOD reduktionen över förfällningen är dock lägre än så. Ett
kontinuerligt arbete pågår för att reducera denna användning. Anläggningen är inte
färdigbyggd då man inte har haft råd att fylla upp reaktorerna med tillräckligt mycket
bärarmaterial.
58
Separat denitrifikation i MBBR 7.6
Bland anläggningar med separat denitrifikation i MBBR med extern kolkälla, är fem
anläggningar kända. Tre av dem passerar storleksklassen 100 000 PE vilket är Sjölunda i
Malmö, Ryaverket i Göteborg samt Nykvarsverket i Linköping. Det andra reningsverket i
Malmö, Klagshamn är också ett stort avloppsreningsverk med en dimensionerad belastning på
90 000 PE. Den femte anläggningen är Ekebros avloppsreningsverk i Bjuv. En del
anläggningar, bland annat Ryaverket och Nykvarnsverket behandlar delflöden. Separat
denitrifikation med MBBR är kanske en av de mer väldokumenterade processerna med
MBBR teknologin i Sverige. Separat denitrifikation har beskrivits ingående av bland annat
Aspegren et al. (1998), Täljemark et al. (n.d) och Mases et al. (2011).
Tabell 15: Resultat på anläggningar med separat denitrifikation i MBBR.
Parameter Enhet Ekebro Klagshamn Sjölunda Nykvarn Rya
PE DIM PE 14 300 90 000 550 000 235 000
2010 PE 5 460 45 000 294 000 180 000 690 000
2009 PE 9 646 62 000 308 000
2008 PE 61 000
Flöde DIM m3/d 3 000- 4 000 190 000
Kväve DIM kg/d 315
Kväve 2010 kg/d 119 963 4 042 2 000 9 385
2009 kg/d 355 610 3 927 - -
2008 kg/d 794 3 978 - -
Kväve 2010 mg/L 28,8 41.6 38,1 43 30,8
2009 mg/L 28,8 34,8 41,6 - -
2008 mg/L 45,5 38,5 - -
Krav 2010 Ja/Nej Ja Ja Ja Ja Ja
Kväve krav 2010 mg/L 12 12 10 10 10
Resultat 2010 mg/L 12,6 8 9,2 10 10
2009 mg/L 13,8 9,7 10 - -
2008 mg/L 7,9 7,2 - -
Reduktion 2010 % 56 81 76 77 65
2009 % 52 72 75 - -
2008 % 82 81 - -
Volym MBBR m3 1 100 6230 10 800
Volym Biosteg m3 5 500 34 770 1 Under uppstart 2010.
I Tabell 15 kan det ses att reduktionen på alla anläggningarna är hög utom för Ekebro med 56
% som inte klarar sitt kvävekrav och anläggningen har nitrifikation i biobädd. Anläggningar
med nitrifikation i enbart aktivslam är Klagshamn och Nykvarsverket med 77 % respektive 81
%. Anläggningar med aktivslam och biobädd är Sjölunda och Ryaverket med 76 % respektive
65 % reduktion.
59
7.6.1 Ekebro avloppsreningsverk, Bjuv
Ekebro avloppsreningsverk ligger i Bjuvs kommun och drivs idag av det kommunala bolaget
Nordvästra Skånes Vatten och Avlopp AB, NSVA som tog över driften 2010.
Avloppsreningsverket är byggt i tre etapper varav den sista modifieringen och
ombyggnationen 1997 inkluderade kvävereduktion. Avloppsreningsprocessen består av galler
och luftat sandfång med järnbaserad förfällning. Efter sandfånget kommer fyra
försedimenterings bassänger med efterföljande bräddningsmöjligheter. Därefter följer
pumpning till två parallella biobäddar fyllda med makadam för nitrifikation. Efter biobädden
sker en mellansedimentering varpå det kommer ett MBBR block med fyra reaktorer med
efterdenitrifikation. Slutsedimentering sker efter MBBR blocket i tre bassänger. Vattnet
passerar sedan biologiska dammar i två steg innan det når recipienten Vegeå. Anläggningen
har kvävekravet 12 mg per L och klarar inte det kravet.
7.6.2 Klagshamns avloppsreningsverk, Malmö
Klagshamns avloppsreningsverk ligger söder om Malmö och drivs av det kommunala bolaget
VA SYD. Verket byggdes i mitten av 70-talet och behandlar avloppsvatten från vissa
stadsdelar i Malmö samt allt avloppsvatten från Vellinge kommun. Avloppsreningen består av
mekanisk rening med förfällning, med en efterföljande aktivslam process med nitrifikation.
Det finns en viss möjlighet till fördenitrifikation men huvuddelen av denitrifikationen sker i
fyra MBBR reaktorer. Efter MBBR reaktorn sker en slutsedimentering innan avloppsvattnet
slutligen når Öresund. Processen består av mekanisk rening som innefattar rensgaller och två
sandfång samt fyra försedimenterings bassänger. Den biologiska behandlingen består av en
luftad aktivslam fördelade på två bassänger med nitrifikation. Därefter följer
mellansedimentering fördelade på åtta bassänger. Efter mellansedimenteringen kommer
MBBR anläggningen fördelade på två parallella bassänger uppdelade i två zoner vardera.
Anläggningen har kvävekravet 12 mg per L och klarar det kravet.
7.6.3 Sjölunda avloppsreningsverk, Malmö
Sjölunda avloppsreningsverk ligger i norra delen av Malmö och drivs av det kommunala
bolaget VA SYD. Avloppsreningsverket har kväveavskiljning sedan 1998 och behandlar
avloppsvatten från större delen av Malmö samt visst avloppsvatten från grannkommunerna
Staffanstorp och Lomma. Reningsprocessen består av galler och sandfång med förluftning
och förfällning med järnklorid. Försedimenteringen består av åtta cirkulära bassänger. Det
biologiska steget består av nio aktivslamreaktorer för oxidation av BOD med efterföljande
mellansedimenteringsbassänger. Efter mellansedimenteringen kommer fyra biobäddar för
nitrifikation. Efterdenitrifikation sker i en MBBR anläggning med sex reaktorer. Den slutliga
separeringen sker bland annat i en flotationsanläggning. På grund av bra förfällning med
järnsulfat kan fosforbrist uppstå i denitrifikations steget och det innebär att fosfor måste
doseras till MBBR anläggningen. Denitrifikations anläggningen består av två seriekopplade
zoner. I den första finns det möjlighet att lufta bassängen för att möjliggöra full nitrifikation
vid behov. Fördenitrifikation är också möjlig genom att den första delen av
aktivslamprocessen kan köras anox genom att nitrat från biobäddarna kan recirkuleras tillbaks
till aktivslamanläggningen. Anläggningen har kvävekravet 10 mg per L och klarar det kravet.
60
7.6.4 Rya avloppsreningsverk, Göteborg
Ryaverket ligger i nordvästra Göteborg och ägs av det kommunala bolaget GRYAAB.
Avloppsreningsverket är en av landets allra största anläggningar och byggdes under början av
1970-talet. Kväverening infördes i slutet av 1990-talet, och var byggd för att klara att
underskrida 15 mg per L totalkväve i utgående vatten. Det konstaterades dock det att när
anläggningen stod klar, skulle EU-kraven tolkas som att kvävekoncentrationerna i utgående
vatten inte fick överstiga 10 mg per L. För att uppfylla de nya villkoren byggdes en
anläggning med denitrifikation. Då platsbrist fanns föll valet av process på separat
denitrifikation med MBBR teknologi. Avloppsreningen består av mekanisk rening med bland
annat luftat sandfång och fingaller. Efter fingallerna går avloppsvattnet till försedimenterings
bassänger. Efter den mekaniska reningen kommer det biologiska steget med
aktivslamprocess. Avloppsvattnet kan här breddas innan det når den biologiska behandlingen.
Bassängerna är konstruerade så att de första 40 till 60 % av aktivslamanläggningen kan köras
anox som fördenitrifikation medan den andra delen är till för BOD oxidation. Efter
aktivslamprocessen sker en mellansedimentering där huvudelen av slammet pumpas tillbaks
till aktivslamprocessen medan överskottslamet pumpas till försedimenteringen. Efter
mellansedimenteringen sker en delning av vattnet där en del leds till biobäddarna som har en
recirkulations ström som antingen går tillbaks till aktivslamanläggningen eller till MBBR
anläggningen. Det vatten som inte recirkuleras tillbaks till processen leds istället till en
skivfilteranläggning. Anläggningen har kvävekravet 10 mg per L och anläggningen klarade
det kravet.
7.6.5 Nykvarns avloppsreningsverk, Linköping
Nykvarnsverket ligger i Linköping och drivs av Tekniska verken. Anläggningen har en
mekanisk rening med förfällning och tillsats av katjonpolymer och med förluftning och
slutligen anjonspolymer och sedimentering. Den biologiska reningen på Nykvarsverket består
av tre parallella aktivslam anläggningar med efterföljande kemsteg med dosering av järnklorid
eller järnsulfat. På Nykvarnsverket i Linköping finns sedan 2010 en denitrifikations
anläggning i två parallella linjer. Denitrifikations anläggningen är dimensionerad för att klara
ett delflöde av inkommande avloppsvatten. Anläggningen är byggd som två parallella
processteg med två seriekopplade reaktorer som är separerade med galler och byggda i
befintliga volymer. Det finns kapacitet att bygga ut denitrifikations processen med ytterligare
ett steg per linje. Idag är dessa volymer tomma, men omrörare kommer att placeras där då
man har fått problem med sedimentering i dessa bassänger. Anläggningen startades upp under
slutet av 2009 och togs i full drift under år 2010. Anläggningen har kvävekravet 10 mg per L
och klarar det kravet.
61
Anläggningar med hybridsteg 7.7
Hybridanläggningar mellan aktivslam och en biofilmsprocess brukar betecknas som IFAS,
(eng. Integrated Fixed Film Activated Sludge System). I kombination med MBBR kan det få
beteckningen HMBBR (Hybrid Moving Bed Biofilm Reactor). I Sverige säljs processen
framförallt under process namnet HYBASTM
. Själva tanken med processen är att man ska få
två skilda biomassor. Uppehållstiden för biomassan, den så kallade slamåldern blir då lång
hos biomassan som sitter på bärarna och kortare på den biomassa som finns i den
suspenderande fasen enligt AnoxKaldnes (2011). Resultat från framförallt två
hybridanläggningar kan ses i Tabell 16.
Tabell 16: Anläggningarna med hybridprocesser.
Parameter Enhet Klippan Söderköping Karlsborg Mölntorp
PE DIMA PE 17 000 12 000 11 0001 25 0002
2010 PE 8 963 4 570 4 600 9 600
2009 PE 6 967 5 507
2008 PE 7 632 5 126
Flöde DIM m3/d 9 000
Kväve DIM kg/d
DIM g Ntot
/PEDIM
Kvävebelastning 2010 kg/d 150 89,8 67,8 165
2009 kg/d 147 85,9 - -
2008 kg/d 140 105,7 - -
Kvävebelastning 2010 mg/L 44 33,8 23,8 26
2009 mg/L 44 32,8 - -
2008 mg/L 34 37,8 - -
Kvävekrav 2010 Ja/Nej Ja Ja - Nej3
Kvävekrav 2010 mg/L 15 15 - -
Kväveresultat 2010 mg/L 13 22,4 - -
2009 mg/L 9,5 21,1 - -
2008 mg/L 13 17,9 - -
Reduktion 2010 % 70,5 34,1 - -
2009 % 78,4 35,6 - -
2008 % 61,7 54,0 - -
Total volym m3 1 840 480 720 2334
Hybrid m3 200 120 185 414 1 Anpassad till 5 500 PE, 2 Anpassad till 20 000 PE, 3 Kvävekravet 15 mg per L totalkväve fr.o.m. 2012.
Alla anläggningar med hybridsteg är bygga i gamla aktivslamanläggningar och alla är
dimensionerade som fördenitrifikation. Som kan ses i Tabell 16 så är alla dessa anläggningar
ursprungligen halvbelastade. Dock verkar det som om att man dimensionerat ner
anläggningarna så att de klarar mindre belastning. Anläggningarna är dessutom byggda i två
perioder, en period 2004-2005 med två anläggningar vilket är Klippan och Söderköping och
senast 2011 med Karlsborg och Mölntorp.
62
7.7.1 Klippans avloppsreningsverk, Klippan
Klippans avloppsreningsverk drivs av Klippans kommun. Processen inkluderar mekanisk
rening med bland annat försedimentering och pH reglerade kalkdosering. Efter det mekaniska
steget förs avloppsvattnet till biosteget som består av två parallella linjer med aktivslam.
Processen är utformad som fördenitrifikation. Den första linjen finns en oluftad bassäng och
tre luftade bassänger. I den tredje luftade bassängen har man fyllt i bärarmaterial av typen
Biochip. I den andra linjen ser processen likartad ut men saknar bärarmaterial helt, det vill
säga en helt konventionell aktivslamprocess. Enligt uppgift skall det inte vara någon större
skillnad mellan de båda linjerna med avseende på kapacitet, men båda linjerna drivs olika.
Reningsverket har kvävekravet 15 mg per L och klarar det kvävekravet.
7.7.2 Söderköpings avloppsreningsverk, Söderköping
Söderköping avloppsreningsverk byggdes 2005 om till ett avloppsreningsverk med ett
biologiskt steg med hybridprocess. Anläggningen är byggd som en fördenitrifikation, med de
tre första bassängerna oluftade och den sista fjärde bassängen luftad. De två första
denitrifikationszonerna var bärarfyllda med K1 med okänd fyllnads grad och den tredje
bassängen saknade bärare. Den fjärde bassängen för nitrifikation hade Biochip-M med okänd
fyllnadsgrad. I dagsläget luftades samtliga zoner då anaerob miljö inte hade kunnat undvikas.
Vid besök i mitten av maj fanns en kraftig doft av svavelväten från anläggningen, och enligt
driftpersonal luftades hela anläggningen för att komma till rätta med problemet.
Anläggningen har kvävekravet 15 mg per L och klarar inte kravet sedan anläggningen
byggdes enligt Cirkulation (2011). Söderköpings kommun riskerar att få betala 20 miljoner i
vite till Länsstyrelsen och anläggningen planerar att läggas ner, och kommunen tänker då från
och med år 2014 istället pumpa avloppsvattnet till Norrköping enligt Norrköpings Tidning
(2011).
7.7.3 Karlsborgs avloppsreningsverk, Karlsborg
Karlsborgs avloppsreningsverk drivs av Karlsborgs kommun. Anläggningen har varit i drift
sedan årsskiftet och består av fyra lika stora bassänger kopplade i serie, där den första drivs
oluftad och de tre efterföljande bassängerna är luftade. I den sista anläggningen har man fyllt i
med cirka 50 % Biochip-P.
7.7.4 Mölntorps avloppsreningsverk, Hallstahammar
Mölntorps avloppsreningsverk ligger i Hallstahammar kommun. Det biologiska steget var
tidigare ett så kallat ”Rapidblocksystem” och innefattade två parallella luftningsbassänger
med två efterföljande mellan sedimenterings bassänger. Under 2011 byggdes
avloppsreningsverket om för kvävereduktion med hybridprocess för att klara kvävekravet 15
mg per L under år 2012. Processen kommer då att bestå av förfällning med biosteg som består
av fördenitrifikation som placeras i nuvarande luftningbassäng och en luftad aktivslam del
utan bärarmaterial som är placerat i de tidigare mellansedimenteringsbassängerna och
slutligen ett luftat hybridsteg med AnoxKaldnes Biochip-M som har placerats i
flockningsbassänger. Anläggningen har varit i drift sedan i augusti 2011. Slutsedimenteringen
följs av skivfilter.
63
8 Diskussion
Att göra en större studie och utvärdera anläggningar med MBBR med fokus på hur de
fungerar och är dimensionerade visade sig vara en utmaning. Först och främst bör man
begrunda driftresultaten. Fokus har lagts på anläggningar med kvävereduktion.
Driftresultat 8.1
Driftresultaten på anläggningarna kan ses i Tabell 17. Den totala anslutna belastningen i PE
avser 70 g BOD7 per person och dag och är beräknade från årsmedelvärden.
Tabell 17: Resultat på nitrifikation och kvävereduktion på avloppsreningsverk som använder
sig av MBBR-teknologin.
Anläggning Krav
mg/L
Resultat
mg/L
Reduktion
% Belastning
PEB/PED
Jämförelse
Resultat/Krav
AMMONIUMOXIDATION NH4-N NH4-N NH4-N PEB/PED NH4/ NH4
Separat nitrifikation
Knivsta1 4/8
2 4/10
2 83
2 46 100/125
2
KVÄVEREDUKTION N-tot N-tot N-tot PEB/PED N-totR/N-totK
Fördenitrifikation
Brandholmen 15 20 49 90 133
Ulricehamn 163
20 49 80 125
Åmål 153
15,1 41 37 101
Efterdenitrifikation
Pinan1 15 12,8 59 60 85
Strängnäs 15 13,3 60 447 89
Holmängen 15 14 38 94 93
Långeviks 153
18,7 41 23 125
För- och efterdenitrifikation
Margretelund 15 15,9 63 55 106
Visby 15 12 75 71 80
Separat denitrifikation
Klagshamn 12 8 81 61 67
Sjölunda 10 9,2 76 53 92
Ekebro 12 12,6 56 38 105
Ryaverket1 10 10,3 67 - 103
Nykvarnsverket1 10 10 77 76 100
Hybrider
Klippan6 15 13 70 53 86
Söderköping 15 22,4 34 38 149
Karlsborg 153 - - 41
4 -
Mölntorp 153
- - 385
- 1
Delflöde, 2Ammoniumkväve, årsmedelvärde 6,8 mg per L.
3 Garanti (Ulricehamn 16 mg per
L) /Mål (Långevik, 15 mg per L, krav f.om. 2012)/Design (Åmål 15 mg per L), Mölntorp 15
mg per L fr.o.m. 2012. 4Anpassat till 5 500 PE blir det 83 %,
5Anpassad till 20 000 PE blir det
48 %, 6 Hybrid i en av de parallella linjerna,
7 Anpassad till 25 000 PE blir det 60 %.
64
Som kan ses i Tabell 17 varierar resultatet framförallt beroende på process, och man kan ha
många olika teorier varför vissa anläggningar fungerar ändamålsenligt och varför andra inte
gör det. Det är viktigt att komma ihåg att resultatet på många avloppsreningsverk inte helt
beror på MBBR anläggningen. Vad som är påfallande i Tabell 17 är att det är det stora antalet
anläggningar som har kapacitetsproblem. Bland de fem anläggningar som har hela biologiska
steget i MBBR, det vill säga Brandholmen, Ulricehamn, Åmål, Margretelund och Visby, har
alla utom Visby kapacitetsproblem. Merparten av anläggningar med kapacitetsproblem har
svårigheter att nå full nitrifikation. En del anläggningar har MBBR steg dimensionerade för
nitrifikation och andra i antingen aktivslam eller biobädd. I de fall då anläggningarna inte har
tillfredställande kväveresultat är det nästan alltid MBBR eller biobäddar som inte når
tillfredställande nitrifikation.
Den enda anläggningen med separat nitrifikation är Knivsta. Som kan ses i Tabell 17 har
Knivsta en årsmedelreduktion på 83 % ammonium. Var merparten av ammoniumreduktionen
sker är osäkert. Aktivslamanläggningen före MBBR anläggningen bidrar troligtvis till
resultatet. I Tabell 17 ses det att anläggningar med fördenitrifikation inte har särskilt hög
reduktion och alla ligger under 50 % kvävereduktion. Både Brandholmen och Ulricehamn
skulle behöva ha högre reduktion för att nå kvävekrav och funktionsgarantier. Bland
efterdenitrifikations anläggningarna når Pinan och Strängnäs 60 % reduktion som
årsmedelvärde och klarar sina krav. Långevik och Holmängen ligger på en årsmedelreduktion
på 40 %, och båda anläggningarna har bara denitrifikationssteget i MBBR och de luftade
processtegen i biobädd. Margretelund och Visby har båda en reduktion som överstiger 60 %,
men Margretelund har kapacitetsproblem. Visby klarar sina krav och lever upp till förväntad
kapacitet. Anläggningar med separat denitrifikation har striktare kvävekrav än de övriga
anläggningarna. Som kan ses i Tabell 17 ligger fyra av anläggningarna på en kvävereduktion
runt 70 % eller högre. Den anläggning som sticker är annorlunda är Ekebro med runt 55 %
kvävereduktion och är den enda som bara har biobädd för nitrifikation. De övriga fyra
anläggningarna har antingen bara aktivslam, vilket är Klagshamn och Nykvarnsverket eller
aktivslam och biobädd som Sjölunda och Ryaverket.
Vad som kan ses i Tabell 17 är att alla hybridanläggningar är ursprungligen byggda på
halvbelastade avloppsreningsverk. Söderköping når trots 40 % belastning inte sitt kvävekrav.
Både Karlsborg och Mölntorp är precis nybyggda och är troligen anpassade efter andra
belastningar än vad som anges i deras miljörapporter. Klippan verkar ha ett bra resultat, och
fungerar som det ska. Osäkerhet finns dock med skillnaderna mellan de bägge processlinjerna
och fler mer ingående studier krävs. Mycket tyder på att det finns stora tveksamheter än så
länge med denna typ av anläggningar.
Slutligen bör anläggningar för oxidation av BOD nämnas. Deras resultat kan ses i Tabell 11.
Det finns inget som tyder på att det är svårt att bygga anläggningar för att reducera organiskt
material och resultaten ligger inom förväntat intervall. Som kan ses i Figur 24 och 25 verkar
detta också var mindre känsligt för reaktorns utformning.
65
Dimensionering 8.2
Vid dimensionering av MBBR teknologin sker bestämmandet av mängden biomassa i
reaktorerna. Det finns i princip bara två olika möjligheter att ändra på denna parameter senare.
Det ena sättet är att öka fyllnadsgraden och det andra är att helt byta bärarmaterial, till ett
bärarmaterial med större yta. Med avseende på resultaten i Tabell 17, tyder mycket på att det
har varit svårt att dimensionera dessa anläggningar. Lika svårt har det varit att rätta till dem i
efterhand. De flesta anläggningar i Sverige som använder MBBR teknologin är anpassade till
befintliga volymer, och det är inte optimalt för denna teknik. MBBR teknologin har troligen
varit enklast att marknadsföra genom att anpassa MBBR tekniken på detta sätt.
MBBR anläggningarna dimensionerats efter den hastighet som man bedömer ske per ytenhet
på bärarna. Bärarmängden är sedan anpassad till den yta som anses behövas för att klara
förväntad belastning. Fyllnadsgraden har därmed blivit en fråga om förhållandet mellan
behovet av bärare och tillgänglig volym. Om sedan volymen inte räcker till finns det en
begränsad möjlighet att utöka fyllnadsgraden. Lösningen har varit att byta bärarmaterial, till
bärare med större skyddad yta, eller anpassa anläggningarna efter en lägre belastning.
Erfarenhet av byte av bärarmaterial har varit snarare att nya bärare haft högre risk för
igensättning. Detta har resulterat i att man eventuellt måste hyra en speciellt utvecklad tvätt
för att tvätta av bärarmaterial då det tenderar att lätt växa igen. Vissa anläggningar är även
troligen feldimensionerade. Enligt Rusten et al. (2006) kan en ammoniumreduktion av 1 g
NH4-N per m2 och dag nås vid en BOD belastning på 1 BOD5 per m
2 och dag (≈1,15 g BOD7)
och temperaturer på 15°C. Både Ulricehamn och Åmåls avloppsreningsverk projekterades
med en BOD7 belastning på nitrifikationssteget på 5 g BOD7 per m2 och dag och har betydligt
längre årstemperaturer. Ulricehamn byggdes senare så medan Åmål korrigerades med
Biochipbärare för att öka ytan och därmed minska ytbelastningen. Dessutom delades
processen i Åmål in fler reaktorer för att sekvensera processen.
Den svåraste processen att dimensionera är fördenitrifikation då nitratreturen påverkar
hydrauliken i anläggningarna. Det finns inget som tyder på att fördenitrifikation som
processkonfiguration att fördra för MBBR. Anledningen är att processen är hydraulik
beroende och alldeles för mycket syre recirkuleras tillbaks till denitrifikations steget. Det är
betydligt lättare att dimensionera raka processer som efterdenitrifikation, där man kan styra
denitrifikations hastigheten med kolkälla och den redan korta uppehållstiden inte påverkas av
recirkulation. Reaktorprincipen gör att reaktorn skall vara totalomblandad vilket medför att
man måste bestämma volymer och dela in reaktorerna i rätt steg, vid dimensionering. Detta
medför att det inte bara är svårt att ändra på parametrar i dessa system, utan även att
flexibiliteten i drift och processtyrning är låg trots det faktum att varje reaktor måste styras
individuellt. Dimensionering av mer komplicerade processer med flera steg, och processer
som innehåller svårbedömda parametrar som diffusion, kräver marginaler och avancerad
processkunskap. Marginaler med denna teknik kostar pengar. Det finns många diffusa
parametrar involverade i MBBR teknologin, där hydraulik, slamavskiljning från bärarna,
substratbelastning och masstransport har en betydelse. En annan parameter som man nästan
tar för givet är ytan, som inte är helt enkel att uppskatta.
66
Processkonfigurering 8.3
Processuppbyggnad av biologiska reningssteg är komplicerat och varken enkelt eller
standardiserat. Dessutom krävs både marginaler och en stor portion pragmatism. Det finns
också ett viss inneboende komplexitet inom reaktorutformningen som gör att många
parametrar blir svårbedömda. Exempel på detta är omblandning, uppehållstid och
omvandlingskapacitet. Tittar man på anläggningar i Sverige med fullskaledrift av MBBR så
inser man att det finns stora problem med vissa typer av processer. Det blir tydligt att då
process utformning spelar en stor roll finns det större problem och mindre problem med
reningsverk där process utformning inte är lika viktigt.
Då det endast finns en känd anläggning med separat oxidation av ammonium är det svårt att
dra några långtgående slutsatser av hur detta fungerar. Nitrifikation i biofilmssystem är en
svårdimensionerad process och särskilt svårt är det för MBBR.
På kvävereduktionsanläggningar blir det tydligt att det är viktigt att konstruera anläggningarna
i så många seriekopplade processteg så möjligt och att själva seriekopplingen är nödvändig
för att sekvenseras biomassan på bärarna. Förutom det faktum att MBBR är en
biofilmsprocess är detta den stora skillnaden mellan MBBR och aktivslam. Då
anläggningarna har bärare, silar och en speciell reaktorutformning som skiljer sig från
aktivslam, så är dimensioneringen betydligt svårare och mer komplex, vilket kräver
specialistkunskap. Bland kvävereduktionsprocesserna är fördenitrifikation i MBBR, inte att
rekommendera. Anledningen är att i MBBR är nitratreturen den enda recirkulationen i
processen. I aktivslamanläggningar kommer även slamreturen innehålla nitrat. Det innebär att
i aktivslamprocessen kommer recirkulera tillbaks mer nitrat än en MBBR anläggning vid
samma recirkulationsgrad. Det finns också starka indikationer på att recirkulationsgraden inte
kan vara hur hög som helst. I MBBR anläggningar för nitrifikation är syrehalterna högre och
uppehållstiderna kortare än i motsvarande aktivslamanläggning. Bland de anläggningar med
fördenitrifikation som processkonfiguration fungerar processen mycket dåligt. Resultaten står
dock i proportion med de studier som gjordes på denna processkonfiguration i början av 90-
talet och det mesta tyder på att det finns en begränsad kapacitet i detta system.
Efterdenitrifikation är en betydlig lättare process då den styrs mindre av hydraulik och
denitrifikations hastigheterna kan styras med tillsats av extern kolkälla. Dessutom kan de
höga syre koncentrationerna hanteras med den externa kolkällan, men detta kostar pengar.
Separat denitrifikation som process är bättre, då syrekoncentrationen är lägre och
koncentrationen av suspenderande partiklar in i processen är mindre. Processen har dessutom
en rad bra referenser.
Processuppbyggnad för hybridanläggningar är okänd men de anläggningar som finns är
troligen dimensionerade som en konventionell aktivslamprocess med fördenitrifikation. Den
sista nitrifikationsreaktorn fylls sen med så mycket bärarmaterial som är möjligt. Det finns
många frågetecken kring denna process. Som kan ses i Tabell 9 i kapitel 6 är det fyra helt
olika anläggningar som har byggts än så länge.
67
Processtekniska aspekter 8.4
MBBR processer för kvävereduktion är stela och i en reaktor som luftas kan inte luftningen
stängas av om inte omrörare finns. Intermediär luftning kräver att anläggningen rustas med
både omrörare och luftningssystem och är i praktiken omöjlig att skifta mellan, utan lägre
uppstartsperioder. Processtyrning är begränsad i MBBR medan i aktivslam kan man
omedelbart ändra på dessa förutsättningar. Anledningen är att biofilmsprocesser drivs nästan
alltid nära sin maximala kapacitet och är därför mycket mindre flexibla än motsvarade
aktivslamprocesser. En anledning till detta är att syrehalterna i MBBR processer måste
varierar mellan gränsområden från fullt syresatt i nitrifikationsreaktorerna via
deoxidationsreaktor till mycket låga inkommande syrekoncentrationer i reaktorerna för
denitrifikationen.
Anläggningar för kvävereduktion med MBBR teknik skiljer sig kraftigt från aktivslam.
Nyckeln ligger i seriekoppling av reaktorer enligt tankseriemodellen. Därför är egenskaperna
hos tankreaktorn att eftersträva. Reaktorstrukturen ska vara totalt omblandad, djup, och ha en
struktur som underlättar god omblandning och just totalomblandningen ger upphov till
behovet av seriekoppling. Då biofilmsprocesser begränsas av framförallt diffusion, krävs
stabil och fullständig nitrifikation för att möjliggöra denitrifikation i föregående eller
efterkommande steg. För att nå höga nedbrytningshastigheter av ammonium krävs höga
syrekoncentrationer, i storleksordningen 7-8 mg per L. Detta nås framförallt genom djupa
reaktorer. Då denitrifikation kraftigt hämmas av syre, är deoxidation efter
nitrifikationsprocessen av mycket stor betydelse. Det verkar inte ha funnits några tydliga
riktlinjer för hur man ska bygga deoxidations reaktorer och vissa anläggningar saknar
antingen helt deoxidations reaktor eller har deoxidationsreaktor men saknar bärarmaterial.
Fördenitrifikation kommer har en mycket begränsad kapacitet enligt tidigare förda
resonemang. Problemet innefattar framförallt nitratrecirkulations problematik och höga
syrekoncentrationer som konsumerar kolkälla i inkommande vatten. Eftersom kolkällan är
bättre och i praktiken inte begränsad i efterdenitrifikation kan man också reducera
syrekoncentrationer. I fördenitrifikation förbrukas det lättnedbrytbara kolet av syrehalterna
och denitrifikations processen avstannar eller fortskrider mycket långsamt. Fördelen med
separat denitrifikation är den raka processen, med lägre halter syrekoncentrationer och låga
halter av suspenderade partiklar i processen. Mycket talar för att separat denitrifikation är en
säker och kompakt process för denitrifikation och det finns flera bra referenser.
Hur omrörningen av bassängerna bör utformas tenderar var i dagsläget okänt, mycket tyder på
att det finns en oklarhet i hur pass stor påverkan omrörningen ger på plastmaterialet.
Propellerdiametern bör vara stor i förhållande till reaktorn då risken för skador på
bärarmaterialet minskar med låg periferihastigheten på omröraren. Det är osäkert om
grovblåsiga luftningssytem ger god energieffektiv omblandning. Många anläggningar är inte
fyllda med bärarmaterial, överstigande 50 %. Anledningen är att det troligen inte är praktiskt
samt att man vill ha utrymme för marginaler.
68
69
9 Slutsatser
Idag finns det över ett 50-tal anläggningar med MBBR-teknologin i Sverige i kommunal drift.
Kommunala avloppsreningsverk med tillämpad kvävereduktion, som använder sig av ett eller
flera processteg med MBBR, står troligen för omkring en tredjedel av de kommunala
avloppsreningsverk i Sverige som använder sig av MBBR teknologin. Det finns också två
olika varianter av processer som befinner sig på ett mer eller mindre experimentellt stadium.
Det är dels hybridanläggningar och anläggningar för hantering av rejektvatten. I Sverige är
det utan tvekan endast en leverantör av bärarmaterial som idag är helt marknadsdominerande.
På marknaden finns i princip bara fem bärarmaterial. Det är K1, K1 Heavy, K3, Biochip-P
och Biochip-M. Biochipen är framförallt utvecklade för hybridprocesser.
Denna studie visar på att det inte har varit lätt att implementera MBBR teknologin i
kommersiell drift i Sverige och den kommunala drifterfarenheten av processen varierar stort.
Utan tvekan kan man säga att den stora skillnaden ligger i vilken typ av process som används.
Under de första tio åren användes tekniken mest för oxidation av organiska föreningar men i
slutet av 1990-talet byggdes det första anläggningarna för kvävereduktion. Att enbart använda
sig av en rak separat denitrifikations process med extern kolkälla, visade sig vara enklast att
implementera. De anläggningar som byggdes med kvävereduktion, där MBBR teknologin står
för hela processen visade sig vara svårare att konstruera. Som kan ses i Tabell 17 i Kapitel 8
visade det sig också att det är viktigt av att dela upp användandet av MBBR-teknologin i olika
processer och jämföra anläggningar med samma process konfiguration. Anläggningar med
oxidation av organiska material är nästan alla under 10 000 PE och deras funktion verkar vara
bra. Det finns mycket som tyder på att det finns många praktiska fördelar med att ha mindre
anläggningar med bärarmaterial då detta genererar enkla och praktiska lösningar som
levererar för det mesta förväntade resultat.
Vad gäller kvävereduktion gäller det att dela in processen i tydliga konfigurationer av process
och anläggning. Det finns troligen bara en anläggning med separat nitrifikation i MBBR, det
är Knivsta och denna anläggning föregås av en aktivslam anläggning. Anläggningar som har
kvävereduktion bör delas upp i fyra olika processalternativ. Det är anläggningar med
fördenitrifikation, efterdenitrifikation, separat denitrifikation och anläggningar som tillämpas
både för- och efterdenitrifikation. Det finns troligen inte fler än tre anläggningar med
fördenitrifikation. Anläggningarna är Brandholmen, Ulricehamn och Åmål och dessa
anläggningar har mycket låg kapacitet, och har problem att nå krav och garantier. Det är svårt
att se att någon av dessa anläggningar kan få en bra och fungerande process utan att byggas
om. Fördenitrifikation är en mycket svår process att konstruera för MBBR teknologin och är
inte att föredra. Anläggningar med efterdenitrifikation är svåra att utvärdera. De fyra kända
anläggningarna är Strängnäs, Pinan, Holmängen och Långeviks avloppsreningsverk. Samtliga
fyra anläggningar har biobädd före, antingen dimensionerade för nitrifikation eller inte.
Kapaciteten ligger i ett intervall där många svenska avloppsreningsverk med biofilmssystem
återfinns. Anläggningar som har både fördenitrifikation och efterdenitrifikation fungerar av de
tre alternativen bäst. Margretelunds avloppsreningsverk har dock kapacitetsproblem. Visby är
70
bra anläggning som har en kapacitet som ligger inom förväntat intervall. Anläggningen är
dock fundamentalt annorlunda i process uppbyggnad med nya reaktorer. Bassängerna är
också djupa vilket generera effektivare syresättning. Noterbart är dock att MBBR
anläggningen står för 70 % av energiförbrukningen på avloppsreningsverket och man har inte
haft råd att fylla i allt bärarmaterial än. Det finns troligen inte fler än fem anläggningar med
MBBR teknologin som har separat denitrifikation med extern kolkälla. Dessa anläggningar
tillhör landets allra största anläggningar med kvävereduktion. Dessa anläggningar fungerar
bra om nitrattillförseln är god och syrehalten låg. Några av dem behandlar delflöden,
tillexempel Nykvarsverket och Ryaverket. I de fall där processen med denitrifikation i MBBR
har problem kan detta förklaras med att anläggningen har låga inkommande koncentrationer
av nitrat, som tillexempel Ekebro. Överdosering av kolkälla och ibland fosforbrist är andra
parametrar som dessa anläggningar skall klara av att kompensera.
Det sista processalternativet som används och byggs allt fler av är en hybrid process mellan
aktivslam och MBBR. De fyra kända anläggningarna är samtliga konstruerade med
fördenitrifikation och där framförallt nitrifikationssteg i processen inkluderar hybridreaktor.
Resultat än så länge tyder på att man provar sig fram, och det verkar som om man inte riktigt
vet hur man ska bygga denna process. Det avloppsreningsverk som klarar sitt kvävekrav gör
det troligen utan hybridreaktorn. Det kan dock finnas andra orsaker till att hybrid
anläggningar kan komma att användas på avloppsreningsverk i framtiden. Ingående studier på
fullskaleanläggningar krävs. Slutligen kommer det en helt ny processteknik med en mycket
speciell grupp bakterier inom rejektvattenhantering, denna bakteriegrupp har en mycket
långsam populationstillväxt och för att utvecklad denna processteknik mer i framtiden är det
utan tvekan så att bärarmaterial och MBBR teknologin kan ha stora fördelar framför annan
processteknik.
Många anläggningar med MBBR teknologin har anpassas till redan befintliga volymer och
det med avseende att göra tekniken kommersiellt gångbar. Det finns ingenting som tyder på
att det är optimalt att bygga tekniken på det sättet och i processer med flera steg finns det
stora risker med denna typ av dimensionering. I de fall, då nya volymer byggts, gäller det
framförallt anläggningar med separat denitrifikation. Anläggningar som har anpassats efter
befintliga volymer har anpassats med att fyllnadsgrad har korrigerats efter hur mycket
biofilmsyta man anser sig behöva. Kvävereduktion i MBBR kräver mycket speciell
processuppbyggnad, som skiljer sig kraftigt från aktivslam. Anledningen till att man inte
bygger nya volymer är att process typen är alldeles för dyr i jämförelse med aktivslam om
man bygger helt nya volymer. Många anläggningar i mindre kommuner är byggda med
totalentreprenad, vilket är ett incitament att bygga så billigt så möjligt. Det måste även anses
förvånansvärt att så många anläggningar med MBBR med kvävereduktion i förhållande till
det totala antalet anläggningar med kvävereduktion som finns i landet har kapacitetsproblem.
Det är utan tvekan så att problemet ligger i framförallt underpresterande nitrifikation. Därmed
ska inte alla anläggningar med dåliga resultat automatiskt kopplas till MBBR processen.
Slutligen tyder mycket på att denna teknik kan användas för enklare, rakare processer som är
serie kopplade, och omrörda.
71
10 Framtida studier
Då marknaden som erbjuder MBBR teknologin i Sverige är begränsad, samtidigt som det
bland uppköpare och driftpersonal saknas relevanta referenser, bör det finnas en stor potential
till att just studera kommunala erfarenheter från en rad olika perspektiv. Bland annat bör man
studera skillnaden mellan anläggningar med aktivslam, biobädd och MBBR i fullskaledrift.
En av de första aspekterna man bör studera är processuppbyggnad och reaktorutformning.
Mycket talar för att reaktorutformning, processuppbyggnad och hydrauliken i MBBR-
processen har avgörande betydelser för kapacitet och resultat. Så den processteknisk
parameter som först bör modelleras är seriekoppling. I Norge byggdes processerna på
kvävereduktions anläggningar Lillehammer (1994) först med nio seriekopplade reaktorer,
Gardemoen (1998) med sju seriekopplade reaktorer och RA-2 (2002) slutligen med sex
seriekopplade reaktorer. I Visby (2007) tillämpades åter igen seriekoppling med nio reaktorer.
De övriga fyra anläggningar med enbart kvävereduktion i Sverige har mellan tre och fem
process steg och fungerar inte tillfredställande.
Bland de mer tekniska aspekterna bör omblandning studeras i dessa reaktorer. Det finns
uppenbarligen ett flertal olika varianter. Omrörning påverkar också den förväntade
livslängden på bärarmaterialet. En ekonomisk aspekt på det hela är att jämföra aktivslam,
biobädd och MBBR där både konstruktion av nya bassänger, insatsvaror och årliga drift
tillsammans utvärderas med underhållskostnader och jämförs med anläggningarnas
driftresultat. I Sverige bör en sådan studie kunna involvera Visby avloppsreningsverk.
Framtida studier bör grundas på säkrare dimensionering av anläggningar med MBBR-
teknologin. Denna studie tyder på komplexitet, och att processen är svår att dimensionera och
att det finns låg flexibilitet i styrning av dessa anläggningar samtidigt som de kräver mer
styrning än både aktivslam och biobäddar.
Slutligen börs en mer omfattande studie göras på så kallade hybrid anläggningar. Resultat har
från dessa anläggningar varit ytterst tveksamma än så länge och det finns mycket att
undersöka med denna process.
Anläggningar som bör studeras i framtiden för att säkrare göra dimensionering av
avloppsreningsverk med MBBR teknologin är:
Visby avloppsreningsverk Har bra datamaterial, väl fungerande anläggning för
kvävereduktion och klarar kvävekrav. Är dock inte
färdigbyggd än, då mer bärarmaterial ska fyllas i.
Ryaverket Stor och nybyggd anläggning med en process för
separat denitrifikations i MBBR.
Klippans avloppsreningsverk Hybridanläggning som klarar sina kvävekrav, har två
parallella linjer och varit i drift en längre tid.
72
73
11 Referenser
AnoxKaldnes, 2008, Ulricehamns Avloppsreningsverk - Uppdaterad processdimensionering
samt förslag till åtgärder.
AnoxKaldnes, 2010a, Brandholmens reningsverk-utredning av nuvarande driftsituation och
åtgärdsförslag. Projektnummer 102005, 2010-06-11.
AnoxKaldnes, 2010b, Uppföljning av Ulricehamns ARV v.100316.
AnoxKaldnes, 2011. HybasTM
hybridprocessen. Tillgänglig via internet: 2011-10-15.
Tillgänglig via: http://www.anoxkaldnes.com/Sve/c1prodc1/hybrid.htm
Andreottola, R., Folandri, M., Ragazzi, M., Tatano. F. 2000. Experimental comparison
between MBBR and activated sludge system for the treatment of municipal wastewater.
Water Science and Technology. Department of Civil and Environmental Engineering,
University of Trento, Trento, Via Mesiano, 77-38050 Trento, Italy
Arrigo R, K., 2005. Marine microorganisms and global nutrient cycles. Nature Vol 437. 15
September 2005, nature 04158.
Aspegren, H., Nyberg, U., Andersson, B., Gotthardsson, S., Jansen. J la C. 1998. Post
denitrifikation in a Moving Bed Biofilm Reactor process. Water Science and Technology.
Vol. 38. No 1. Pp. 31-38.
Balmér, P. 2010. Benchmarking och nyckeltal vid avloppsreningsverk. Svensk Vatten
Utveckling. Rapport Nr 2010-10. Projektnummer 29-106.
Biomedia. n.d. Moving Bed Biofilm Reactor. Tillgänglig via internet: 2011-11-17. Tillgänglig
via: http://www.biomedia.co.kr/files/m2.pdf
Björnsdotter, L. 2009. Optimering av biofilmsprocess för kväverening på Strängnäs
avloppsreningsverk. Tillgänglig via internet: 2011-11-17. Tillgänglig via:
http://s1011389.crystone.net/uploads/%C3%85rsm%C3%B6te%202009/OPTIMERING%20
AV%20BIOFILMSPROCESS%20090311.pdf.
Cirkulation, 2011. Söderköping kan få mångmiljon vite. Tillgänglig på nätet: 2011-11-03.
Tillgänglig via: http://www.cirkulation.com/2010/11/soderkoping-kan-fa-mangmiljon-vite/
Region Gotland, 2011. Nybyggnationer Slamtork och nya bioblocket. Tillgänglig på internet
2011-10-04. Tillgängligt via: http://www.gotland.se/imcms/27298
GRYAAB, 2010. Gryaabs förbättrade kväve- och fosforrening. Foto: Peter Magnusson.
Tillgänglig på internet 2011-10-04. Tillgängligt via:
http://www.gryaab.se/admin/bildbank/uploads/Dokument/Broschyrer/Broschyr_NP_slutkorr_
2010-05-13_UWA.pdf
74
GRYAAB, 2011. Gryaabs utbyggnad 2006-2010. Tillgänglig på internet: 2011-10-17.
Tillgänlig via: http://www.gryaab.se/default.asp?show=55&lid=1&ulid=77.
Gustavsson, G., 2011. Control Strategies and Procedures in Biofilm Processes at VA SYD,
Nutrient Recovery and Management 2011 (WEF/IWA), Miami, Florida.
Hansson, S., 2002. Den skapande människan. Om människan och tekniken under 5000 år.
Studentlitteratur Tryck 2006-05-04. ISBN 91-44-02148-8.
Helness, H. 2007. Biological phosphorus removal in a moving bed biofilm reactor. Thesis for the degree doktor ingeniør. Trondheim, September 2007. Norwegian University of Science
and Technology. Faculty of Engineering Science and Technology. Department of Hydraulic
and Environmental Engineering
Hem, L J., Rusten, B., Ødegaard, H. 1994. Nitrification in a moving bed biofilm reactor.
Water Res. 28 (6), 1425-1433.
Henze, M., Harremoës, P., Jansen. J la C. Arvin. 2002. Wastewater Treatment-Biological and
Chemical Processes. Third Edition. Third Edition
Kermani. M., Bina, B., Movahedian, H., Amin, M M., Nikaeen, M. 2009. Biological
phosphorus and nitrogen removal fromwastewater using moving bed biofilm process. Iranian
Journal of Biotechnology, Vol. 7, No. 1, January 2009.
Kjellén, J B, Andersson, A-C. 2002. Energihandbok för avloppsreningsverk. VA Forsk
Rapport Nr 2 maj 2002.
LEVAiLysekil, 2011. Långeviksverket. Tillgänglig på internet: 2011-10-04: Tillgänglig via:
http://www.levailysekil.se/download/18.51011a9012f20db1d0480003834/2011-03-
22_L%C3%A5ngevik.pdf
Lingsten, A., Lundkvist, M., 2008. Nulägesbeskrivning av VA-verkens energianvändning.
Svenskt Vatten Utveckling. Rapport 2008-01.
Lundh, P. 2006. Kompakt bioprocess med flotation. Tillgänglig på internet 2011-10-04:
Tillgänglig via: http://www.envisys.se/lund_dok/51PL.pdf
Mases, M., Dimitrova, I., Nyberg, U., Gruvberger, C., Andersson, B. 2011. Experiences from
MBBR Post-Denitrifikation Process in Long-term Operation at two WWTPs.VASYD,
Malmö.
Över 10 års erfarenhet av efterdenitrifikation i två MBBR anläggningar. VASYD. Malmö.
Seminariedag om MBBR och Skivfilter. Gryaab, 2010-0-29.
Mutag-biochip, 2011. Mutag BioChipTM
- Applications. Tillgänglig via internet 2011-10-16.
Tillgänglig via: http://www.mutag-biochip.com/application.html
Neptune, 2009. Neptune beach’s nitrogen reduction overview and recommendation.
75
Tillgänglig via nätet 2011-10-13. Tillänglig via nätet:
http://ebookbrowse.com/doc20090701153050-item2-nitrogen-pdf-d76049647.
NFS, 2004. Naturvårdsverkets föreskrifter om ändring i kungörelsen (SNFS 1994:7) med
föreskrifter om rening av avloppsvatten från tätbebyggelse; NFS 2004:7 Utkom från trycket
den 30 juni 2004.
Norrköpings Tidning, 2011. Söderköpings kommun riskerar 20 miljoner i vite. Tillgänglig på
internet 2011-10-04. Tillgänglig via:
http://www.nt.se/soderkoping/artikel.aspx?articleid=6410700
NRVA, 2011. Nedre Romerike Avløpsselskap IKS Fra avløp til elv og åker. Tillgänglig på
nätet 2011-11-02. Tillgänglig via:
http://www.nrva.no/modules/module_123/proxy.asp?D=2&C=13&I=51&mid=22
Willey, J., Sherwood, L., Woolverton, C. 2008. Prescott, Harley, and Klein’s Microbiology.
Seventh Edition. McGraw-Hill. International Edition. ISBN 978-0-07-110231-5.
Rusten, B., Siljudalen, G J., Nordeidet, B. 1994. Upgrading to nitrogen removal with the
KMT moving bed biofilm process. Water Sci. Technol. 29 (12), 185-195.
Rusten, B., Hem, L J., Ødegaard, H. 1995a. Nitrification of municipal wastewater in moving
bed biofilm reactors. Water Environ. Res. 67 (1), 75-86.
Rusten, B., Hem, L J., Ødegaard, H. 1995b. Nitrogen removal from dilute wastewater in cold
climate using moving bed biofilm reactors. Water Environ. Res 67 (1), 65-74.
Rusten, B., Siljudalen, J G., Bungum, S. 1995. Moving Bed Biofilm Reactors for nitrogen
removal- From initial pilot testing to start-up of the Lillehammer WWTP. Accepted for
presentation at WEFTEC 95 in Miami, USA.
Rusten, B., Kolkinn., O., Ødegaard, H 1997. Moving bed biofilm reactors and chemical
precipitation for high efficiency treatment of wastewater from small communities. Water
Science & Technology. Vol. 35, No. 6. pp. 71-79.
Rusten, B., McCoy, M., Proctor, R., Siljudalen J G. 1998. The innovative moving bed biofilm
reactor/ solids contact reaeration process for secondary treatment of municipal wastewater.
Water Environmental Reseach. Vol. 70. No. 5
Rusten, B., Hellström B G., Hellström, F., Sehested, O., Skjelfoss, E., Svendsen, B. 1999.
Pilot testing and preliminary design of moving bed biofilm reactors for nitrogen removal at
the Frevar wastewater treatment plant. Water Science and Technology Vol 41 No 4-5 pp 13–
20. IWA Publishing 2000.
Rusten, B., Wien, A., Wessman, F.G., Siljudalen, J.G., and Tranum, I. 2002. Treatment of
Wastewater from the New Oslo Airport and surrounding communities using Moving Bed
Biofilm Reactors and Chemical Precipitation. Second CIWEM and Aqua Enviro Biennial
76
Conference on Management of Wastewater, 2.
Rusten, B., Eikebrokk. B., Ulgenes, Y., Lygren, E. 2006. Design and operations of the
Kaldnes moving bed biofilm reactors. Received 26 December 2004; Accepted 18 April 2005.
Available online 17 May 2005.
Salvetti, R., Azzellino, A., Canziani, R., Bonomo, L. 2006 Effects of temperature on tertiary
nitrification in moving bed biofilm reactors. Water Research 40 (2006) 2981-2993.
Simonsen, S. 2008. En analyse av dimensjoneringsgrunnlaget for HYBAS – en hybrid
avløpsrenseprosess. Master i produktutvikling og produksjon. Juni 2008. Norges teknisk-
naturvitenskapelige universitet. Institutt for energi og prosessteknikk.
Statistiska Centralbyrån. 2006. Rapport 2000:6. Vattenräkenskaper- en pilotstudie om uttag,
användning samt utsläpp, fysiska och monetära data. Tillgänglig via internet: 2011-10-07.
Tillgänglig via: http://www.scb.se/statistik/MI/MI0902/2000I02/MI71%C3%96P0006.pdf.
Statistiska Centralbyrån, 2011. Hitta statestik. Tillgänglig via internet: 2011-10-05.
Tillgänglig via: http://www.scb.se/Pages/List____250612.aspx
Svenska Miljörapporteringsportalen, 2011. Tillgänglig via: https://smp2.naturvardsverket.se/
Szwerinski, H., Arvin, E., Harremoës, P. 1986. pH-decrease in a nitrifying biofilm. Water
Research. Volume 20, Issue 8, August 1986, Page 971-976.
Täljemark, K., Aspergren, H., Gruvberger, C., Hanner, N., Nyberg, U., Andersson, B. n.d. 10
years of experiences of an MBBR process for post-denitrification. Malmö Water.
Veolia Water Solution & Technologies, 2011a. AnoxKaldnes™ MBBR Technology.
References. Tillgänglig via internet: 2011-10-12: Tillgänglig via:
http://www.veoliawaterst.com/mbbr/en/references.htm
Veolia Water Solution & Technologies, 2011b. Case Study: Lillehammer WWTP –
Lillehammer, Norway. Tillgänglig via internet: 2011-10-12: Tillgänglig via:
http://www.veoliawaterst.com/kaldnes/en/references.htm och
http://www.veoliawaterst.com/processes/lib/pres/F4219Fixs23Q0U2o0B3OGqzi.pdf
Veolia Water Solution & Technologies, 2011c. Case Study: Gardermoen Treatment plant –
Oslo, Norway. Tillgänglig via internet: 2011-10-12: Tillgänglig via:
http://www.veoliawaterst.com/kaldnes/en/references.htm och
http://www.veoliawaterst.com/processes/lib/pres/F3FBX3w624Jr1L4kj9ix1198.pdf
Veolia Water Solution & Technologies, 2011d. Case Study: RA-2 Nitrogen removal.
Tillgänglig via internet: 2011-10-12: Tillgänglig via:
http://www.veoliawaterst.com/kaldnes/en/references.htm och
http://www.veoliawaterst.com/processes/lib/pres/F3FBX3w624Jr1L4kj9ix1198.pdf
Warfvinge, P. 2010. Process Calculations and Reactor Calculations For Environmental
77
Engineering. Per Warfvinge. Department of Chemical Engineering. Edition for academic year
2010/2011.
Ødegaard, H. 1992. Fjerning av næringsstoffer ved Rensing av avløpsvann. Tapir Forlag.
1992. Universitetet i Trondheim ISBN 82-519-1109-5.
Ødegaard, H., Rusten, B., Westrum, T. 1994. A new moving bed biofilm reactor-applications
and results. Water Science & Technology. 29 (10-11), 157-165.
Ødegaard, H. 1999. The Moving Bed Biofilm Reactor, Water Environmental Engineering and
Reuse of Water, Hokkaido Press 1999, p. 250-305
78
1
1 Appendix 1 - Anläggningsbeskrivningar
Data från följande anläggningar är framförallt hämtade från Emissions- och Miljörapporter
från Svenska Miljörapporteringsportalen, SMP samt personliga kontakter via telefonsamtal
och besök på över ett tiotal anläggningar.
Oxidation av ammonium i MBBR 1.1
1.1.1 Knivsta avloppsreningsverk, Knivsta
Anläggningen är som helhet dimensionerad för 13 000 PE (910 kg BOD7 per dag) och
belastningen låg 2010 på lite mer än 6 000 PE (421 kg BOD7 per dag) i medelbelastning.
Totalkvävebelastningen låg på som årsmedelvärde på 105 kg per dag vilket innebar en
inkommande koncentration på 55 mg per L totalkväve. Utgående koncentration låg på 24 mg
totalkväve per L, vilket är en reduktion på 56 %. Anläggningen skall dock noteras inte vara
konfigurerad för kvävereduktion. Det vill säga inte innefattas av oluftad bassäng.
Anläggningen har istället ett krav på ammoniumkväve i utgående avloppsvatten på 4 mg per
L (maj-oktober) och 8 mg per L (november-april). Inkommande koncentrationer av
ammoniumkväve låg på 40 mg per L och utgående koncentrationer låg på totalt som
årsmedelvärde på 6,8 mg per L vilket genererade en reduktion på 83 %. Anläggningen hade 4
mg per L ut som medelvärde sommarperioden (maj-oktober) och 10 mg per L i utgående
avloppsvatten vinterperioden (november-april), vilket göra att anläggningen inte klarade
kravet vintertid. Processen innefattar aktivslam anläggning för oxidation och därefter MBBR
anläggning för nitrifikation. Fyllnadsgraden ska vara runt 65 %. Simultanfällning i aktivslam
anläggningen tillämpas med järnklorid. Reningsprocessen avlutas med två dammar.
Natriumhydroxid kan tillsättas i sandfånget för att minska pH reduktionen över
nitrifikationen. Mätning av utgående vatten sker efter biodammarna. Hur pass stor del MBBR
processen tillför till ammoniumreduktionen har inte gått att utreda.
Fördenitrifikation i MBBR 1.2
1.2.1 Brandholmens avloppsreningsverk, Nyköping
Avloppsreningsverket är dimensionerat för 50 000 PE (3 500 kg BOD7 per dag) och
anläggningen är idag belastad med cirka 45 000 PE (3 150 kg BOD7 per dag).
Totalkvävebelastningen låg på 575 kg per dag under 2010 vilket motsvarar 12,8 kg N-tot per
PE, om man räknar för ca 45 000 PE. Ammoniumkoncentrationen i inkommande vatten var
som medel 30,2 mg per L och utgående ammonium koncentration låg på 2,7 mg per L, vilket
innebär att anläggningen har full nitrifikation. Kvävekravet på anläggningen är 15 mg per L
vilket anläggningen inte klarade av. Som års medelvärde gick en koncentration av oxiderat
kväve på 15,7 mg per L ut ur reningsverket under 2010, vilket är över det totalkvävekrav på
15 mg per L De senaste åren har totalkvävehalten legat på mellan 18 och 20 mg per L i
utgående avloppsvatten. Anläggningen är den enda med fördenitrifikation som bedöms ha
fullständig nitrifikation och kan ses i Figur 1.
2
Figur 1: MBBR blocket i flödes riktning på Brandholmens avloppsreningsverk i Nyköping.
Foto av Lustig (2011).
MBBR blocket består av två parallella linjer som är lika stora. Fördenitrifikationen antas ha
AnoxKaldnes K1 Heavy. Vad den ursprungliga fyllnadsgraden var är okänt men en inte helt
oväsentlig mängd bärare har lämnat processen under tidens gång. Fyllnadsgraden ska vara
upp mot 60 % enligt AnoxKaldnes (2010a). Det är inte omöjligt att fyllnadsgraden egentligen
ligger mellan 30-40 % enligt andra bedömningar. Fördenitrifikationen har en volym på 435
m3 var, uppdelad på troligen två lika stora seriekopplade linjer. BOD-reduktionssteget består
endast av totalt 460 m3 för båda linjerna. Nitrifikationszonen separeras från BOD-
reduktionszonen med ett galler. Totalt är bägge linjerna för nitrifikation på ca 1500 m3. I
slutet av anläggningen finns det en deoxidations zon per linje på 415 m3 per linje. I zonen
finns en okänd mängd bärarmaterial. Enligt uppgift ska det gå att lufta deoxidations zonen vid
behov som en förlängning på nitrifikationsprocessen.
1.2.2 Ulricehamns Avloppsreningsverk, Ulricehamn
Ulricehamns avloppsreningsverk är dimensionerat för 12 500 PE (875 kg BOD7 per dag) och
hade en total belastning på 9 935 PE (695 kg BOD7 per dag) år 2010. När anläggningen
dimensionerades 2003 och byggdes 2005 var belastningen 5 121 PE (cirka 360 kg BOD7 per
dag respektive 5 675 PE (cirka 400 kg BOD7 per dag).) Anläggningen är dimensionerad för
en kvävebelastning på 100 kg totalkväve per dygn. Detta värde inkluderas dock inte av
prestandagarantin och värdet 100 kg totalkväve på inkommande vatten var ungefär den
belastningen som fanns på anläggningen innan 2005. Det motsvarar 8 gram totalkväve per PE
för 12 500 PE. Vid en uppdaterad process dimensionering 2008 av AnoxKaldnes användes
värdet 145 kg totalkväve per dygn, vilket motsvarar 11,6 g totalkväve per PE enligt
AnoxKaldnes (2008). Anläggningen kan ses i Figur 2.
3
Figur 2: Anläggningen och bärarna av modell AnoxKaldnes K3 från den första luftade
anläggningen. Foto av Lustig (2011).
I den mekaniska reningsprocessen ingår galler, sandfång och försedimentering. MBBR
processen är byggd i en gammal biobädd och indelad i fyra olika zoner. Det är en reaktor för
fördenitrifikation och två för nitrifikation samt en liten volym som kallas ”deox” utan
bärarmaterial. Totalvolymen på det biologiska steget är 1 100 m3. Dimensionerat flöde är 300
m3 per timme (7200 m
3 per dag) och dimensionerat maxflöde i biosteget är 600 m
3 per timme
(14 400 m3 per dag). Inkommande flöde 2010 var som årsmedelvärde 163 m
3 per timme
(3913m3 per dygn). Maxflödet 2010 var 443 m
3 per timme (10 626 m
3 per dag).
Anläggningen dimensionerades med en fördenitrifikation, med en volym på 280 m3 med 90
m3 AnoxKaldnes K1 Heavy. Andra bassängen är luftad och kallas för nitrifikationsbassäng 1
(N1) och har en volym på 600 m3 och hade en fyllnad av 210 m
3 AnoxKaldnes K3.
Nitrifikationsbassäng 2 (N2) är på 130 m3 och hade 40 m
3 AnoxKaldnes K3 i bassängerna.
Recirkulationen skedde tidigare enbart via en nivålyftarpump och självfall. Anläggningen
dimensionerades för en homogen BOD och kvävebelastning på 5 g BOD per m2 och dag
respektive 0,6 g N-tot per m2 dag. Idag har fördenitrifikationen, fortfarande 90 m
3
AnoxKaldnes K1 Heavy. Den första nitrifikationsbassängen har en fyllnad av 250 m3
AnoxKaldnes K3, då 40 m3 har pumpats tillbaks till N1 från N2. N2 har idag lite mindre än
25 m3 AnoxKaldnes Biochip-P i bassängerna, som fylldes i 2010. Recirkulationen tillbaks till
denitrifikationen sker sedan juni 2011 via nivålyftarpump med självfall och en nybyggd
recirkulationspump placerad i utgående ränna från nitrifikationsbassäng 2. Den nya
recirkulationen kan ses i Figur 3.
Figur 3: Recirkulationsflödet efter ombyggnationen 2011. Foto av Lustig (2011).
4
Anläggningen har en funktionsgaranti på att klara 16 mg per L totalkväve i utgående
avloppsvatten som årsmedelvärde. Anläggningen har aldrig klarat detta. Under hösten 2011
föreslogs en rad förändringar på anläggningen för att komma till rätta med problemen med
kvävereduktionen som inte når garantin. I Figur 4 kan man se den andra luftade reaktorn på
Ulricehamn som innehåller chip under ombyggnationen 2011.
Figur 4: Den andra luftade reaktorn på Ulricehamns avloppsreningsverk. Foto av. Lustig
(2011).
1.2.3 Åmåls avloppsreningsverk, Åmål
Anläggningen är dimensionerad för 11 600 PE (810 kg BOD7 per dag) men belastningen på
anläggningen låg 2010 på 4 300 PE (cirka 300 kg BOD7 per dag). Totalkvävebelastningen var
cirka 95 kg per dag, vilket motsvarade en koncentration på 25,6 mg per L i inkommande
avloppsvatten. Anläggningen har inget kvävekrav, men anläggningen är dimensionerad för att
klara 15 mg per L, vilket man lyckats att nå under 2009, dock krävdes endast 30 % reduktion
för att klara kravet det året. I Figur 5 kan man se denitrifikations reaktorn som innehåller
bäraren AnoxKaldnes K1 Heavy.
Figur 5: Denitrifikations steget till vänster och inflöde till denitrifikations delen i den högra
bilden. Foto av Lustig (2011).
Anläggningen är ursprungligen föreslagen att dimensioneras (och eventuellt byggd) med
fördenitrifikation på samma sätt som Ulricehamns avloppsreningsverk. Anläggningen skulle
då ha haft ett denitrifikationssteg på 251 m3 bassängvolym och 117 m
3 bärarmaterial av
AnoxKaldnes K1 Heavy vilket hade varit 47 % fyllnadsgrad. Nitrifikationsstegen hade varit
totalt 530 m3 volym med 280 m
3 bärare av antingen AnoxKaldnes K1 eller AnoxKaldnes K3
5
och en fyllnadsgrad på 55 %. Deoxidationszonen hade varit på 36 m3 och saknat bärare. Idag
är dock de luftade bassängerna indelade i tre zoner och fyllda med Biochip-P. Deoxidations
bassängen saknar fortfarande bärare. Anläggningen behandlar ett flöde på ca 3000 m3 per dag.
Bassängdjup är troligen djupare än 5,5 meter. Anläggningen är troligen på totalvolymen 800
m3. I Figur 6 kan man se de tre seriekopplade nitrifikationsbassängerna som innehåller chip.
Figur 6: De tre luftade nitrifikationsbassängerna i den vänstra bilden och syremätaren i
bärarmaterialet den högra bilden. Foto av Lustig (2011).
Efterdenitrifikation i MBBR 1.3
1.3.1 Strängnäs avloppsreningsverk, Strängnäs
Anläggningen är idag dimensionerad för 34 300 PE (2 500 kg BOD7 per dag). Anläggningen
är belastad i snitt med lite över 15 000 PE (1 050 kg BOD7 per dag) dagligen vilket är mindre
än hälften av den dimensionerad belastning. MBBR anläggningen byggdes som nitrifikation
och efterdenitrifikation 1998 för 25 000 PE (1 750 kg BOD7 per dag), och byggdes sedan om
2007 för 35 000 PE (2 380 kg BOD7 per dag). Den nya anläggningen driftsattes under året
och anpassades med nytt bärarmaterial i samma volym. Anläggningen hade en inkommande
koncentration på 35,3 mg per L totalkväve och ett utgående avloppsvatten efter
våtmarkerna/biodammarna på 13,3 vilket innebär en reduktion på 62 % och att anläggningen
klarar kvävekravet på 15 mg per L. I Figur 7 kan man se de luftade reaktorerna samt den linje
som innehåller deoxidations bassängen och denitrifikations steget.
Figur 7: Nitrifikationsanläggningen i den vänstra bilden och deoxidations reaktor samt
denitrifikations reaktorn i den högra bilden. Fotograferad av Lustig (2011).
6
Den dimensionerade kvävebelastningen ligger på 420 kg totalkväve per dag och belastningen
låg 2010 som årsmedelbelastning på 260 kg totalkväve per dag. De luftade reaktorerna består
av två parallella linjer med två seriekopplade reaktorer i varje. I den ena linjen är den första
reaktorn på 188 m3 och andra reaktorn 143 m
3. I den andra linjen är den första reaktorn på 170
m3 och den andra reaktorn på 118 m
3. Tidigare, innan ombyggnationen var de andra
reaktorerna en reaktor på sammanlagt 261 m3. Översvämningsproblematik kan ses i Figur 8.
Figur 8: Problem med att trasiga bärare fastnade i sil gallren ledde till översvämning. Foto
från Björnsdotter (2009).
Efter luftade MBBR reaktorer följer deoxidationsdel på 212 m3, vilket var innan
ombyggnationen på 320 m3 och en anox reaktor för denitrifikation på 402 m
3 vilket låg
tidigare på 294 m3. Totalt ligger MBBR reaktorn på 1 233 m
3. Bärarmaterialet är i luftade
delar AnoxKaldnes Biochip-P och i anox reaktor AnoxKaldnes Biochip-M. I denitrifikationen
är det bäraren AnoxKaldnes K1 Heavy. I Figur 9 kan man se mixrar och den
korrosionsproblematik som finns med tekniken.
Figur 9: Skador på den gamla omröraren samt den nya mixern och dess placering. Foto från
Björnsdotter (2009).
Efter drift en tid skedde en omfattande ombyggnation av MBBR anläggningen. Anläggningen
byggdes om med inplåtning av väggar och bärarmaterialet byttes helt ut. I Figur 10 kan man
se resultatet av inplåtningen av reaktorväggarna som gjordes i Strängnäs.
7
Figur 10: Plåtning av väggar i reaktorn efter ombyggnationen. Foto från Björnsdotter
(2009).
1.3.2 Pinans avloppsreningsverk, Öckerö
Avloppsreningsverket Pinan är dimensionerat för 14 000 PE (980 kg BOD7 per dag) och hade
en medelbelastning 2010 på 8 400 PE (590 kg BOD7 per dag). Kvävebelastningen låg på runt
140 kg totalkväve per dag och detta motsvarade en medelkoncentration på 31 mg per L
inkommande avloppsvatten. Utgående avloppsvatten hade en koncentration på 12,8 som
årsmedelvärde 2010 vilket gör att anläggningen klarade kvävekravet 15 mg per L. Den
biologiska behandlingen består av en biobädd och efterföljande MBBR anläggningen som
behandlar ett delflöde på (130 m3 per timme) vilket styrs av pumpar. Det dimensionerade
flödet genom anläggningen är 280 m3 per timme och maxflödet är på 560 m
3 per timme och
det medför att MBBR anläggningen kan därmed behandla runt 46 % av dimensionerat
medelflöde. Den biologiska reningen består av rensgaller, sandfång på 93 m3 och två
försedimenterings bassänger på totalt 730 m3. Därefter behandlas avloppsvattnet i en biobädd
på 360 m3 med eftersedimentering. Ett delflöde, dimensionerat som 130 m
3 per timme (46 %
av dimensionerad flöde) kan behandlas i MBBR anläggning i tre steg med en luftad reaktor
för nitrifikation och två seriekopplade denitrifikations reaktorer med extern kolkälla. Därefter
kommer den kemiska fällningen med aluminiumbaserad flockning. Volymerna på MBBR
anläggningen är enligt följande. Nitrifikationsreaktorn ligger på 350 m3 och fyllnadsgraden av
AnoxKaldnes K1 ska vara på runt 60 % (om detta stämmer). Denitrifikations reaktorerna ska
ligga på 100 m3 styck och ha bärarmaterialet AnoxKaldnes K1 Heavy med en fyllnadsgrad på
60 %. Omrörarna är topmonterade. Bassängerna ska enligt uppgift vara ca 5 meter djupa.
Anläggningen har en reduktion på runt 60 % och i nuläget är det okänt hur pass mycket
MBBR anläggningen bidrar med detta.
1.3.3 Holmängens avloppsreningsverk, Vänersborg
Holmängens avloppsreningsverk ligger i Vänersborg och är dimensionerat för 28 600 PE
(2 000 kg BOD7 per dag) och belastningen låg 2010 på 27 100 PE (1 900 kg BOD7 per dag).
Kvävebelastningen låg på 378 kg totalkväve per dag vilket motsvarade en inkommande
koncentration på 23 mg per L. Utgående koncentrationer på totalkväve låg på 14 mg per L
vilket innebär att anläggningen klarade kravet på 15 mg totalkväve per L som årsmedelvärde
med en reduktion på endast 38 %. Anläggningen har inte full nitrifikation, medelvärdet på
8
ammonium halten i utgående avloppsvatten 2010 var över 8 mg per L. Reduktionen av
ammoniumkväve var under 50 % under 2010. I Figur 11 kan man se biobädden i Vänersborg
som har stenpackning och efterföljande efterdenitrifikation i MBBR, uppdelad i två steg.
Figur 11: Det biologiska steget med biobädd och MBBR anläggningen konfigurerade som
efterdenitrifikation. Foto av Lustig (2011).
Avloppsvattenreningen består av mekanisk rening med silar, luftat sandfång på 90 m3 med
förluftnings bassäng på 600 m3 samt försedimentering med en volym på 2 100 m
3 och en yta
på 950 m2. Den biologiska reningen består av en biobädd med stenmaterial med en volym på
2 100 m3 och en yta på 950 m
2 för BOD reduktion och nitrifikation. Denitrifikation sköts i en
MBBR anläggning med bärarmaterial av typen K1 Heavy. Efter den biologiska behandlingen
sker flockning och slutsedimentering. MBBR används inte under vinterhalvåret då biobädden
inte leverera nitrat.
1.3.4 Långeviks avloppsreningsverk, Lysekil
Långeviks avloppsreningsverk drivs av det kommunala bolaget LEVA i Lysekil AB och är
dimensionerad för 45 000 PE (3 150 kg BOD7 per dag). Avloppsreningsverket har sedan
januari 2010 konventionell kvävereduktion. Belastning 2010 var 10 700 PE (750 kg BOD7 per
dag) i medelbelastning. Totalkvävebelastningen låg på 130 kg per dag och årsmedelvärde
koncentrationen av totalkväve låg på 32 mg per L. Utgående halter låg på 18,7 mg per L.
Utgåeden halter av ammonium låg som årsmedelvärde på 12 mg per L vilket innebär att det
inte förekom full nitrifikation på avloppsreningsverket. I Figur 12 kan man se
efterdenitrifikationen på Långeviksverket. Processen i Långevik avloppsreningsverk består av
mekanisk rening med fingaller av typen monocreen vilket följs av luftat sandfång på 175 m3
med sandtvätt samt luftning innan försedimentering som består av två försedimenterings
bassänger med en totalvolym på 990 m3 och en yta på 300 m
2. Ytbelastning på
försedimenteringen är 2,6 meter per timme. Försedimenteringen består av avskiljning av
primärslam samt biologisk och kemiskt slam från slutsedimenteringen. Den biologiska
behandlingen består av fyra biobäddar med BOD reduktion och nitrifikation. Den totala
volymen är på 1730 m3 och en yta på 1730 m
2. Maxbelastningen är 1,8 kg BOD7 per m
3 och
dag. Denitrifikation sker i en MBBR anläggning i två sektioner med en total volym på 350
m3. Uppehållstiden är runt en halvtimme. Denitrifikationsanläggningen kan ses i Figur 12.
9
Figur 12: Efterdenitrifikation på Långeviksverket i MBBR. Foto från Levailysekil (2011).
Fördenitrifikation och efterdenitrifikation i MBBR 1.4
1.4.1 Margretelunds avloppsreningsverk, Österåker
Margretelunds avloppsreningsverk ligger i Österåkers kommun, norr om Stockholm och
anläggningen drivs av det kommunala bolaget Roslagsvatten AB. och är dimensionerat för
40 000 PE (2 800 kg BOD7 per dygn). Belastningen med avseende på PE låg 2010 på lite
drygt hälften, vilket var cirka 21 900 PE som årsmedelvärde (1 530 kg BOD7 per dygn).
Flödet är dimensionerat för en medelbelastning på 600 m3 per timme och det biologiska steget
kan maximalt ta emot 1 800 m3 per timme. Inkommande koncentrationer av totalkväve låg
som årsmedelvärde på 43 mg per L och utgående halter ligger på 15,9 mg per L som
årsmedelvärde 2010. Under 2009 nåde man precis 15 mg per L då vinter kvartalen nåde 17
och sommar kvartalen 12 mg per L som kvartals medelvärden Anläggningen har kvävekravet
15 mg per L som års medelvärde på kväve. Belastningen på verket i form av BOD är
dimensionerad för 120 kg tot-P per dag, 2 800 kg BOD7 per dag och totalkvävebelastning på
520 kg per dag. Bärarmängderna har fylls på minst en gång enligt Lundh (2006).
Nitrifikationsdelen och fördenitrifikationen kan ses i Figur 13.
Figur 13: Margretelunds avloppsreningsverk med nitrifikationsdelen i den vänstra bilden och
fördenitrifikation och den första luftade reaktorn i den vänstra linjen i den högra bilden. Foto
av Lustig (2011).
10
1.4.2 Visby avloppsreningsverk, Gotland
Visby avloppsreningsverket är dimensionerat för 60 000 PE (4 200 kg BOD7 per dag).
Medelbelastningen på inkommande avloppsvatten varierar kraftigt under året, och det skiljer
sig framförallt under sommar och vintertid. Årsmedelbelastningen 2010 var dock nära 43 000
PE (3 000 kg BOD7 per dag). Kvävebelastningen i form av totalkväve låg som medel nära 530
kg per dag och av detta var medelbelastningen av ammonium på cirka 320 kg per dag.
Oxidationen av ammonium i processen var nästan total under 2010 och utgående värden av
ammonium låg i princip under 1 mg per L på dygnsproven under 2010, utom vid fåtal
tillfällen. Kvävekravet på anläggningen är sedan 2006, 15 mg per L och anläggningen klarar
kvävekravet. Den industriella belastningen på verket inkluderar mejeri och slakteri.
Avloppsreningeverket kan ses i Figur 14.
Figur 14: Visby avloppsreningsverk. Foto från Region Gotland (2011).
Avloppsreningsprocessen inkluderar mekanisk rening med fingaller och förfällning. Den
biologiska reningen består av ett MBBR block med fördenitrifikation, oxidation av organiska
föreningar och ammonium, deoxidations och till sist efterdenitrifikation. Fällningskemikalier
i processen är framförallt järnklorid. Kolkälla till efter denitrifikations delen är metanol samt
blandslam. Rejektvatten hanteringen sker separat i en SBR-reaktor. Reningsverket är
dimensionerat för 1 000 m3 per timme och det biologiska steget klara av ett flöde på maximalt
2 000 m3 per timme. Avloppsreningsverket kan ses i Figur 15.
Figur 15: Visby avloppsreningsverk. Foto från Region Gotland (2011).
MBBR anläggningen kan beskrivas som en lång seriekopplad process med totalt nio
reaktorer. Fördenitrifikationen består av två oluftade reaktorer på runt 1 000 m3 styck. En
11
bassäng som kan både luftas och omröraras på 600 m3. En luftad bassäng på 500 m
3 och två
på 1 000 m3
och efterföljande deoxidationsreaktor på 500 m3. Slutligen kommer två
efterdenitrifikations reaktorer på 250 m3
styck. Bärarmaterialet är K1 Heavy i de omrörda
reaktorerna och K3 i de luftade. MBBR processen förbrukar mer än 70 % av
avloppsreningsverkets energiförbrukning.
Separat denitrifikation i MBBR 1.5
1.5.1 Ekebro avloppsreningsverk, Bjuv
Dimensionerad belastning är 14 300 PE (1000 kg BOD7 per dag) och belastningen låg på 5
460 PE (382 kg BOD7 per dag) som årsmedelvärde 2010. Dimensionerad kvävebelastning är
315 kg per dag och belastningen var i medeltal 119 kg per dag 2010. Koncentrationerna av
totalkväve i inkommande avloppsvatten låg på 28,8 mg per L och utgående halter på 12,6 mg
per L vilket medförde en reduktion på 56 % och gjorde att man inte klarade kvävekravet på 12
mg per L år 2010. Orsaken var framförallt att biobäddarna inte levererar tillräckligt med nitrat
vintertid.
1.5.2 Klagshamns avloppsreningsverk, Malmö
Klagshamns avloppsreningsverk ligger söder om Malmö och drivs av det kommunala bolaget
VASYD. Verket byggdes 1974 och behandlar avloppsvatten från vissa stadsdelar i Malmö
samt allt avloppsvatten från Vellinge kommun. Avloppsverket är dimensionerat för 90 000 PE
(6 300 kg BOD7 per dag) och behandlar avloppsvatten från ca 70 000 personer som är
anslutna till verket. Den totala belastningen av BOD ligger som årsmedelvärde runt 55 000
PE (3870 kg BOD7 per L) 2010. Kvävebelastningen låg som medel på 1 110 kg totalkväve
per dag, vilket resulterade i en årsmedelkoncentration på 43 mg per L. Utgående
koncentrationer 2010 låg som årsmedelvärde på 8 mg per L vilket gjorde att man klarade
kvävekravet på 12 mg per L. Totala reduktionen låg på över 80 %. Denitrifikationsreaktorerna
kan ses i Figur 16.
Figur 16: Separat denitrifikation på Klagshamns avloppsreningsverk. Foto av Lustig (2011).
Avloppsreningen består av en mekanisk rening som innefattar rensgaller och två sandfång på
totalt 400 m3 samt fyra försedimenterings bassänger med en yta på totalt 1 000 m
2 och total
volym på 2 200 m2. Den biologiska behandlingen består av en luftad aktivslam på fördelade
på två bassänger med en totalvolym på 4 400 m3. Därefter kommer en mellansedimentering
12
fördelade på åtta bassänger med en totalvolym på 4 900 m3 med en totalyta på 1360 m
3. Efter
mellan sedimenteringen kommer MBBR anläggningen fördelade på två parallella bassänger
uppdelade i två zoner på 275 m3 vardera och de är separerade ifrån varandra med ett galler.
Anläggningen är dimensionerad för att maximalt behandla 1 800 m3 per timme.
Bärarmaterialet är K1 Heavy med en fyllnadsgrad på ca 36 % (400 m3 bärare).
1.5.3 Sjölunda avloppsreningsverk, Malmö
Avloppsverket är dimensionerat för 550 000 PE (38 500 kg BOD7 per dag) och behandlar
avloppsvatten 2010 med en medelbelastning på cirka 294 000 PE (20 580 kg BOD7 per L).
Kvävebelastningen låg på över 4040 kg per dag 2010 vilket resulterade in
årsmedelkoncentration av totalkväve på inkommande avloppsvatten på 38,1 mg per L.
Utgående halter var som årsmedelvärde 9,2 mg per L, där bräddning ingår.
Avloppsreningsverket ska klara 10 mg per L. Reduktionen låg därmed på runt 76 %.
Reningsprocessen består av galler och sandfång på 1 880 m3 med förluftning och förfällning
med järnklorid. Försedimenteringen består av 8 cirkulära försedimenteringsbassänger med en
yta på totalt 5 600 m2 och en volym på 7 900 m
3. Det biologiska steget består av 6 respektive
3 aktivslamreaktorer på totalt 9 900 m3 respektive 10 000 m
3 för oxidation av BOD och med
efterföljande 12 respektive 14 mellansedimenteringsbassänger på 2 800 m2 och 3 270 m
2 en
volym på 10 700 m3 respektive 11 670 m
3. Därefter följer 4 biobäddar på 8 640 m
3 för
nitrifikation. En av denitrifikations reaktorerna på Sjölunda avloppsreningsverk kan ses i
Figur 17.
Figur 17: Den separata denitrifikations anläggningen på Sjölunda avloppsreningsverk. Foto
från Gustavsson (2011).
Denitrifikation sker i en MBBR anläggning med 6 reaktorer på totalt 6 230 m3 med 50 %
13
fyllnadsgrad med 3 110 m3 bärare av modell AnoxKaldnes K1 Heavy. Den slutliga
separeringen sker bland annat i en flotationsanläggning med 16 bassänger. På grund av
förfällning med järnsulfat kan fosforbrist uppstå i denitrifikations steget och det innebär att
fosfor kan doseras till MBBR anläggningen. Denitrifikations anläggningen består av två
seriekopplade zoner. I den första finns det möjlighet att lufta bassängen för att möjliggöra full
nitrifikation vid behov. Fördenitrifikation är också möjlig genom att den första delen av
aktivslamprocessen kan köras anox genom att nitrat från biobäddarna kan recirkuleras tillbaks
till aktivslam anläggningen.
1.5.4 Rya avloppsreningsverk, Göteborg
Ryaverket ligger i nordvästra Göteborg och ägs av det kommunala bolaget GRYAAB.
Anläggningen är dimensionerad för okänd belastning och hade nära 690 000 PE (48 300 kg
BOD7 per dag) i medelbelastning under 2010 och toppnoteringen låg på över 1,1 miljoner PE
(nära 78 000 kg BOD7 under en dag). Totalkvävebelastningen låg 2010 på 9 358 kg per dag
och det resulterade i en årsmedelkoncentration på 30,8 mg per L i inkommande vatten och
utkoncentrationen låg på 10,3 mg per L. Anläggningen har en kvävereduktion som ligger
kring 65 %. Noterbart är att anläggningen bräddar cirka 5 % av inkommande flöde varje år.
Detta motsvara cirka 6 miljoner m3
per år och det ska påpekas inkluderas i utgående
avloppsvattenanalyser. Den separata denitrifikations processen kan ses i Figur 18.
Figur 18: Den separata denitrifikations anläggningen på Ryaverket. Foto från GRYAAB
(2010).
Aktivslam processen som består av tre bassänger som är konstruerade så att de första 40 till
60 % av aktivslamanläggningen kan köras anox som fördenitrifikation medan den andra delen
är till för oxidation. Den hydrauliska uppehållstiden är drygt 90 minuter. Efter aktiv slam
processen sker en mellansedimentering där överskottslamet pumpas till försedimenteringen.
14
Mellansedimenteringen består av 24 tvåvåningsbassänger med en uppehållstid 3 timmar och
en volym på 72 200 m3. Efter mellansedimenteringen sker en delning av vattnet där maximalt
7 m3 per sekund leds till biobäddarna som recirkulations strömmen går tillbaks till
aktivslamanläggningen eller till denitrifikationen som är MBBR anläggning. Det vatten som
inte recirkuleras tillbaks till processen leds istället till en skivfilter anläggning. Biobäddarna
med roterande spridare är uppdelade i två parallella block och är 7,2 meter djupa och fyllda
med ett plastmaterial som ger en yta på 230 m2 per m
3. Biobäddarnas totala volym är 16 500
m3, och deras främsta syfte är nitrifikation och halten av ammonium kan ökas genom att
tillföra rejektvatten. Efter biobäddarna leds vattnet sedan vidare in i denitrifikations
bassängerna vilket består sedan 2010 av ett MBBR block på 11 000 m3
med K1 Heavy på 4
600 m3. Bassängerna är uppdelade i 18 bassänger med ett djup på 10 meter. Varje MBBR
reaktor har cirka 250 m3 bärarmaterial och med en volym runt 600 m
3 ger det en fyllnadsgrad
på lite mer än 40 %. Vattnet fördelas mellan bassängerna. Eftersom det kommer in syre i
processen kan bassängerna användas så att delar av processen sker nitrifikation för att spara
på den externa kolkällan. Det finns även möjlighet att leda rejektvatten hit. Varje linje kan
individuellt regleras med avseende på flöde. Fosforsyra doseras till anläggningen i små
mängder. MBBR reaktorn och omkörarna kan ses i Figur 19.
Figur 19: Omrörarna i den separata denitrifikations anläggningen på Ryaverket från
GRYAAB (2011).
Omrörningen sköts med en topmonterad vertikalt riktad omrörare per bassäng med tre
propellrar placerade på olika djup, totalt 18 stycken, med en vikt på ca 3 ton var. Varken
motorer, lager eller andra elektriska komponenter finns under vattnet. Motoreffekten ligger på
15 kW per omrörare, men i drift ligger den upptagna effekten på 3-4 kW för att röra om
volymen på 600 m3. Pumpkapaciten ligger på 1 167 m
3 per minut. En portalkran möjliggör
underhåll av omrörarna. Radien på propellrarna på omrörarna är troligen 3,3 meter, det vill
säga en diameter på 6,6 meter. Silarna hålls rena genom omrörning men ett sil luftar system
finns tillgängligt för att blåsa bort stora mängder med bärare om de skulle fastna i vid
silgallrena. Sil arean per bassäng 100 m2. MBBR blocket är uppdelad i sex parallella linjer
med tre bassänger i varje linje. Slutligen renas vattnet i en skivfilter anläggning med 32
stycken skivfilter med en kapacitet på 8 m3 per timme. Totalytan ligger på 2 300 000 m
2.
15
1.5.5 Nykvarns avloppsreningsverk, Linköping
Avloppsreningsverket är dimensionerat för 235 000 PE (16 450 kg BOD7 per dag).
Anläggningen är belastad med cirka 180 000 PE (12 600 kg BOD7 per dag). Den totala
kvävebelastningen ligger på runt 2 000 kg per dag och 2010 gick som medelvärde 470 kg
totalkväve per dag, motsvarar 10 mg per L ut i recipienten. Inkommande koncentrationerna av
kväve låg som medel på 43 mg per L, vilket ger som års medelvärde en reduktion på nära 77
%. Ammoniumhalterna i inkommande vatten låg på 24 mg per L och utgående halter var som
medel under 3,2 mg per L. Den separata denitrifikations anläggningen kan ses i Figur 20.
Figur 20: Den separata denitrifikationsanläggningen på Nykvarsverket i Linköping. Foto av
Lustig (2011).
MBBR reaktorerna är på 220 m3 styck och innehåller troligen 90 m
3 bärarmaterial vilket ger
en fyllnadsgrad på 40 %. Bassängerna är 4 meter djupa och omrörs med topmonterade
omrörare på 1,5 kW. MBBR anläggningen är dimensionerad för att klara ett delflöde av
inkommande avloppsvatten. Anläggningen är byggd som två parallella processteg och byggda
i befintliga volymer. MBBR reaktorerna kan klara som mest 550 m3 per timme och linje.
Flödet begränsas genom pumparnas kapacitet. Varje linje är indelad i två lika stora sektioner
med en topmonterad omrörare i varje bassäng och bassängerna skiljs från varandra med
galler. Det finns kapacitet att bygga ut bassängerna ytterligare med ett steg per linje. Idag är
dessa volymer tomma, men omrörare kommer att placeras där då man har fått problem med
sedimentering i dessa bassänger.
Anläggningar med hybridsteg 1.6
1.6.1 Klippans avloppsreningsverk, Klippan
Klippans avloppsreningsverk är dimensionerat för 17 000 PE (1 190 kg BOD7 per dag) och
har en aktuell belastning på cirka 8 963 PE (627 kg BOD7 per dag). Anläggningen har en
kvävebelastning som ligger på 150 kg om dagen, vilket med 8 963 PE är 16,7 g totalkväve per
PE. Inkommanande koncentrationer låg på 44 mg per L och ett utgående medelvärde på 13
mg totalkväve per L, vilket gjorde att anläggningen klarade sitt kvävekrav på 15 mg per L.
Ammoniumhalten låg på 4.1 mg per L i utgående vatten vilket är en reduktion på 88 % (MR
Klippan, 2010). Anläggningen är byggd i två parallella linjer med åtta reaktorer i varje. Det
är bara i den sista fjärde reaktorn i en av de parallella linjerna som hybrid steget finns. Efter
försedimentering med kalkdosering förs avloppsvattnet till biosteget som består av två
16
parallella linjer med aktivslam. Processen är utformad som fördenitrifikation där den första
linjen finns en bassäng som oluftad och tre bassänger som luftas. I den tredje luftade
bassängen finns bärarmaterialet Biochip av okänd mängd. I den andra linjen ser processen
likartad ut men saknar bärarmaterial i den fjärde bassängen. Uppehållstiden i biosteget, vid
QDIM 9000 m3 per dygn, är 4,9 timmar, men under de senaste åren har flödet legat på runt
4000 m3/d vilket genererar ca 2 uppehållstider per dygn. Totalvolymen är troligen på 1 840
m3 varav hybrid anläggningen ligger på 200 m
3. Reningsverket har dessutom ett magasin för
utjämnings på 4 000 m3 så att flödet kan styras till ca 250 m
3 per timme.
Avloppsreningsverket har kalkdosering för att höja pH-halten i avloppsvattnet. Reningsverket
har kvävekravet 15 mg per L och klarar det kvävekravet, oftast med god marginal. Enligt
uppgift skall det inte vara någon större skillnad mellan de båda linjerna med avseende på
kapacitet. Anläggningen bör vidare studeras då den klarar kraven och har två parallella linjer.
1.6.2 Söderköpings avloppsreningsverk, Söderköping
Anläggningen är dimensionerad för 12 000 PE (840 kg BOD7 per dygn), men 2010 är
anläggningen bara belastad 4 570 PE (320 kg BOD7 per dygn). Kvävebelastningen med
avseende på totalkväve ligger runt 90 kg per dag och en koncentration av 34 mg per L.
Utgående värden var under 2010 för totalkväve när 60 kg per dag, vilket ger en koncentration
som års medelvärde överstiger 22 mg per L, vilket är en bit ifrån gränsvärdet 15 mg per L.
Inkommande koncentrationer av ammonium låg nära 65 kg per dag och utgående värden på
50 kg per dag indikerar på att verket saknar nitrifikation. Inkommande koncentrationer av
ammonium låg på 24,6 mg per L och detta genererade en utgående koncentration av 19,2 mg
per L, vilket är en reduktion på nästan 22 %. Den totala kvävereduktionen låg på runt 34 %.
Hela det biologiska steget med hybridanläggningen kan ses i Figur 21.
Figur 21: Det biologiska steget på Söderköpings avloppsreningsverk med fördenitrifikation i
de tre första bassängerna och hybridsteg med nitrifikation i den plåt betäckta delen närmast i
bild. Foto av Lustig, (2011).
17
Anläggningen är troligen på 480 m3 och indelad i fyra delar på 120 m3 vardera.
Anläggningen är byggd som en fördenitrifikation, med de tre första zonerna som anox och
den sista plåt betäckta delen som luftad nitrifikationsanläggning. I de två första
denitrifikations zonerna var bärarfyllda med K1 med okänd fyllnads grad och den tredje
bassängen saknade bärare. Den fjärde bassängen för nitrifikation hade Biochip-M med okänd
fyllnadsgrad. I dagsläget luftades samtliga zoner då anaerob miljö inte hade kunnat undvikas
och då anläggningen besöktes i mitten av maj fanns en kraftig doft av svavelväten från
anläggningen.
1.6.3 Karlsborgs avloppsreningsverk, Karlsborg
Anläggningen ska vara dimensionerad för 11 000 PE (770 kg BOD7 per dag), 33 kg Ptot per
dag och ett dimensionerat flöde på 185 m3 per timme, men belastningen med avseende på
BOD7 låg under 2010 på mindre än hälften, närmare 4 600 PE (322 kg BOD7 per dygn). Den
totala inkommande koncentrationen på kväve 2010 låg när 24 mg per L och utgående halter
av totalkväve låg på 15,55 mg per L. Vilket är strax över gränsvärdet 15 mg per L.
Anläggningen har som helhet då en reduktion på nästan 30 %. Under slutet av 2010 byggdes
anläggningen om till en hybridanläggning konfigurerad som fördenitrifikation, vilket kan ses i
Figur 22.
Figur 22: Hybrid anläggningen i Karlsborg med fördenitrifikation i en reaktor och längst ner
till vänster i bild och med två luftade bärarfria bassänger och slutligen hybridsteg
innehållande AnoxKaldnes Biochip-P. Foto av Lustig (2011).
Med avseende på dimensioneringen har konsultbolaget i dokument daterat 2011-06-23, så
kallat ”anpassat” bio steget på anläggningen till nuvarande belastning. Detta avser en BOD
belastning på 385 kg BOD7 per dygn, 13,7 kg P-tot per dag och kväve på 80 kg N-tot per dag.
Qdim ligger då på 250 m3 per timme. Med avseende på PE innebär det att anläggningen är
dimensionerad efter 5 500 PE. Det är bara drygt 900 PE ifrån belastningen som anläggningen
hade som årsmedelvärdet 2010.
1.6.4 Mölntorp avloppsreningsverk, Hallstahammar
Anläggningen är dimensionerad för 25 000 PE (1 750 kg BOD7 per dygn). Anslutningen 2010
låg på mindre än hälften 9 600 PE (670 kg BOD7 per dygn). Belastningen av totalkväve 2010
låg på runt 165 kg per dygn och detta genererade en utgående mängd på lite mer än 130 kg
per dygn. Koncentrationerna av totalkväve låg som medel 2010 på 26 mg per L i inkommande
18
vatten och utgående på 21 mg per L, vilket är en reduktion på runt 19 %. Ammonium
belastningen på inkommande låg på ett års medelvärde nära 110 kg per dygn och utgående
vatten levererade som års medelvärde 70 kg ammonium per dag. Koncentrationerna av
ammonium som års medelvärde låg på 17 mg per L i inkommande vatten och utgående vatten
som årsmedel värde 11 mg per L. Det biologiska steget var tidigare ett så kallat
”Rapidblocksystem” och innefattade två parallella luftningsbassänger med två efterföljande
mellan sedimenterings bassänger. Dessa volymer låg totalt på 1020 m3 luftningsbassänger och
720 m3 sedimenteringsbassänger. Under 2011 byggdes avloppsreningsverket om för
kvävereduktion med processen HYBASTM
för att klara kvävekravet 15 mg per L under år
2012. Anläggningen är då dimensionerad för 20 000 PE (1 400 kg BOD7 per dag). Processen
kommer då att bestå av förfällning med biosteg som består av fördenitrifikation som placeras i
nuvarande luftningbassäng på 1 200 m3 och en luftad aktivslam del utan bärarmaterial som är
placerat i mellansedimentering bassängerna på totalt 720 m3 och slutligen ett luftat hybridsteg
med 150 m3 AnoxKaldnes Biochip-M som har placerats i flockningsbassänger på total 414 m
3
volym. Fyllnadsgraden är därmed runt 36 % och den totala biofilmsarean är 180 000 m2.
Anläggningen har varit i drift sedan i augusti 2011. Slutsedimenteringen följs av skivfilter.
1
2 Appendix 2 - Article
2
1
Nitrogen reduction at five Swedish municipal wastewater treatment plants
configured in a multi-reactor Moving Bed Biofilm Reactor process
Gustaf Lustig
Water and Environmental Engineering at Department of Chemical Engineering, Lund University, Sweden
2012-01-19
Abstract
Results from wastewater treatment plants with their entire biological treatment step in a multi-
reactor configured Moving Bed Biofilm Reactor process designed for nitrogen reduction is available
on at least five places in Sweden. An evaluation has been made, of the design and results from these
five wastewater treatment plants. The study confirms the idea that these Moving Bed Biofilm Reactors
have been constructed in small volumes. However the treatment results are found wanting. Among the
five, only one shows good performance. The reactor set up and small volumes can therefore be
attributed to overestimation of the capacity or the necessity to make the technology competitive.
Keywords: Moving Bed Biofilm Reactor, Nitrogen reduction, Full-scale experiences, Design, Sweden.
Introduction
In five municipalities in Sweden, Moving
Bed Biofilm Reactor (MBBR) processes are
used for nitrogen reduction. Three of them
have a configuration of pre-denitrification and
two have both pre- and post-denitrification.
The wastewater treatment plants are small
compared with conventional systems and four
of them are having capacity problems. This
paper has its focus on evaluating full scale
MBBR installations in Sweden with two
different processes and their nitrogen reduction
capacity.
Background
Biofilm processes, as Conversional
Trickling Filters (CTF) are constructed in
smaller volumes than suspended processes as
Conventional Activated Sludge (CAS)
systems. They are known for being less
sensitive for hydraulic variations and have
displayed good reduction results of organic
compounds but less respectable nitrogen
reduction capacity. Several pilot and full-scale
studies of multi-reactor sequenced MBBR
systems where carried out in the 90’s. Among
those Ødegaard and Rusten (1994) and Rusten
and Hem (1995a) indicated problems in
establishing good denitrifaction in pre-
denitification mode and limited removal
efficiency. Both pre- and post denitrification
were studied intensely during the 90s at full-
scale plants in Norway. Testing and start-up of
the nine reactors sequenced Lillehammer
WWTP is described by Rusten and Siljudalen
(1995). Results at Lillehammer included over
80 % nitrogen reduction in 1995. Gardemoen
WWTP was studied by Tranum and Rusten
(1999) with excellent results, reaching 90 %
reduction of nitrogen in a sequence of seven
reactors. The plant was revaluated by Rusten
and Wien (2000) and the plant had a capacity
of exceeding 85 % total nitrogen reduction
efficiency.
In theory, pre-denitrification capacity is
limited by hydraulics and very dependent on
the recirculation ratio. Praxis for recirculation
ratio for CAS has been three times the influent
flow besides the nitrate containing sludge
recycle stream. It is however not unusual that
the recirculation ration is higher than three in
CAS processes. The nitrate reduction potential
depends on the recirculation ratio according to
equation 1 described by Ødegaard (1992).
2
( )
( )
The relation between recirculation ratio and the
potential reduction of nitrate from equation 1 is
visualised in Figure 1.
Figure 1: Potential nitrated reduction in relation to
the recirculation ratio.
As seen in Figure 1, the potential
reduction of nitrate increase with increasing
recirculation ratio. Rusten and Hem (1995a)
however displayed that there was a decrease in
nitrogen reduction in MBBR processes when
the recirculation ratio exceeded two. The
reduced denitrification performance was
elucidated by Rusten and Hem (1995a) as large
amounts Dissolved Oxygen (DO) being
returned to the denitrification step and dilution
of the influent easily degradable carbon
(SBOD) for denitrification. Since MBBR
processes operates under higher DO
concentrations, in the range of 5 to 8 mg per L,
deoxidation is crucial for the process, and
utterly problematic. Pre-denitrification in a
MBBR process is therefore an issue of higher
DO concentrations and recirculation ratios than
for corresponding CAS processes, to achieve
the same nitrate reduction potential. The
capacity is therefore not only an issue of
dilution sensitive degradation rates, but
hydraulics in a complex feedback system.
There are also hydraulic limitations due to the
presents of carriers and sieves and reduction
limitations are rapidly reached in the system.
Substantial nitrification is considered
crucial for a high nitrogen reduction capacity
in multi-reactor configured MBBR processes
and Rusten and Hem (1995a) suggested that
nitrification rates could be described as
reduction of ammonium per area biofilm and
can be estimated according to equation 2.
Where is the ammonium degradation
rate in the biofilm per unit area and depends on
a temperature sensitive reaction rate coefficient
and a rate limiting substrate concentration. The
rate limited substrate concentration for
nitrification is estimated in each of the
individual aerated reactor, connected in series.
The substrate concentration is limited by
either oxygen concentrations SO available in
the biofilm or the total ammonium nitrogen
(TAN) concentration in the wastewater,
denoted SA and finally adjusted to a reaction
order N estimated to 0.7 according to Hem and
Rusten (1994) and Rusten et al. (2006).
Oxygen rate limited conditions SO can be
described according to Simonsen, (2008), seen
in equation 3.
(
)
Where DODIM is the oxygen concentration in
the bulk phase of selected design and DODEP is
the estimated consumption of oxygen through
the heterotrophic layer of the biofilm,
estimated to be 0.5 mg DO per L for very low
BOD5 concentrations and up to 2.5 mg DO per
L for SBOD5 close to 1.5 mg per L according
to Rusten and Hem (1995a). The transition
(
)
between oxygen rate limited
nitrification and ammonium rate limited
nitrification is between 2.5 and 4 mg per L
according to Rusten and Hem (1995a) and
often set to 3.2, specified by Szwerinski and
Arvin (1986). The value is valid when easy
degradable organic compounds are absent. The
reaction rate coefficient depends on the
temperature under oxygen rate limited
0
20
40
60
80
100
0 1 2 3 4
% o
f m
axim
um
nit
rate
redu
ctio
n
Degree of recirculation
3
nitrification according to equation 4, described
by Rusten et al. (2006).
( )
Where and is the reaction rate constant
at different temperatures and describes the
temperature coefficient, set to 1.06 by
Ødegaard (1992) and 1.09 by Rusten and Hem
(1995b). The rate coefficient is decreasing
with increasing soluble organic loads (SBOD)
and particular matter in the wastewater
described by Rusten, et al. (2006). In low
ammonium concentrations kA is estimated to
0.5 d-1
according to Rusten et al. (2006).
Therefore, it’s implied that high oxygen
concentrations and high temperatures, with low
concentrations of soluble BOD and TSS are
necessary for high nitrification rates in healthy
and well established nitrifying biofilms.
There are five known WWTP with MBBR
processes in Sweden that is studied in this
paper with results from 2010. The five WWTP
has been assessed by contacting the wastewater
treatment plants and by evaluating results from
Environmental reports submitted to the
Swedish EPA.
WWTP with pre-denitrification
Brandholmens WWTP (1998) is designed
for 50 000 PE and located south west of
Stockholm, is configured as pre-denitrification.
The biological step is separated in two parallel
lines with two reactors for pre-denitrification,
two aerated reactor for oxidation and finally a
deoxidation reactor. The WWTP has a nitrogen
demand of 15 mg per L which the treatment
plant fails to reach.
Ulricehamns WWTP (2007) is designed
for 12 500 PE and located in the southern
province of Västergötland and is configured as
pre-denitrification. The MBBR process is
constructed in an old CTF reactor which is
compartmentalized in to one anoxic reactor
and two aerated reactors, and finally a carrier
free deoxidation reactor. There is a possibility
to feed the anoxic reactor with ethanol. The
entrepreneur guaranty is 16 mg total nitrogen
effluent, which the WWTP fails to reach.
Åmåls WWTP (2008) is designed for
13 500 PE and located close to the southern
Norwegian boarder, northwest of the lake
Vänern and is configured as pre-denitrification.
The MBBR process is constructed in two old
CAS reactors and compartmentalized in one
anoxic reactor, three aerobic reactors and
finally a small carrier free deoxidation reactor.
The WWTP has no nitrogen effluent demands
but the plant is designed to reach 15 mg per L
which it with a nitrogen reduction of 41 %,
barely reached in 2010.
WWTP with both pre- and post-denitrification
Margretelunds WWTP (1999) is designed
for 40 000 PE and located northeast of
Stockholm. The MBBR process is configured
as both pre- and post-denitrification. The
WWTP is divided in two separate lines for the
first anoxic reactor and first aerated reactor and
in three parallel lines for the second aerated
reactors. The post-denitrification consists of
three parallel lines. The demand of the WWTP
is 15 mg per L and the WWTP reached 15 mg
per L according to the environmental report.
Visby WWTP (2007) is designed for
60 000 PE and situated on the Baltic island of
Gotland and is configured as both pre- and
post-denitrification. The process consists of a
sequence of nine deep reactors connected in
series with two anoxic reactors, four aerated
reactors, one deoxidation reactor and finally
two external carbon-fed anoxic reactors. The
WWTP is unevenly loaded throughout the year
and have high loads during the summer period.
The demand of the WWTP is 15 mg per L
which the plant accomplished with margins.
Design and volumes can be seen in Table 1.
4
Table 1: Design and dimensions of the five studied wastewater treatment plants.
WWTP PEDIM PELOAD
PEDIM/
PELOAD
Volume
tot Volume
ox Part
ox PEDIM/
tot m3
PEDIM/
ox m3
Steps*
Lines**
PE PE % m3
m3 % PE/m
3 PE/m
3 Number
Pre-den.
Brandholmen 50 000 45 000 90 3 660 1 960 53.6 13.7 25.5 5,(5),[2]
Ulricehamn 12 500 10 000 80 1 100 730 66.4 11.4 17.1 4,(3),[1]
Åmål 13 500 3 500 37 800 530 66.3 16.9 25.5 5,(4),[1]
Pre-and Post-
den.
Margretelund 40 000 21 900 55 2 750 1 925 70.6 14.5 20.8 4,(4),[2,3]
Visby 60 000 42 688 71 5 800 2 500 43.0 10.3 24.0 9,(9),[1]
*Number of reactors and number of media filled reactors per train in ( ), **Process trains [ ].
Results
The results of the study can be seen in
Table 2 and Table 3 and are mainly based on
results from environmental reports. In Table 1,
notice that the key figure person equivalents
(PE), is defined as 70 gram BOD7 per person
and day in Sweden. The relationship between
BOD7 and BOD5 can be estimated according to
Rusten and Kolkinn (1997) as equation 5.
It is important to remember that all the
treatment plants are designed for the effluent
demand 15 mg per L except for Ulricehamn,
which for some reason is designed for an
effluent concentration of 16 mg per L total
nitrogen. However, neither Ulricehamn
WWTP nor Åmål WWTP had a nitrogen
demands from governing authorities in 2010.
Table 2: Capacity of the five WWTP with MBBR processes.
WWTP BODDIM BODLOAD NLOAD NEFFL. NRED BODLOAD/
NRED
BODLOAD/
ox m3
m3/
NRED
kg/day kg/day kg/day kg/day kg/day kg/kg kg/m3 m3/kg
Pre-den.
Brandholmen 3 500 3 150 576.2 290.1 286.0 11.0 1.61 12.8 Ulricehamn 875 700 155.0 78.7 76.3 9.2 0.96 14.4
Åmål 945 245 95.2 59.0 36.2 6.7 0.46 21.9
Pre-and Post-den.
Margretelund 2 800 1 530 338.0 124.0 214.0 7.2 1.45 12.9
Visby 4 200 2 990 526.7 129.0 397.7 7.5 1.20 14.6
Table 3: Treatment results for the five WWTP with MBBR processes.
WWTP NH4-N
Infl. NH4-N
Effl. NH4
RED
N-tot
Infl. N-tot
Effl. N-tot
RED
NRED/
m3
PEDIM/
NRED
PELOAD/
NRED
mg/L mg/L % mg/L mg/L % g/m3 PE/kg PE/kg
Pre-den.
Brandholmen 30.2 2.7 91.1 39.7 20.0 49.6 79.4 174.8 157.3
Ulricehamn 28.2 13.8 51.1 39.0 20.0 48.7 69.4 163.8 131.1
Åmål 15.5 8.9 42.6 25.6 15.1 41.0 45.6 369.8 95.9
Pre- and Post-den.
Margretelund u.i 8.2 u.i 43.0 15.9 63.0 77.8 186.9 102.3
Visby 30.0 0.7 97.7 49.0 12.0 75.5 71.6 150.9 107.3
5
Treatment results in Table 3 shows capacity
problems at four WWTPs that do not reach or
reaching nitrogen demands, guarantees and/or
design specifications without margins, despite
not being fully loaded. Visby WWTP performs
so far well with sufficient nitrogen reduction
and stable and substantial nitrification. Table 3
shows that full reduction of ammonium, by
oxidation and assimilation is achieved at least
two WWTP with MBBR processes. The three
WWTP with pre-denitrification do not reach a
reduction exceeding 50 % of total nitrogen
influent. Neither Brandholmens WWTP reach
its 15 mg per L total nitrogen effluent demand
nor has Ulricehamn WWTP ever reached its 16
mg per L total nitrogen effluent guarantee. The
three WWTPs Ulricehamn, Åmål and
Margretelund, do not reach complete reduction
of ammonium on a yearly basis and all three
have capacity problems. Differences in
reduction capacity can be seen within pre
denitrification and pre- and post denitrification
at Brandholmen and Visby WWTPs. Visby is
the only treatment plant that reaches a higher
reduction, which for the moment exceeds 75
%, and it is likely that it can achieve even more
than that. It is though not needed for this plant
since it is reaching its 15 mg per L demand
with margins.
Discussion
Due to absence of standardised design
guidelines and directions for construction, the
design of biological wastewater processes in
Sweden is an issue of pragmatism and
individual preferences. There are differences
between different processes that have to be
considered in the design and construction of
the MBBR systems and that differs utterly
from conventional activated sludge systems.
Among those, the multi-reactor set up of
reactors in series. It is therefore reasonable to
say that not all MBBR processes in this study
have been constructed in a way that is optimal
for the technique. The key figures in Table 1
and Table 2 which displays design and
performances of the treatment systems should
therefore be interpreted with precaution. Based
on results found in Table 3, pre-denitrification
has a low nitrogen reduction which is in
compliance with results found by Rusten and
Hem (1995). The theoretical dilemma with the
process and the limitations of the treatment
process is externalized in results displayed in
Table 3 and independent of the load on the
treatment plant, seen in Table 1. As the theory
in Figure 1 depicts, a rising nitrate reduction
potential follows by an increasing recirculation
ratio. However, high recirculation ratios will
recirculate too much oxygen to the anoxic
reactor, reducing hydraulic retention times and
dilute influent concentrations of substrate.
Hydraulic properties for carriers and sieves,
limits the flows through the reactor.
Degradation rates in MBBR reactors have been
through the years a moot point in which
construction is based upon, but not particularly
applicable in design of pre-denitrification
processes. The two wastewater treatment plant
with both pre- and post-denitrification, can be
seen in Table 3, having a nitrogen reduction
exceeding 60 %. The substantial differences
between pre- and post-denitrification is the
ability to reduce high oxygen levels with
addition of external carbon source and longer
resident times. Indications on the importance
of substantial nitrification as a key component
for high nitrogen reduction can be seen in
Table 3. As seen in Table 3, both Brandholmen
and Visby WWTP reach significant
nitrification. Brandholmens WWTP can’t
however denitrify sufficient amount of nitrate
to reach demands due to the limitations of the
pre-denitrification process. At Visby WWTP,
that problem is resolved by addition of external
carbon, in the post-denitrification step. After
the nitrification process, a deficiency of
reduced substrate for the biomass to oxidise
occurs. To compensate for this an addition of
external carbon is necessary, both for
deoxidation and the following denitrification.
6
Without this addition no biomass will be
present in the deoxidation reactor and hence no
consumption of oxygen will take place. Visby
WWTP reaches, therefore a respectable
performance due to the multi-reactor set up in
series that enables substantial nitrification. The
addition of external carbon provides an
environment suitable for post-denitrification.
Conclusion
Nitrogen reduction in a MBBR processes,
involves a multi-reactor configuration set up.
Pre-denitrification requires higher recirculation
ratio in smaller volumes and a higher oxygen
concentration in the aerated reactors. Therefore
limited nitrogen reduction is to be expected
which leads to difficulties in reaching nitrogen
demands. Observations on the three present
WWTPs are confirming expectations and the
theoretical predicaments. WWTPs configured
with both pre- and post-denitrification in
MBBR process indicates that post-
denitrification can compensate for high oxygen
levels by addition of external carbon if
nitrification is sufficient. This study confirms
the idea that MBBR processes are indeed
constructed in small volumes. However the
treatment results are found wanting for four
WWTP and can be attributed to overestimation
of the capacity.
Acknowledgment
I would like to thank my both supervisors
Jes la Cour Jansen at Lund University and Carl
Dahlberg at SWECO Environment. I would
likewise recognise my Master thesis examiner
Karin Jönsson at Lund University. I would to
thank the staff at visited and contacted WWTP.
Finally, I would like to acknowledge my
supporting family and friends.
References
Hem, L J., Rusten, B., Ødegaard, H. 1994.
Nitrification in a moving bed biofilm reactor. Water
Research 28 (6), 1425-1433.
Rusten, B., Hem L J., Ødegaard H. 1995a. Nitrogen
removal from diluted wastewater in cold climate
using moving-bed biofilm reactors. Volume 67, No
1, Water Environment Research.
Rusten, B., Hem, L J., Ødegaard, H. 1995b.
Nitrification of municipal wastewater in moving
bed biofilm reactors. Water Environ. Res. 67 (1),
75-86.
Rusten, B., Siljudalen, J G., Bungum, S., 1995.
Moving Bed Biofilm Reactors for nitrogen removal
– From initial pilot testing to start-up of the
Lillehammer WWTP. Accepted for presentation at
WEFTEC 95 in Miami. USA.
Rusten, B., Kolkinn., O., Ødegaard, H 1997.
Moving bed biofilm reactors and chemical
precipitation for high efficiency treatment of
wastewater from small communities. Water Science
& Technology. Vol. 35, No. 6. pp. 71-79.
Rusten, B., Eikebrokk. B., Ulgenes, Y., Lygren, E.
2006. Design and operations of the Kaldnes moving
bed biofilm reactors. Received 26 December 2004;
Accepted 18 April 2005. Available online 17 May
2005.
Simonsen, S. 2008. En analyse av
dimensjoneringsgrunnlaget for HYBAS – en hybrid
avløpsrenseprosess. Master i produktutvikling og
produksjon. Juni 2008. Norges teknisk-
naturvitenskapelige universitet. Institutt for energi
og prosessteknikk.
Szwerinski, H., Arvin, E., Harremoës, P. 1986. pH-
decrease in a nitrifying biofilm. Water Research.
Volume 20, Issue 8, August 1986, Page 971-976.
Tranum, I., Rusten, B., Wien, A., 1999. Deicing
chemicals as pollution source and external carbon
source for nitrogen removal at the Gardemoen
wastewater treatment plant.
Ødegaard, H. 1992. Fjerning av næringsstoffer ved
Rensing av avløpsvann. Tapir Forlag. 1992.
Universitetet i Trondheim ISBN 82-519-1109-5.
Ødegaard, H., Rusten, B., Westrum, T. 1994. A
new Moving Bed Biofilm reactor- Application and
results.
