RT kompendium

Beräkningskompendium för Reningsteknik
De här sidorna innehåller förklarande och kompletterande material till kursen reningsteknik
EMGB13. De ingår som kurslitteratur. Data och formler är hämtade ur Eddy & Metcalf,
Wastewater Engineering.
Maria Sandberg 091120
Förkortningar.............................................................................................................................. 2 Biologisk rening ......................................................................................................................... 3 Introduktion............................................................................................................................ 3 Figur 1: Exempel på bakteriers metabolism........................................................................... 3 Suspenderad aerob biologisk rening (aktivslam). .................................................................. 4 Slambildning .......................................................................................................................... 6 Biofilm på fast material.......................................................................................................... 7 Tricklingfilter ..................................................................................................................... 7 Biorotor .............................................................................................................................. 9 Syrebehov............................................................................................................................. 10 Nitrifikation...................................................................................................................... 10 Omvandla teoretiskt syrebehov till luftbehov. ..................................................................... 10 Närsaltsbehov / speciell kväverening ................................................................................... 13 Nitrifikation...................................................................................................................... 13 Denitrifikation .................................................................................................................. 13 Anaeroba processer .................................................................................................................. 14 Suspenderad anaerob biologisk process............................................................................... 14 Närsaltsbehov ....................................................................................................................... 15 UASB treatment process (upflow anaerobic sludge blanket) .............................................. 15 Metangas produktion............................................................................................................ 16 Nyckeltal för beräkning av Energianvändning i reningsverk................................................... 17 Mekaniska metoder .................................................................................................................. 18 Sedimentering....................................................................................................................... 18 Lamellsedimentering............................................................................................................ 20 Flotation ............................................................................................................................... 20 Kemisk fällning och flockning............................................................................................. 21 Metalljoner ....................................................................................................................... 21 Fosfater............................................................................................................................. 21 Kolloidalt organiskt material............................................................................................ 21 -1-
Förkortningar
I det här häftet har formler samlats från flera olika källor, några av dem är engelska. Därför
blandas svenska och engelska förkortningar med varandra. Här är några av de vanligaste
förkortningarna beskrivna.
COD
Chemical Oxygen Demand (mg/l), Mängd syre som behövs för att oxidera det
organiska materialet till CO2. Oxideringen sker kemiskt och ger ett mått på alla
föreningar som kan oxideras, oorganiska föreningar kan därför påverka
analysen.
BOD
Biological Oxygen Demand (mg/l), Mängd syre som behövs för att oxidera det
organiska materialet till CO2. Oxideringen sker med hjälp av bakterier.
Oxideringen är mildare och ger därför ett mått på lättnedbrytbara föreningar.
TOC
Total Organic Carbon (mg/l).
AOX
Adsorberbar Organisk Halogen (mg/l). Det handlar oftast om klorerade
organiska föreningar.
SS
Suspended Solids (mg/l). Suspenderade ämnen, partiklar svävande i vätskan. SS
analyseras genom att provet filtrerars. Filterkakan torkas och vägs i förhållande
till vätskans volym.
TS
Total Solids (mg/l) eller torrsubstans på Svenska. Total halt fasta ämnen som
analyserats när hela provet torkas torrt, d.v.s analyser ger halten av både
suspenderade och lösta föreningar.
VS
Volatile Solds (mg/l). Fasta ämnen som förångas vid förbränning. D.v.s ett mått
på organiska ämnen i den fasta fasen, askan blir kvar.
-2-
Biologisk rening
Introduktion
I biologiska processer använder man sig av bakterier och mikrodjur som finns naturligt i vår
miljö. Genom att ge mikroorganismerna de förhållanden som de trivs i kommer de att bli så
många att de till slut kan bryta ner de föroreningar som avloppsvattnet innehåller på ett
effektivt sätt. Mikroorganismer delas in i grupper beroende på vilka betingelser de lever i.
Tabell 1
Kolkälla
Energikälla
Elektronacceptor
CO2
Organiskt material
Solljus
Kemiska föreningar (org.mtr)
O2
NO3-, SO42-, ClO3-, CH2O
Autotrof
Heterotrof
Fototrof
Kemotrof
Aeroba
Anaeroba
Figur 1: Exempel på bakteriers metabolism.
Beroende på vilken kollkälla och vilka betingelser bakterierna får överlever vissa av dem. De
som kan tillgodogöra sig maten och de som växer till snabbast konkurrerar ut andra. De
använder först den mest tillgängliga kolkällan, d.v.s det mest lättnedbrytbara. Biomassan av
bakterier kan adaptera sig (lära sig) och även bryta ner svårnedbrytbara eller t.o.m giftiga
föreningar. De typer av mikroorganismer som kan bryta ner svårnedbrytbara ämnen får då en
konkurensfördel och kan därför bli så pass många att reningseffekten blir hög även för
svårnedbrytbara föreningar.
-3-
Suspenderad aerob biologisk rening (aktivslam).
Bakterier och större mikroorganismer använder lösta organiska ämnen i avloppsvatten som
energikälla. Ungefär hälften av det organiska materialet byggs in i nya celler medan resten går
åt till organismernas metabolism. Andelen av det organiska materialet som bildar slam
beskrivs som utbytet (Y). Syre behövs till att oxidera substratet (COD in), när det omvandlas
till celler (biomassa) och CO2.
Figur 2: Balans av organiskt kol C i ett aktivslamsteg med utbyte Y=0,4, d.v.s 40% av
ingående C bildar slam. Förklaring: Q (flöde), S (substrat som COD), X (koncentration fast
material), V (volym), o (ingånde), r (retur), w (waste).
I aktivslam-anläggningar tas ca 10 % av slammet ut som överskottsslam (waste). Resten
recirkuleras för att öka halten aktiv biomassa och på så vis öka reningseffektiviteten. I ett
aktivslam steg brukar halten biomassa vara mellan 3 och 5 gpl. Genom recirkuleringen av
slammet skiljs uppehållstiden för vatten och slam. Uppehållstiden för slammet kallas även för
slamålder eller ”sludge retention time” (SRT).
SRT =
€
VX
QwXr + (Q − Qw)Xe
Ett slam med hög ålder har möjlighet att adaptera sig, d.v.s. anpassa sig till svårnedbrytbara,
ibland t.o.m. giftiga substanser. I ett slam med hög ålder finns ofta även större organismer
som protozoer. De är det biologiska systemets rovdjur. De äter bakterier och minskar på så vis
slambildningen. Klockdjur och toffeldjur är vanligt förekommande protozoer i ett aktivt slam.
Ett slam som ”betas” av protozoer får även bra sedimentations egenskaper. I ett
konventionellt aktivslam brukar SRT vara 3-6 dygn.
-4-
Figur 3: Klockdjur som filtrerar lösningen för att fånga fritt simmande bakterier och
toffeldjur som betar på slamflockar.
Mikroskopering av slammet är viktigt för att kunna kontrollera en biologisk anläggning. Slam
med goda sedimenteringsegenskaper är nödvändigt för effektiv slamavskiljning. Protozerna
betar på slammet och fångar frisimmande bakterier och på så sätt formas ett slam med goda
sedimenteringsegenskaper. Men om det finns för mycket protozoer blir slammet ”småkornigt”
med sämre egenskaper. Under vissa förhållanden, exempel syrebrist, kan filament-bildande
(trådformiga) bakterier bildas. Enstaka filament kan fungera som armering och bidra till
stabila flockar som lätt sedimenterar. För mycket filament ger ett fluffigt slam som gärna
flyter upp till ytan och passerar därför eftersedimenteringen och följer det renade vattnet till
recipienten. Slamflykt är ett allvarligt men tyvärr vanligt problem. Om belastningen av
lättnedbrytbart organiskt material är hög, premieras snabbväxande bakterier med dåliga
slamegenskaper. Det är viktigt att hitta rätt balans mellan F/M (Food/Microorganism) och
SRT.
F M=
€
QSo
XV
Tabell 2: Exempel för att åskådliggöra betydelsen av belastning av lättnedbrytbart organiskt
material (F/M) och slamålder (SRT) för slamegenskaperna.
slamegenskaper Fluffigt, med
Bra egenskaper
Korningt svårfrisimmande MO
med hög andel
sedimenterat slam
protozoer
F/M
Hög
Medel
Låg
SRT
Låg
Medel
Hög
Slammets sedimenteringsegenskaper brukar mätas med slamvolymindex (SVI). SVI kan
beskrivas som volymen av 1g slam som sedimenterat i 30 minuter. Ett slam med goda
egenskaper har SVI < 100. SVI > 150 brukar tyda på filamentbildande bakterier.
SVI =
volym − av − sedimenterat − slam(ml /l) * (1000mg /g) ml
=
SS(mg /l)
g
€
-5-
Slambildning
När bakterierna delar sig och blir flera bildas biomassa (Px). Döda och nedbrutna celler blir
nytt substrat för nästa generation bakterier. Hur mycket biomassa som bildas beror av ( A)
biomassa tillväxt av substratet (mät som COD) + (B) biomassa tillväxt från nedbrutna celler +
(C) nitrifieringsbakterier.
A
PX ,VSS =
SRT
kd
fd
€
S
Y
Yn
NOx
B
C
QY (S0 − S) f d (k d )QY (S0 − S)SRT QYn (NOx )
+
+
1+ (kd)SRT
1+ (kd)SRT
1+ (kd)SRT
= solids retention time T Normalt för aktivslam är ca 4 dagar.
= decay coefficient (0,12g biomassa/g biomassa, d vid 20°C)
= fraktion av biomassa som blir kvar när cellen bryts ner.
Normalt värde 0,15 g VSS/gVSS)
= substrat (COD mg/l))
= biomass yield. (0,4 g biomassa/g substrat konsumerat)
= biomass yield for nitrification. (0,12 g biomassa/g substrat)
= mängd NH4-N som oxiderats till NO3-
Koefficienten för nedbrytning (kd) beror av temperaturen. När det är varmt bryts döda celler
ner fortare än när det är kallt. För att räkna om kd för aktuell temperatur används θ . Värdet
på θ är 1,04 mellan 20-30°C och 1,12 mellan 10-20°C.
kd(T) = kd(20°C) * θ T −20°C
€
€
€
Genom att förlänga SRT minskar mängden bildat slam samtidigt som mer syre förbrukas.
Bassängvolymen (V) och uppehållstid (τ)
I ett aktivslamsteg behöver man ha en hög koncentration av biomassa för att hålla
effektiviteten hög. Man brukar ha ca 3000 mg/l av biomassa. En annan parameter som är
viktig är slamåldern. Den varierar för alla system men ca 3-6 dagar brukar vara lagom. När
man dimensionerar en anläggning är det viktigt att Volymen är tillräckligt stor för att ge den
uppehållstid som krävs för att nå önskad halt biomassa och slamålder.
Massan slam =Px(SRT)
V=
€
V
τ
m Px(SRT)
=
c 3000mg /l
Volym
Uppehållstid
τ=
V
Q
€
-6-
Biofilm på fast material
Vissa mikroorganismer växer på fast material. Då bildas en biofilm eller biohud. Fördelen
med biofilm på ett fast material är att slammet inte sköljs ut med vattnet. Slamåldern blir då
hög och ett väl adapterat system kan skapas. I biohuden kan dessutom olika zoner med
varierande halt tillgängligt syre skapas. Längst in i biohuden närmast det fasta materialet är
förhållandena ofta anaeroba. Ytterligare en fördel är att biohuden är mindre känslig för
störningar. Om systemet utsätts för något giftigt eller på annat sätt störande kan det yttre
lagret av biofilmen dö, medan den inre klarar sig. På så vis finns en bra grodd för ny
slamtillväxt kvar och systemet återhämtar sig lättare
Tricklingfilter I ett tricklingfilter växer biohuden på en fast matris. De är oftast byggda som runda torn.
Vattnet recirkuleras och sprayas över filtret, vattnet väter biohuden i lagom takt utan att
dränka den. I filtret är höjden på tornet proportionell mot tiden som vattnet är i kontakt med
biofilmen. Därför är djupet (D) i tricklingfiltret viktigt. För att beräkna hur mycket av
substratet som kan reduceras i filter tornet kan nedanstående formel användas.
Se =
€
Se
So
R
K20
As
D
θ
q
n
S0
 k 20 AsDθ T −20 
(R + 1)exp
−R
n
 [q(R + 1)] 
= Substrat ut (mg/l, g/m3)
= Substrat in (mg/l, g/m3)
= recirculation ratio. Recirkulerat flöde i förhållande till inflöde. (Normalt med R=2)
= filter treatability constant at 20°C (l/s)0,5/m2 .
k för kommunalt avloppsvatten = 0,210, för skogsindustriellt vatten 0,108.
= packing specifik area (m2/m3) Vanligt värde = 90m2/m3
= Depth of packing, (m)
= temperatrur correction factor 1,35
= hydraulic application rate (l/m2*s)
= constant characteristic of packaging used. Vanligt värde = 2
Se
= e−kD / q
S0
€
1/ n
 kD 
q =

ln(S0 /S) 
Man kan även använda figur 3 för att beräkna BOD reduktionsgraden (removal efficiency E) i
€
ett tricklingfilter beroende
av BOD belastning.
-7-
Figur 4: Reduktionsgraden i ett tricklingfilter beror av belastningen av lättnedbrytbart
organiskt material.
För att kompensera E från figuren för temperatur, använd θ=1,35.
E T = E 20 (1,35)T −20
BOD belastningshastighet W (kg/d)
€
W =
QS0
V
Tricklingfilter Dimensioner
€
A=
€
€
πD2
4
V = AD
För att få bra effektivitet behöver vattnet recirkuleras.
€
1+ R
F=
(1+ R /10) 2
F
R
= recirkulerings faktorn
= recirkulerings kvot (Normalt med R=2). Recirkulerat flöde i förhållande till inflöde.
Om flera torn ska användas i serie beror reduktionsgarden i de olika filtren av belastning av
substrat och filtervolymen.
E1 =
100
1+ 0,4432
€
W1
VF
-8-
E2 =
€
100
0,4432 W 2
1+
1− E1 VF
E
W
V
=efficiency (%), reduktionsgrad av substrat i filter (1 eller 2)
= BOD load (kg/d) på filter (1 eller 2)
= filtervolym m3
Biorotor En biorotor består av en ca 7,5 m lång cylinder med 3,5 m diameter. Cylindern består av
plastdiskar som bygger upp en porös matris för biohud att fästa på. Ytan för biofilm att växa
på är 9300m2 i varje biorotor. De roterar med 1 – 3 varv/min.
De brukar vara nedsänkta till ca 40% i en tank. 0,0049 m3/m2 disk area.
Man brukar rekommendera en belastning av 12-20 g BOD/m2*d på det första biorotorn. För
att hålla nere belastningen på de första rotorerna kan man köra dem parallella i början och på
linje när BOD halten sjunkit i vattnet. Se tabell 9-8 för typisk design information.
Baserat på data från 9 fullskaleanläggningar har följande samband tagits fram.
Sn =
€
S
As
Q
1− 1+ 4 * 0,00974 * (As /Q) * Sn−1
2 * 0,00974 * (As /Q)
= Halt substart i steg n eller n-1 (mg/l, g/m3)
= disk surface area i steg n (m2)
= Flöde (m3/d)
-9-
Syrebehov
Bakterier behöver en elektronacceptor, d.v.s något som kan oxidera det organiska materialet
till koldioxid. I ett aerobt system används syre som elektronaccpetor. När syre tar slut kan
andra ämnen användas ex.vis sulfat (SO42-), nitrat (NO3-) eller korat (ClO3-). Under anaeroba
förhållanden kan även organiskt material användas (CH2O-). Då bildas metan istället för
koldioxid.
Behovet av syre (Ro) beror av hur mycket substrat som ska oxideras (CODin-CODut) och hur
mycket överskottsslam som tas ut ur systemet. I ett system i steady state är bildad mäng
biomassa lika med uttaget överskottsslam.
Figur 5: Massbalans av COD i ett reningssteg
Överskottsslammet måste räknas om till COD för att balansen ska gå ihop.
Syrebehov = (CODin - CODut) – COD i överskottsslam
R0 = Q(S0 − S) −1,42 * Px,bio
€
Ro
Px,bio
= Syrebehov (kg/d)
= Överskottsslam (kg/d)
Nitrifikation I reningssteg med nitrifikation krävs ytterligare syre. Förutom syrebehov för celltillväxt
behövs 4,57 g O2/g N för oxidation av ammonium.
2 NH4+ + 3 O2  2NO2- + 4H+ + 2H2O
2 NO2- + O2  2 NO3-
Omvandla teoretiskt syrebehov till luftbehov.
För att ge mikroorganismerna det syre de behöver syresätts vattnet med olika typer av luftare.
Det beräknade syrebehovet, Ro, kan översättas med den aktuella hastigheten syre behöver
tillsättas till biobassängen, actual oxygen transfer rate (AOTR) eller N.
Ro = AOTR (kg O2/h) eller N för mekaniska luftare.
- 10 -
Mekaniska ytlyftare
Hur effektiv syretransporten är beror av flera fysikaliska och yttre omständigheter. När typ av
luftare ska väljas behöver ett standardiserat syrebehov beräknas.
 βC − CL 
T −20
N = N 0  walt
1,024 α
 9,17 
€
N
N0
Cwalt
CL
α
β
= kg O2/kWh under fältförhållanden
= kg O2/kWh i rent vatten, 20°C och noll löst syre
= Mättnads koncentration av syre för rent vatten i given temperatur.
= Koncentration av löst syre vid drift (mg/l)
= oxygen transfer correction factor for wastewater characteristics
= oxygen transfer correction factor for wastewater charachteristics on solubility
properties
Tabell 3: ”Oxygen transfer rates” för mekaniska luftare
Aeration system
Standard transfer rate
(kg O2 / kWh)
Surface low speed
1,5 - 2,1
Surface high speed
1,1 – 1,4
Submerged turbine
1,2 – 2,0
Horizontal
1,5 -2,1
Field transfer rate
(kg O2 / kWh)
0,7 – 1,5
0,7 -1,2
0,6 – 1,1
0,5 – 1,1
Bottenluftare, Diffusörer
Hur effektiv syretransporten är beror av flera fysikaliska och yttre omständigheter. För
bottenluftare har även djupet och trycket i bubblorna betydelse vilket syns när det
standardiserade syre behovet beräknas. Standard oxygen transfer rate in tap water at 20°C and
zero dissolved oxygen SOTR (kg/h).
€
 βC − CL 
T −20
AOTR = SOTR STH
(1,024 )(α )(F)
 Cs,20 
AOTR
= actual oxygen transfer rate (kg/h)
SOTR = Standard oxygen transfer rate in tap water at 20°C and zero dissolved oxygen (kg/h).
CSTH = Average concentration of saturated dissolved oxygen in clean water at temperature
T, altitude H (mg/l) tabell D-1 och D-2.
CL
= Operating concentration of dissolved oxygen (mg/l)
Cs,20
= Concentration of saturated dissolved oxygen in clean water at 20°C (mg/l)
α
= oxygen transfer correction factor for wastewater characteristics
β
= oxygen transfer correction factor for wastewater charachteristics on solubility
properties
F
= fouling factor (typical 0,65-0,9)
För bottenluftare beräknas medelkoncentrationen av löst syre enligt nedan. För ytluftare är
CSTH = CSTH
€
€
1 P
O
CSTH = (CSTH )  d + t 
2  Patm, H 21 
- 11 -
Allt syre som luftaren tillför vattnet löser sig inte. Stora delar passerar genom. Oxygen
transfer efficiency (OTE) beskriver hur stor del av genomströmmande syre som löser sig.
OTE = Oxygen transfer efficiency (%)
SOTE = Standard oxygen transfer efficiency (%)
β faktorn beskriver hur avloppsvattnets kemiska innehåll påverkar lösligheten av syre i
förhållande till rent vatten. Partiklar, ytkemiska ämnen, salter mm, påverkar lösligheten
negativt.
β=
€
α faktorn beskriver hur avloppsvattnets innehåll påverkar syresättningen för en specifik
luftare och tank. Exempelvis påverkar bubbelstorlek, flöde i bassängen och bassängens
geometri effektiviteten av luftaren. α faktorn visar förhållandet mellan masstransport av syre i
rent vatten och smutsigt vatten
α=
KL a
€
Cs (wastewater)
Cs (tapwater)
K L a(wastewater)
K L a(tapwater)
= oxygen mass transfer coefficient
Hastigheten för syre att lösa sig i vatten beror av concentrationsgradienten, Cs-Ct.
KLa beskriver funktionen för syretransporten.
dC
= K L a(Cs − C)
dt
Cs − Ct
= e −( K L a )t
Cs − C0
För att beräkna KLa , lös först ut Kla och gör om uttrycket till en rät linje.
€
€
€
€
−K L a * t = ln(Cs − Ct ) − ln(Cs −€C0 )
y = xt + int ercept
ln(Cs − Ct ) = −K L a * t + ln(Cs − C0 )
När ln (Cs-Ct) plottas mot tiden ger lutningen KLa.
I ett reningssteg med biomassa förbrukas syre kontinuerligt.
rM
= oxygen utilisation rate by microorganisms (mg/l*h)
dC
= K L a(Cs − C) − rM
dt
När syre tillsatts i samma takt som det förbrukas gäller
€
rM = K L a(Cs − C)
€
- 12 -
Närsaltsbehov / speciell kväverening
För att bygga upp en cell behövs många olika näringsämnen. Kväve och fosfor är de två
makronäringsämnen som kan behövas tillsättas till näringsfattiga avloppsvatten. Till exempel
skogsindustriella avloppsvatten kan vara närsaltsbegränsade. För att bilda 100 g biomassa
behövs ca 12 g kväve och 2g fosfor.
Cells biomassa
C12H87O23N12P
I kommunala avloppsvatten är förhållandet det omvända. Där finns mer kväve och fosfor än
vad som kan assimileras i slammet. Då utnyttjar man nitrifikation för att oxidera ammonium
till nitrat. Nitrifikationsbakterier växer långsamt och är känsliga för låga temperaturer.
Denitrifikationsbakterierna är anaeroba och utnyttjar nitratet som elektronacceptor som
omvandlas till kvävgas. Denitrifikationsbakterierna behöver lättnedbrytbart organiskt
material. Eftersom de oftast är placerade efter nitrifikationen är de lättnedbrytbara ämnena
slut. För en effektiv kväverening kan det därför vara nödvändigt att tillsätta en kolkälla i form
av etanol eller liknande.
Nitrifikation NH 4+ + 2O2  NO3- + 2 H+ + H2O
Denitrifikation Org.material + 2NO3- + H2O  2,5 CO2 + 2 OH- + 2 N2
- 13 -
Anaeroba processer
Suspenderad anaerob biologisk process
När syre inte finns tillgängligt sker i stället anaerob nedbrytning. Vid anaerob rening sker
flera olika processer. Inledningsvis omvandlas organiskt material till lättnedbrytbara fettsyror.
När syrorna bildas sjunker pH. Processen kallas acidogenesen. I nästa steg tar de
metanproducerande bakterierna vid. De omvandlar fettsyrorna till koldioxid och metan.
Processen kallas metanogenesen. De metanproducerande bakterierna är känsliga för ex.vis för
jonkoncentrationer av koppar, krom och sulfid. De metanproducerande bakterierna är även
känsliga för syre.
Anaeroba processer sker ofta långsammare än aeroba. Om en anaerob process skulle utsättas
för inhiberande eller giftiga ämnen och hela populationen av bakterier skulle slås ut, tar det
lång tid att återställa hög koncentration biomassa igen.
För anaeroba processer med suspenderad biomassa kan man räkna slamtillväxt (Px = solids
g/h, m/T) på samma sätt som för aeroba processer. Skillnaden är att de kinetiska konstanterna
är annorlunda. Exempelvis är Y 0,3-0,5 för aeroba processer, men mycket lägre för anaeroba
processer, 0,05-0,1.
Slam produktion =( A)biomassa tillväxt av substratet + (B) biomassa tillväxt från nedbrutna
celler + (D) susp i ingående vatten.
Nedanstående formel ger bildad mängd biomassa med avseende på tillväxt + substrat från
nedbrutna celler + nedbrytbar susp i ingående vatten.
A
PX ,VSS =
€
SRT
kd
fd
S
Y
nbVSS
B
D
QY (S0 − S) f d (k d )QY (S0 − S)SRT
+
+ Q(nbVSS)
1 + (kd)SRT
1 + (kd)SRT
= solids retention time T
= decay coefficient (T-1) tabell 10-10
= fraktion av biomassa som blir kvar när cellen bryts ner.
Normalt värde 0,10 - 0,15 g VSS/gVSS)
= substrat halt förväntad i utgående (CODin – bCOD)
= biomass yield. (M celler bildade / M substrat konsumerat, normalt 0,1g/g)
= non biodegradable volatile suspended solids. (mg/l) Icke nedbrytbart organiskt
partikulärt material.
kd beror av temperaturen. θ för omräkning till aktuell temperatur hämtas i tabell 10-10.
kd(T) = kd(20°C) * θ T −20°C
€
€
SRT
Slamåldern behöver vara upp till 10 ggr längre för anaeroba processer jämfört med aeroba.
Värden på koefficienter hämtas ur tabell 10-10.
- 14 -
1
µ S
= m e − kd
SRT K s + Se
€
SRT
µm
Ks
kd
= Sludge retention time (d) (T)
= maximum specific growth rate (T-1)
= half velocity constant (mg/l) (M/L-3)
= decay coefficient (T-1)
Dimensionering av bassängvolym (V) och uppehållstid (τ)
Lämplig koncentration av slam i ett anaerobt steg är högre än i motsvarande aeroba processer,
ca 6000 mg/l. I ett anaerobt steg sker ingen slamåterföring därför är vattnets och slammets
uppehållstid lika långa.
τ = SRT
€
V
τ
τ=
V
Q
Volym
Uppehållstid
Närsaltsbehov
€
Det bildas mindre mängder slam i en anaerob process i förhållande till motsvarande aerob
process. Därför förbrukas det även mindre kväve och fosfor.
Cells biomassa
C12H87O23N12P
Till 100 g bildad mängd biomassa krävs 12,2 g N och 2,3 g P.
UASB treatment process (upflow anaerobic sludge blanket)
Eftersom anaeroba bakterier växer långsamt och kräver lång uppehållstid är det bra om man
kan skilja slammets uppehållstid från vattnets. Men UASB teknik bildas i gynnsamma fall
granuler av anaeroba bakterier som är tunga och därför lägger sig på botten. Avloppsvattnet
stiger sakta upp genom slambädden.
Det som är viktigt när ett UASB system ska dimensioneras är: innehåll i avloppsvattnet,
volym belastning av organisk substans, up-flow hastighet, reaktor volym.
Belastningen av COD som är lämplig beror av koncentrationen COD i avloppsvattnet och hur
stor del av COD som är partikulärt material. I tabell 10-11 finns lämpliga värden för
belastning.
Vn =
€
Vn
Q
So
L org
QS0
Lorg
= nominell (effektiv) vätskevolym i reaktor (m3)
= Flöde (m3/h)
= inkommande koncentration av COD (kg COD/m3)
= organisk belastnings hastighet (kg COD/m3*h) tabell 10-12.
- 15 -
Den nominella reaktor volymen ökas ofta med en säkerhetsfaktor E (normalt E=0,85)
Vn = VL * E
VL
€
= total reaktor volym (m3)
Lämplig ”up-flow” hastighet, för att få fluidiserande granuler, hämtas ur tabell 10-14. När
avloppsvattnet inte innehåller partikulärt COD är lämplig hastighet 1-3m/h.
Dimensionerna på anläggningen beror av ”up-flow hastigheten och botten-arean som vattnet
ska flöda upp genom.
Q πD2 VL
A= =
=
v
4
HL
€
A
D
VL
HL
= Botten arean (m2)
= Diameter (m)
= total reaktor volym (m3)
= Höjd (m)
Metangas produktion
Det bildas ca 0,4 m3 CH4/kg COD reducerat.
Densitet för metan vid 35°C är ca 0,634 kg/m3
Energiinnehållet i metangas är 50 kJ/g
För att räkna om volymen vid aktuell temperatur använd allmänna gaslagen.
V nR
=
T
P
PV = nRT
€
€
- 16 -
Nyckeltal för beräkning av Energianvändning i reningsverk
Luftningen av aeroba biologiska system använder ofta mer än hälften av all el som tillförs ett
reningsverk. Syret i den tillförda luften måste lösa sig vattnet innan mikroorganismerna kan
tillgodogöra sig det. Det är svårare att lösa syre i smutsigt vatten jämfört med rent. I tabellerna
är energibehovet för att tillföra syre till både rent och smutsigt vatten (drift förhållande)
redovisade.
Tabell 4: Energibehov för luftning med ytluftare
Luftningssystem
Standard syre utbyte
(kg O2 / kWh)
Låghastighet ytluftare
1,5 - 2,1
Höghastighet ytluftare
1,1 – 1,4
Nedsäknt turbin
1,2 – 2,0
Horizontell ytluftare
1,5 -2,1
Tabell 5: Energibehov för luftning med bottenluftare
Syre utbyte, för bottenluftare
Luftare med lufttryck
Syre utbyte i kg O2/kWh
Rent vatten
Bredbandsluftare
1,7
Bottentäckande luftare
2,4
Plattluftare
2,9
Drift förhållande
(kg O2 / kWh)
0,7 – 1,5
0,7 -1,2
0,6 – 1,1
0,5 – 1,1
Drift förhållande
1,0
1,4
1,8
Tabell 6: Andra processer som använder el.
Processenhet
Elanvändning/m3 avloppsvatten
(Wh/m3)
Omrörning i oluftade bassänger 19,6
Recirkulationspump
5,7
Returslamtransport
6,9
- 17 -
Mekaniska metoder
Med mekaniska metoder används fysikaliska egenskaper som vikt, densitet och storlek för att
avskilja föroreningar från smutsigt vatten. Mekaniska metoder kräver förhållandevis lite
energi och tillsatts kemikalier och brukar därför användas som förbehandlingssteg till mer
resurskrävande tekniker. Vid avskiljning efter storlek finns många möjligheter. För stora saker
används ex.vis galler i olika storlekar. För mindre partiklar finns en rad olika filter. Sandfilter
är relativt billiga och effektiva därför är de också vanliga.
Sedimentering
Med sedimentering utnyttjas partiklars densitet och är därför ett billigt och effektivt sätt att
rena avloppsvatten med partiklar i. Slammet som samlas i botten håller vanligtvis en
koncentration av 1-2 % ts. Det finns flera olika typer och former av bassänger, ex.vis runda
och rektangulära. Principen för alla typer av sedimentering är att vätskans flödeshastighet
sänks i bassängen så mycket att partiklar hinner sjunka till botten. Partiklarnas sjunkhastighet
vs, beror av deras storlek och densitet.
Tabell 7: sjunkhastigheter för olika partiklar (källa: Kemira Kemwater 1999, Product
chemistry and flocculation)
Partikel
Ytarea
Sedimenteringstid Sedimenteringstid Sedimenteringstid
2
3
ρp 1,05 g/cm3
ρp 1,1 g/cm3
ρp 2,65 g/cm3
diameter
m /cm
1 mm
0,006
37 sek
18 sek
1 sek
0,1 mm
0,06
1h
31 min
2 min
10 µm
0,6
4d
2d
3h
€
€
€
1 µm
6
1 år
0,6 år
13 d
0,1 µm
60
137 år
58 år
3,5 år
Dimensionen på en sedimenteringsbassäng bestäms av hur lång tid det tar för en partikel att
nå botten (sjunkhastigheten). Den måste landa innan flödet har tagit den till slutet av
bassängen (horisontell hastighet). Oberoende om bassängen är rund eller rektangulär, är
bottenareans storlek i förhållande till flödet avgörande för om partikeln hinner sedimentera.
D.v.s djupet på bassängen har mindre betydelse.
Bild 6: Partikeln landar i bortre hörnet oberoende av djupet i bassängen.
vh =
€
€
Q
HB
Horisontell hastighet
A = BL
Bottenarean
När tiden (th) för partikeln att färdas längs hela längden är lika lång som tiden (ts) för partikeln
€ tillräckligt stor.
att sjunka till botten är sedimenteringsbassängen
H
L
ts =
th =
tid till botten
tid längs hela längden
vs
vh
€
- 18 -
H L
Hv h
HQ
Q
= → vs =
→ vs =
→ vs =
vs vh
L
LHB
A
€
Sjunkhastigheten för en partikel bestämmer dimensionerna på sedimenteringsbassängen och
kallas även för ytbelastning. Den beräknas ur Stokes lag.
g
d2
v s = (ρ p − ρ f )
18
η
€
€
€
Stokes lag i laminera flöden
Vs
Q
A
ρp
ρf
d
η
Sjunkhastighet för en partikel och ytbelastning (m/h)
Flöde (m3/h)
Sedimentations area (m2)
partikelns densitet kg/m3
vattnets (fluidens) densitet
vid 30°C 995,7 kg/m3
Partikeln diameter, m
vattnets dynamiska viskositet kg/m*s
vid 30°C 801 Pa s
Pa = N/m2
N=kg*m/s2  Pa = (kg* m)/(s2*m2) = kg/m*s2
η=kg/m*s
Tabell 8: fysikaliska data för typiska partiklar i avloppsvatten
Typ av partikel
Diameter (mm) Typiskt värde
Densitet
(g/cm3)
sand
0,5
2,65
Organiskt material
0,15 – 0,3
0,15
1.01-1,015
Biologiska flockar
0,001-1
0,1
1.03-1,1
Kemiska flockar
0,001-1
0,1
1,4-2
Fibrer
Typiskt värde
Exempel Gruvön
37°C
vattens densitet 992,2 kg/m3, viskositet 0,653 kg/m*s, 0,1 mm flock
g
d 2 9,81
0,00012
v s = (ρ p − ρ f ) =
(1030 − 992)
= 0,000314m /s
18
η
18
0,653*10−3
A=
€
Q
4000m3/h
=
= 3535m 2
vs 0,00031* 3600m /h
€
- 19 -
Lamellsedimentering
Eftersom djupet är av mindre betydelse kan man utnyttja detta för att spara plats. Fler
sedimentations areor kan läggas ovanpå varandra. I en lamellsedimenterare är djupet mellan
bottnarna endast några centimeter. Lamellerna är snedställda så att slammet ska falla av och
inte sätta igen flödet.
Figur 7: Lamellsedimentering
Vid medströms flöde gäller
vs =
€
Q
nBL cos α − BS
A
L
B
n
S
α
A = L*B*n
€
sedimenteringsyta (m2)
projicerade längd (m)
Bredd (m)
antal lameller
avstånd mellan lameller (m)
lamellens lutningsvinkel mot horisontalplanet
Flotation
€
Vissa partiklar har för låg densitet för att sjunka. De kan avskiljas genom flotation. Vid
flotation lyfter mikrobubblor partiklarna till ytan där de bildar ett skum. Slammet som
skummas av håller en koncentration ca 4-5% ts, d.v.s. något högre jämfört med sedimenterat
slam. Storleken på bubblorna har stor betydelse för effektiv flotation. Genom att öka trycket i
en del av det renade vattnet löser sig luft i det. Vattnet pumpas ner till botten av
flotationsbassängen. När det släpps ut minskar trycket och luften bildar mikrobubblorna som
lyfter partiklarna.
Flotation kräver något mer energi jämfört med sedimentation men är fortfarande en
ekonomisk och effektiv reningsteknik.
- 20 -
Kemisk fällning och flockning
Med kemisk fällning och flockning omvandlas lösliga föreningar till fasta (fällning). De nya
fasta föreningarna behöver sedan flockas ihop till större aggregat för att kunna separeras från
vattnet med sedimentering eller flotation. Det är en möjlig reningsmetod för metalljoner,
fosfater och kolloidala organiska föreningar.
Metalljoner I betbad och andra avloppsvatten från metallindustrier finns metalljonerna lösliga i vätskan.
Genom att höja pH med lut eller liknande bildar metalljonerna hydroxider.
Me2+ + 2OH-  Me(OH)2
Hydroxiderna kan sedan flockas och avskiljas med sedimentering.
Fosfater Kommunala avloppsvatten innehåller mer fosfor än vad som kan renas med biologiska
metoder. De lösta fosfatjonerna kan fällas ut genom att de reagerar till ett fast salt med ex.vis
järnjoner. Saltet kan sedan sedimenteras och avskiljas från avloppsvattnet.
Fe 3+ + PO43-  FePO3
Kolloidalt organiskt material Kemisk fällning kan även användas för att få organiska föreningar och kolloider som är för
stora för effektiv biologisk rening att flocka ihop sig så de går att avskilja från avloppsvattnet.
Kolloider har en storlek av ca en ångström (10-10 m). De är så små att de varken sjunker eller
flyter utan följer med fluiden.
Partiklar och kolloider är oftast negativt laddade och repellerar varandra. Genom att tillsätta
ett metallsalt med hög laddning neutraliseras partiklarnas/kolloidernas laddning. När de kan
komma nära varandra bildas svaga van der Waals bindningar mellan dem och de börjar
flockas. För att stärka flockarna tillsätts ofta en polymer som fungerar som armering.
Figur 8: Aluminiumjoner med hög laddning neutraliserar partiklar så att de kan flockas.
- 21 -
När partiklarna/kolloiderna ska neutraliseras är det viktigt att omrörningen är kraftig så att
metallsaltet har möjlighet att reagera med så många molekyler som möjligt. När de är
neutraliserade är det viktigt att omrörningen är minimal så att svaga bindningar kan uppstå
och molekylerna börjar flocka ihop sig.
Figur 9: Kraftig omrörning under den första minuten är nödvändig för neutralisering, medan
endast långsam omblandning krävs under flockningen.
- 22 -