NO167453B - Fremgangsmaate for rensing av vann. - Google Patents

Description

Det tekniske område

Den foreliggende oppfinnelse angår en vannrenseprosess

spesielt for å fjerne nitrogen fra avløpsvann.

Formålet med den foreliggende oppfinnelse er å til-veiebringe en vannrenseprosess spesielt for å fjerne nitrogen fra avløpsvann for dermed å minske nitrogenbelastningen på resipientene, spesielt kystfarvannet, sjøer og vassdrag.

Oppfinnelsens bakgrunn

I Sverige har myndighetene for de fleste av vass-dragenes vedkommende hevdet at fosfor er den begrensende faktor for tilveksten. I løpet av de seneste år er nitrogenets rolle blitt mer og mer diskutert og da spesielt for kystfarvannet. Studier av nitrogenoxydasjon og også nitro-genreduksjonsprosesser drives for tiden i Sverige. I den nedenstående tabell 1 er forskjelige nitrogenkilder i Sverige og Finland redegjort for.

Nesten halvparten av nitrogenbelastningen i Sverige er "naturlig", dvs. fra regn, erosjon eller fiksering. Fra skog- og jordbruk kommer 37%, fra kommunale avløp 17% og fra industriutslipp 5%. Fiskeoppdrett bidrar bare med 0,2%. Såvel ammoniumnitrogen som nitratnitrogen er gode kilder for vekstnæring. Nitritt anses ofte som hemmende på biologisk aktivitet ved høyere innhold. Risiko for dannelse av nitrosoaminer finnes. Ammoniumnitrogen kan være giftig overfor fisk og oxygenkrevende i recipienten.

En generell oversikt over de forskjellige nitrogen-utskillelsesprosesser er sammenstilt i den nedenstående tabell 2. I det følgende vil bare kommunalt avløpsvann og biologisk oxydasjon samt biologisk nitrogen-utskillelse bli berørt fordi den foreliggende oppfinnelse er relatert til avløpsvann. I et kommunalt avløpsvann uten stor industriell på-virkning kan normale innhold av samlet nitrogen være ca. 40 mm/l. 30 - 50 % av dette nitrogen foreligger som ammoniumnitrogen og resten som organisk bundet nitrogen. I det bio-logiske trinn omvandles mesteparten av det organisk bundne nitrogen til ammoniumnitrogen.

Krav til forbedret fjernelse av nitrogen fra avløpsvann er derfor.blitt reist.

Beskrivelse av den foreliggende oppfinnelse

Det har nå overraskende vist seg mulig å forbedre fjernelsen av nitrogen vesentlig ved rensing av avløpsvann

ved hjelp av den foreliggende oppfinnelse som angår en fremgangsmåte av den type som er angitt i krav l's ingress, og som er særpreget ved de følgende trinn, hvorved trinnene

b) og c) kan utføres i valgfri rekkefølge efter trinn a),

a) organisk materiale (BOD og COD) i vannet utfelles kjemisk med et tre- og/eller flerverdig metallsalt, hvorved lett nedbrytbare, lavmolekylære organiske fraksjoner ikke påvirkes og forblir i vannet, b) tilstedeværende NO^reduseres til nitrogengass ved anaerob fermentering der de nevnte gjenværende lett nedbrytbare, organiske fraksjoner tjener som carbonkilde, c) innkommende ammoniumnitrogen oxyderes til nitrat ved hjelp av aerob fermentering under samtidig avblåsing av

nitrogengass som er bundet i vannet, hvorved nitrat-holdig vann føres til reduksjonstrinnet b) og hvorved bakterieholdig slam føres fra det aerobe trinn til det anaerobe trinn.

Ytterligere særtrekk fremgår av de vedføyede uselvrstendige patentkrav.

Ved forfellingen ifølge trinn a) kan organisk materiale reduseres drastisk med opp til 70 %. Dette materiale er tungt oxyder-bart carbon som fjernes fra avløpsvannet. Derved vil imidlertid små carbonutgangsmaterialer, for eksempel lavere alkoholer, bli molekylært tilbake i vannet, og dette carbon virker som et egnet carbonforråd i et denitrifikasjonstrinn. CO2som er blitt dannet ved reduksjonen, blir oppløst i vannet på samme måte som dannet nitrogengass blir bundet i dette. I nitrifika-sjonstrinnet/oxydasjonstrinnet c) blir innkommende ammoniumnitrogen oxydert ved hjelp av tilstedeværende nitrosomonas til nitritt og ved hjelp av den tilstedeværende nitrobakter til nitrat. Oxydasjonshastigheten er lavest for den sist-nevnte, og dette medfører at nitrittkonsentrasjonen blir lav. Begge bakteriegrupper utnytter uorganisk carbon hvilket i det foreliggende tilfelle er C02som er bundet i vannet. Da oxy dasjonsprosessen er aerob, blir luft tilført som samtidig avdriver i vannet bundet nitrogengass fra denitrifikasjonstrinnet/reduksjonstrinnet b) .

NLtrif ikas jonsprosessen skal illustreres ved hjelp av de følgende kjemiske reaksjonsligninger:

Oxygenbehov: 4,6 g 0 pr. 1 g N C02-behov: Pr. mmol NH^- N frigjøres 2 mmol H+

som tilsvarer 2 mekv. eller 120 mg

HCO^.

Det er som nevnt to typer av organismer som hver for seg står for forskjellige oxydasjonstrinn, dvs. nitrosomonas av nitrogen til nitritt og nitrobakter av nitrit til nitrat. Oxydasjonshastigheten er lavest for nitrosomonas,

og av denne grunn er nitrittkonsentrasjonen som i alminnelig-het kan være biologisk hemmende, lav. Begge bakteriegrupper er autotrofe, dvs. at de anvender uorganisk carbon som carbonforråd, her carbondioxyd. Det fremgår av sumformelen at oxygenbehovet er høyt ved nitrifikasjon. Pr. gram oxydert nitrogen går 4,6 g oxygen med. Ved oxydasjonsprosessen blir hydrogenioner frigjort. Teoretisk senkes alkaliteten med 8,7 mg HCO3(7,1 mg C0CO3) pr. mg oxydert ammoniumnitrogen. Følgende faktorer er av stor betydning for nitrifikasjon:

1. Carbon/nitrogen-forhold

2. Slambelastning

3. Temperatur

4. SlamaIder

5. Oxygeninnhold

6. pH og alkali tet

7. Giftige stoffer

8. Returslamstrøm

Det første og kanskje viktigste punkt er carbon/ nitrogenforholdet. Heterotrofe organismer utnytter organisk carbon som energikilde (elektrondonator), dvs. at det er disse organismer som bryter ned det som betegnes som BOD eller COD. Disse organismer fordobler seg på ca. 0,5 time og anvender oxygen for sin oxydasjonsprosess (elektronakseptor) i aerobt miljø. De nitrifiserende organismer er autotrofe (utnytter bicarbonat eller kullsyre som carbonforråd) og har meget lav fordoblingshastighet, nærmere bestemt 10 - 15 timer. De benytter også oxygen for sin nedbrytningsprosess. Dersom nå vannet inneholder meget BOD eller COD og også ammoniumnitrogen, vil de nitrogenoxyderende organismer aldri .rekke å konkurrere om oxygenet fordi tilvekst av dette er altfor langsom , sammenlign her punkt 4=slamalderen. Hvis derimot forholdet carbon/ nitrogen senkes, øker andelen av nitrifiserende organismer når konkurransen minskes. Dette kan noteres i for eksempel biolag hvor den øvre dels slamhud bare består av heterotrofe organismer, hvoretter andelen av nitrogenoxyderende organismer øker jo lenger ned i biolaget slamhuden studeres. I dette selv-regulerende system øker også slamalderen lengere ned i laget. For å oppnå nitrifikasjon i et biologisk system kreves først en reduksjon av BOD før nitrifikasjonen starter. Dette innebærer at i et kombinert system må BOD-belastningen pr. overflateenhet være lav. Dette krever store bygningsvolum. Først når forholdet BOD^/TKN er mindre enn 2, begynner nitri-fikasjonsbakterier å få tilvekst i et aktivslamtrinn ifølge U.F.EPA ("Process design manual for nitrodent control", techinical transfer report 1975), slik at god nitrifikasjon oppnås. Normale innhold av nitrogen inn til et biotrinn kan bedømmes å være ca. 30 mg pr. liter. Således bør BOD5ligge under 60 mg pr. liter. Ved forfelling reduseres innkommende BOD-innhold opp til 75 %. I Sverige er vanlige BOD5~innhold

i innkommende vann 150 - 250 mg pr. liter. Med forfelling kan innholdet reduseres til 40 - 100 mg pr. liter. Nitrifikasjon oppnås da lettere. Det har ifølge oppfinnelsen kunnet fastslås at jo lavere forholdet er mellom BOD og TKN, desto høyere er nitrifikasjonsgraden.

Fra fig. 1 kan det avleses hvorledes antallet nitrifiserende organismer øker ved lavere forhold BOD/TKN.

Et normalt vann med forsedimentering og god reduksjon gir. ca. 150 g BOD til biotrinnet. Dette gir ved samlede nitrogeninn-hold til biotrinnet av 30 et forhold mellom carbon bg nitrogen på 5.Forfelling og derved en halvering av BOD til biotrinnet gir BOD et forhold på ca. 1,3. Antallet organismer har i dette tilfelle øket nesten 2,5 ganger. Jo lavere forholdene er før forfelling, desto større andel av nitrifiserende organismer kan dessuten oppnås ved forfelling ved den samme pro-sentuelle BOD-reduksjon. PÅ fig. 1 finnes et felt som er markert og hvor forholdet BOD/TKN er mellom 1 og 3. Dette er et normalt forhold ved nitrifikasjon i eget biotrinn. Det fremgår at forfelling ifølge oppfinnelsen kan gi dette forhold.

Dersom forfelling (trinn a) kombineres ikke bare med nitrogenoxydasjon (trinn c), men også med nitrogenreduksjon (trinn b) som fordenitrifikasjon, blir forholdet BOD/TKN enda lavere. Dette vil bli berørt senere under denitrifikasjon.

Slambelastning er en parameter som anvendes for dimensjonering av renseverk. Jo lavere slambelastningen er, desto bedre forutsetning finnes det som regel for nitrifikasjon. Slambelastningen beregnes ved hjelp av den følgende

formel:

hvori V = luftningsvolum x m<3>

Q..=w m 3/døgn

SS..= it kg/m3

° 3

SSu= suspensjon ut kg/m

Q = strøm m^

3

SS = luftning kg/m

Slaminnholdet kan innenfor visse grenser regulere slambelastningen, men slamegenskapene kan ved for høye innhold bli vesentlig forringet. Ved dimensjoneringen anvendes derfor store tankvolum for å oppnå lav slambelastning og nitrifikasjon. Dette gir høye investeringsomkostninger, sammenlign også her under punktet slamalder. En senkning av BOD til biotrinnet muliggjøres ved forfelling med treverdige metall-ioner. Når en halvering av biotrinnets belastning finner sted, halveres også slambelastningen. Dette svarer til en halvering av luftningsvolumet. I eksisterende tungt nitrifiserende verk kan nitrifikasjonsmuligheter skapes. For å oppnå nitrifikasjon året rundt må slambelastningen underskride 0,2 kg BOD pr. kg slam og dag som en tommelfingerregel. Anbefalinger for maksimal BOD^-belastning pr. 1000 m 3 og dag er satt til 320 kg.

En annen, vesentlig parameter som har betydning for nitrifikasjon «forløpet er temperaturen. En rekke normalt be-lastede svenske renseverk nitrifiserer under sommerhalvåret, men taper denne egenskap under vinterhalvåret til tross for at alle driftsbetingelser er de samme som om sommeren, bortsett bare fra temperaturen. Fig. 2 (ifølge Knowles, Downing) viser tydelig sammenhengen mellom nitrifikasjon og temperatur. Ved temperaturer under 10° C opphører nitrifikasjon ikke på noen måte, men den kan opprettholdes ved for eksempel å øke den viktige parameter som utgjøres av slamalder. Slamalderen påvirkes av slamproduksjonen, og et vann som har et høyt innhold av organiske forurensninger er på grunn av høy slamproduksjon vanskeligere å oppnå høy slamalder for enn et vann som inneholder en mindre mengde organisk stoff. Et vann med og uten forsedimentering fører, dersom øvrige parametere bortsett fra DOB er konstante, til en høyere slamalder og lavere slambelastning. Forfelling er en meget viktig regu-leringsmulighet for slamalderen. Ved den samme slambelastning, f.eks. 0,2 kg BOD pr. kg slam, kan slamalderen i et verk uten forsedimentering være 4 dager, med forsedimentering ca. 7 dager, samt med forfelling ca. 12 dager. Omvendt kan en slamalder på 10 dager med verk uten forsedimentering gi slambelastning på 0,09, med forsedimentering ca. 0,15 samt med forfelling ca. 0,25 kg BOD pr. kg slam. Det er selvføl-gelig beroende på den reduserte slamproduksjon om tungt nedbrytbart suspendert materiale blir ut f elt. På samme måte avtar slamalderen ved den samme slambelastning kraftig ved simultanfelling. Dersom for eksempel 100 g heptahydrat doseres simultant, vil disse 20 g målt som toverdig jern gi opphav til ca. 40 g slam. Dersom biotrinnet belastes med 90 g BOD7og disse omvandles ved den aerobe oxydasjon til 42 g slam, nå uten simultanfelling, innebærer dette en slamalder på ca. 7 døgn. Ved simultanfelling må de tidligere 45 g pluss de nye 40 g fra hydroxydslammet taes ut, dvs. at 84 % mer slam må taes ut. Dette senker slamalderen ved den samme slambelastning til ca. 4 dager, dvs. at ved lave vann-temperaturer er risikoen for tapt nitrifikasjon meget stor. Dersom i stedet forfelling ifølge oppfinnelsen anvendes og 70 % av BOD samt alt metallslam fraskilles over forsedimenteringen, øker slamalderen til hele 12,5 dager, dvs. at et vann med en temperatur på ca. 7° C kan oppnå samme nitrifika-sjonsgrad som et vann med temperaturen ca. 12° C ved normalt biotrinn uten forfelling. Ved simultanfelling må vanntem-peraturen være ca. 18° C.

Nitrifikasjonen er en oxygenkrevende prosess, og ifølge de ovenstående reaksjonsligninger går 4,6 g oxygen med pr. g oxydert nitrogen, dvs. at for 20 - 40 g ammoniumnitrogen går 90 - 180 g oxygen pr. m 3vann med for oxydasjonen, dvs. av den samme størrelsesorden som for carbonoxydasjonen. Oxygeninnholdet har en hemmende virkning dersom det under-skrider 2 mg oppløst oxygen pr. liter vann, se Fig. 3 som viser betydningen av oppløst oxygen. Også her er det grunn til ved forfelling å avlaste så meget av BOD før biotrinnet som mulig for å "spare" oxygen for nitrogenoxydasjonen. Oxygentilførselen er ofte begrenset av blåsemaskinene eller av kompressorenes kapasitet. Hvis dessuten en del av det organisk bundne nitrogen kan fraskilles ved forfelling, hindres omvandling av dette nitrogen til ammoniumnitrogen i biotrinnet og senere oxyqenkrevende ved oxydasjonen.Senere, under denitrifikasjon, har det vist seg at en stor del av oxygenet i nitratet kan gjenvinnes.

Vannets pH som på sin side er avhengig av dets alkali tet, har betydning for nitrifikasjonshastigheten.

En optimal verdi ligger like over pH 8. Noen forskjell mellom hastighetene ved verdier mellom pH 7 og 8,5 er vanske-lig å iaktta. Ved nitrifikasjon blir hydrogenioner frigjort som vist ovenfor. Pr. g oxydert nitrogen frigjøres 0,14 g hydrogenioner, dvs. at dersom 30 g ammoniumnitrogen oxyderes, senkes vannets alkalinitet med 4,2 ekv. For svakt puffret vann blir også pH senket, og nitrifikasjonen kan bli hemmet. Allikevel tyder nitrifikasjonssystemet på at en tilpasning kan skje, slik at gode resultater kan forekomme også ved lave pH-verdier. Hurtige variasjoner i pH kan imidlertid hemme prosessen. Selv en kjemikaliedose som forfelling senker vannetsalkalinitet. 100 g AVR-dose senker alkaliniteten med 0,6 ekv. Billig finmalt kalsiumcarbonat kan i det forekommende tilfelle bli en god løsning. Denitrifikasjon gir, hvilket er berørt senere, tilbake halvparten av den puffrings-kapasitet som går tapt ved nitrifikasjonen.

De autotrofe organismer er ømfintlige overfor en rekke stoffer og betydelig mer enn de carbonoxyderende organismer. I den nedenstående tabell 3 finnes en sammenstilling av de vanligst forekommende giftige stoffer for nitrifiserende organismer. For kobber, sink og cobolt ligger hemningen allerede ved 0,05 mg/l. Selv simultanfell ing med jernsulfat

2+ 3

ved doser over 20 g Fe pr. m hemmet nitrifikasjonen ved forsøk i pilot plant.

Ved nitrifikasjon blir ammoniumnitrogenet som fra tid til annen er giftig for fisker ved høyere pH-verdier, omvandlet til nitrat. Det fremgår imidlertid av nitrogenets kretsløp at dette nitratnitrogen er en utmerket nitrogenkilde for vekst. For å minske næringsinnholdet og oppnå en nitrogenreduksjon i vannet kan nitratoxygenet anvendes i en såkalt denitrikasjonsprosess hvor nitrogenet kan luftes bort som nitrogengass. Denne kan drives hovedsakelig i henhold til to hovedprinsipper, som etterdenitrifikasjon og fordenitrifikasjon.

Nitratet kan gjøre tjeneste som elektronakseptor i stedet for oxygen dersom vannet forøvrig er oxygenfritt, dvs. at anoksiske forhold råder. Ved etter-denitrifikasjon anvendes en onoksisk sone, dvs. en sone uten tilsatt oxygen og bare med omrøring for denitrifikasjon, hvoretter nitrogengas-sen luftes bort i et avsluttende luftningstrinn. I enkelte tilfeller kan en lett nedbrytbar carbonkilde her måtte til-settes, egnet i form av methanol, fordi alt carbon er blitt forbrukt i det tidligere luftningstrinn.

Ved store volum kan den såkalte endogene åndning gjøre tjeneste som carbonkilde.

Da intet annet oxygen enn nitratbundet er tilstede, benytter mikroorganismene dette oxygen. Dersom nå i stedet en uluftet sone innføres før det luftede trinn, kan en fordenitrifikasjon anvendes. Da anvendes det innkommende organiske materiale som ikke er blitt utfelt, som carbonkilde.

Det kan utleses av de nedenstående reaksjonsligninger som viser hele nitrifikasjons- og denitrifikasjonsforlø-pet, at teoretisk kan høyst 60 % av det ved nitrifikasjon tilsatte oxygen gjenvinnes fra nitratet.

Ved carbon fra endogen åndning forbrukes ca. 2 g

slam pr. g N, ved tilsetning av methanol ca. 2,5 g pr. g N

og ved fordenitrifikasjon 3 - 5 g BOD pr. g N.

Fig. 4 viser denitrifikasjonshastigheten for forskjellige carbonkilder. Forløpet er hurtigst ved anvendelse av methanol og mest langsomt ved endogen åndning. Dersom innkommende avløpsvann anvendes som carbonkilde, forløper denitrifikasjonshastigheten over et bredt spektrum beroende på vannsammensetningen. Små oppløste molekyler gir et hurtigere forløp enn suspendert eller stormolekylært materiale. BOD eller COD som carbonet uttrykkes i, er en meget dårlig informasjon da den ikke skiller mellom lett nedbrytbarhet eller noe annet begrep. Ved kjemisk utfelling kan den sus-penderte og den stormolekylære del av BOD utfelles mens den lett nedbrytbare, lavmolekylære del ikke påvirkes. Den kjemiske utfelling fungerer som en sikt, dvs. at den sorterer BOD. Denne sortering er av meget stor betydning fordi de-nitrif ikas jonshastigheten blir den høyest tenkbare for fordenitrifikasjon.

Et normalt avløpsvann inneholder 200 g BOD. Av dette fraskilles det tungt oxyderbare ved forsedimenteringen, i normale tilfeller ca. 75%. 50 g av for det meste oppløst, lett nedbrytbart BOD fortsetter til biotrinnets fordenitrifikasjon. Det samme normalvann inneholder 30 g ammoniumnitrogen som oxyderes i biotrinnets nitrifikasjonsprosess. Dette krever 135 g oxygen pr. m 3 vann. Teoretisk kan 60% av dette oxygen gjenvinnes, dvs. ca. 85 g oxygen, dvs. at de 50 g som kreves for fordenitrifikasjonen balanserer godt med nitratoxygenet. Til stort sett samme oxygentiléetningsomkostning kan såvel BOD som nitrogenreduksjon dermed finne sted i henhold til oppfinnelsen. Ved denitrifikasjonstrinnet oxyderes nu alt BOD. Til det oxygenrike trinn kommer intet carbon, og av denne grunn blir forholdet BOD/TKN meget lavt. Det ligger godt innenfor de verdier som anbefales av EPA for to-trinns biologisk rensing. Forutsetningene for å bygge opp et nitrifiserende system blir dermed usedvanlig gode. Dersom fordenitrifikasjon uten forhåndsutfelling tillempes, vil denitrifikasjon finne sted hvor det lett nedbrytbare BOD i første rekke utnyttes. Det gjenværende BOD vil fort-sette til luftningen og der kreve oxygen samt påvirke forholdet BOD/TKN slik at antallet av nitrifiserende organismer begrenses i forhold til forutfellingssystemet. Dessuten gir denne BOD-belastning opphav til slam som må fjernes fira systemet. En høy slamalder blir vanskeligere å opprettholde.

Forutfellingens eller den kjemiske utfellings begrensning at de småmolekylære, oppløste, organiske stoffer ikke vil kunne felles ut, er i denne renseprosess blitt omvandlet til dens styrke.

Ved denne totalrenseprosess fås således uten volumut-bygning en 90%-ig BOD-reduksjon, en 90%-ig suspreduksjon, en 90%-ig nitrogenreduksjon, en 90%-ig fosforreduksjon, en øket gassproduksjon ved forråtnelse og et fosforanriket slam.

Claims (3)

1. Fremgangsmåte for rensing av vann, spesielt avløps-vann for å fjerne nitrogen ved aerob og anaerob fermentering av innkommende nitrogenholdige forbindelser,karakterisert vedde følgende trinn, hvorved trinnene b) og c) kan utføres i valgfri rekkefølge efter trinn a) , a) organisk materiale (BOD og COD) i vannet utfelles kjemisk med et tre- og/eller flerverdig metallsalt, hvorved lett nedbrytbare, lavmolekylære organiske fraksjoner ikke påvirkes og forblir i vannet, b) tilstedeværende NO^reduseres til nitrogengass ved anaerob fermentering der de nevnte gjenværende lett nedbrytbare, organiske fraksjoner tjener som carbonkilde, c) innkommende ammoniumnitrogen oxyderes til nitrat ved hjelp av aerob fermentering under samtidig avblåsing av nitrogengass som er bundet i vannet, hvorved nitrat-holdig vann føres til reduksjonstrinnet b) og hvorved bakterieholdig slam føres fra det aerobe trinn til det anaerobe trinn.

2. Fremgangsmåte ifølge krav 1,karakterisert vedat carboninnholdet senkes ved den kjemiske utfelling av organisk materiale til å balansere nitrogeninnholdet i reduksjonstrinnet b).

3. Fremgangsmåte ifølge krav 1,karakterisert vedat fremgangsmåtetrinnene utføres i rekkefølgen a), b) og c).