DK155800B

DK155800B - Fremgangsmaade til fremstilling af biomasse faestnet til en baerer

Info

Publication number: DK155800B
Application number: DK329680AA
Authority: DK
Inventors: Joseph Johannes Heijnen
Original assignee: Gist Brocades Nv
Priority date: 1979-11-07
Filing date: 1980-07-31
Publication date: 1989-05-16
Also published as: FR2469453A1; GR69869B; LU82688A1; PT71649B; DE3072059D1; ATE31290T1; US4655924A; US4560479A; PT71649A; ES8103715A1; JPS5682092A; BE884669A; ES494349A0; IE801797L; EP0028846B1; NL7908138A; JPS626799B2; FR2469453B1; DK329680A; DK155800C

Description

DK 155800 B

- 1 -

Den foreliggende opfindelse angår en fremgangsmåde til fremstilling af biomasse fæstnet til en bærer, ved hvilken en kornformet bærer i et reaktionsrum bringes i berøring med en kontinuerlig strøm af væske, der inde-5 holder en bred flora af mikroorganismer og en tilstrækkelig mængde næringsstoffer for vækst og/eller opretholdelse af mikroorganismerne, indtil et tilstrækkeligt tykt lag af mikroorganismer er fæstnet til bæreren.

Ved alle slags biologiske processer bringes 10 vand, der indeholder næringsstoffer,i berøring med mikroorganismer (såkaldt biomasse), idet biomassen omdanner de i vandet tilstedeværende næringsstoffer.

Vigtige processer af denne type er f.eks. processer til biologisk rensning af spildevand og processer, 15 hvori mikroorganismer udskiller et ønsket produkt som stofskifteprodukt.

Ved de processer, der benyttes i praksis til rensning af spildevand, er omdannelseshastigheden (den hastighed, hvormed de i spildevandet tilstedeværende 20 næringsstoffer omdannes) beregnet pr. m reaktorrum lav som følge af, at den biomassekoncentration, der kan opnås i reaktoren, er lav. Dette er blandt andet tilfældet ved: - biologiske aerobe processer til COD-fjernel-25 se fra spildevand i en kontinuerlig reaktor, - biologiske aerobe nitrifikationsprocesser i en kontinuerlig reaktor, - biologiske anaerobe processer til fjernelse af COD fra spildevand i en kontinuerlig reaktor, 30 - biologiske anaerobe denitrifikationsprocesser i en kontinuerlig reaktor.

3

Typiske biomass’ekoncentrationer er 1-3 kg/m 3 og typiske omdannelseshastigheder er 0,1-3 kg COD/m pr. dag.

35 Den lave biomassekoncentration ved disse pro cesser skyldes den meget lave sedimentationshastighed for 2

DK 155800 B

mikroorganismer, hvorved der fra en kontinuerlig reaktor til stadighed sker en udvaskning, af disse mikroorganismer.

I praksis fraskilles disse mikroorganismer, der 5 er vasket bort fra reaktoren, så meget som muligt ved sedimentation, filtrering eller centrifugering og sendes derpå tilbage til reaktoren. Disse fraskillelsestek-nikker er imidlertid kostbare (centrifuge) eller har deres særlige begrænsninger (slam der flyder ovenpå 10 i afsætningstanken), og der opnås ikke højere biomassekoncentrationer end de oven for nævnte.

Ved nogle processer, hvorved mikroorganismerne danner et ønsket stofskifteprodukt, der ved højere koncentrationer hæmmer sin egen dannelseshastighed, 3 15 er endvidere omdannelsen pr. m reaktorvolumen lav.

Et eksempel herpå er dannelsen af ethanol ud fra car-bohydrat. Dannelseshæmningen fører til lave omdannelseshastigheder pr. kg biomasse. Høje omdannelseshastig-heder pr. m reaktorrum kan da kun opnås ved at forøge 20 biomassekoncentrationen i reaktoren.

Ud fra det foregående er det klart, at opnåelse af en høj biomassekoncentration er nødvendig for opnåelse af høje omdannelseshastigheder ved biologiske processer.

25 En meget lovende fremgangsmåde til opnåelse af en høj biomassekoncentration er at fæstne biomasse til en bærer. En sådan bærer overgroet med biomasse har en høj sediments tionshastighed, hvis bærerens vægtfylde er tilstrækkeligt høj. Hvis sedimentationshastigheden 30 for den med biomasse overgroede bærer er højere end væskehastigheden ved reaktorudløbet, vil biomassen overhovedet ikke vaskes bort.

Der stilles imidlertid høje krav til biomassens adhæsion til en sådan bærer.

35 For at der faktisk kan opnås en høj omdannelses hastighed, må de andre faktorer, der er vigtige for 3

DK 155800 B

omdannelsen, ikke udgøre en hindring.

Således må ved aerob rensning af spildevand ved en højere biomassekoncentration 02 tilføres langt hurtigere; ved anaerob rensning af spildevand må CH^ 5 og C02 fjernes langt hurtigere, og variationerne i pH, substratkoncentrationer, temperatur eller koncentration af giftige stoffer i et spildevand, der indføres i reaktoren, bør udjævnes langt hurtigere ved passende blanding af væsken.

10 Dette kan kun opnås ved at dissipere en høj mængde mekanisk energi i reaktoren, hvilket betyder høje forskydningskræfter i reaktoren.

Adhæsionen af biomasse til en bærer bør være så høj, at biomassen stadig vil hæfte til bæreren under 15 betingelser med høje forskydningskræfter.

Adhæsionen af biomasse til overflader er en proces, der ikke forstås fuldt ud. En oversigt over den tilgængelige viden på dette felt findes hos K.C.

Marschall "The effect of surfaces on microbial activi-20 ty", Water Pollution Microbiology 2 (1978) 51. Der skelnes mellem (1) adhæsion af biomasse til overflader ved hjælp af svage kræfter (elektrostatiske, Van der Waals og hydrofobe inerte virkninger). Denne adhæsion af 25 biomasse er så svag, at den allerede forstyrres ved svage forskydningskræfter som de f.eks. forekommer i løbende luftet vand. De samme kræfter påvirker flokkulationen af mikroorganismer, se C.W.C. Gregor et al "Factors affection the flocculation of bacteria 3Q by chemical additives", Biot, en Bioeng. 11 (1969) 127 og M.W. Tenny et al, "Chemical and autoflocculation of micro-organism in biological waste water treatment",

Biot, and Bioeng. 15 (1973) 1045.

Konklusionen er, at mikroorganismerne frigøres 35 fra bærerne, når de udsættes for høje forskydningskræfter. Da der, som ovenfor nævnt, også kræves stærkt forøgede forskydningskræfter ved biologiske processer med 3 » 4

DK 155800 B

stærkt forøgede omdannelseshastigheder pr. m reaktorvolumen, er adhæsionen af biomasse ved hjælp af denne slags kræfter ikke af interesse.

(2) Adhæsion af biomasse til overflader ved 5 hjælp af slimfilm. Denne adhæsion er stærkere end adhæsionen ved hjælp af ovennævnte svage kræfter. Denne adhæsion er velkendt i praksis og kan ses ved processer såsom: (a) Trickle filters, M.F. Kong et al, "Practi-10 cal design equations for trickling filter process",

Biot. and Bioeng. 21 (1979) 417.

(b) Fluidised bed denitrification, J.S. Jeris et al, "High rate biological denitrification using a granular fluidized bed", J. Water Poll. Contr. Fed. 46 15 (1974), 2118 og hollandsk patent ansøgning 73 08423.

(c) Fluidised bed BOD-reduction, J.S. Jeris et al, "Biological fluidised bed treatment for BOD and nitrogen removal", J. Water Poll. Contr. Fed. 49 (1977) 816 og hollandsk patent ansøgning 74 01957.

20

Også når der er tale om adhæsion ved hjælp af slimfilm løsnes biomassen fra bæreren, når der optræder stærke forskydningskræfter, og den udvaskes fra reaktoren. Ved fluid-bed processerne (b) og (c) gør man brug af dette fænomen; der indblæses luft 25 for at løsne biofilmene med det formål at forhindre blokering af reaktoren.

Der findes heller ikke mange oplysninger om de betingelser, der kræves for dannelse af en biomasse fæstnet til en bærer.

30

Som almindelig regel kan anføres, at en kornformet bærer i et reaktionsrum bringes i berøring med en kontinuerlig væskestrøm, der indeholder en bred flora af mikroorganismer og en tilstrækkelig mængde næringsstoffer som de kræves 2 5 for væksten og/eller opretholdelsen af mikroorganismerne, indtil der er fæstnet et tilstrækkeligt tykt lag af mikroorganismer til bæreren.

5

DK 155800 B

Bærermaterialet betragtes som væsentligt af nogle fagfolk. (D.W. Levine et al "Optimisation of growth surface parameter in microcarrier cultieve",

Biot. and Bioeng. 21 (1979) 821).

5 Ved de ovenfor nævnte kendte fremgangsmåder, ved hvilke der benyttes fluidiserede partikler af en bærer med et dertil hæftet biomasselag,indføres bærerpartiklerne, der er tilsået med sædvanlige bakterier fra normalt spildevand, i en fluid-bedreaktor, og 10 bæreren bringes derpå i fluidiseret tilstand ved hjælp af en opadgående strøm af spildevand, hvori der forinden er blevet opløst luft, hvorved der dannes et lag af biomasse på bærerpartiklerne.

Biomassen vil imidlertid som ovenfor nævnt løs-15 nes under betingelser med høje forskydningskræfter.

Ved en undersøgelse over muligheden for at fæstne biomasse til en bærer på en sådan måde, at biomassen ikke løsnes selv under betingelser med høje forskydningskræfter, viste det sig, at arbejdsbetingel-20 serne er kritiske.

Først startedes en testserie til undersøgelse af om selve fluidiseringen eller arten af bærermaterialet er væsentlige for væksten af aerobt aktiveret slam på en bærer. Prøverne blev udført i en søjle-25 reaktor med en højde på 6 meter og en diameter på 25 cm. Temperaturen var 40°C, og pH-værdien blev indstillet mellem 6,5 og 8,0. Der blev indblæst luft ved bunden af søjlen gennem en stjerneformet fordeler. Luftti1- 3 førsien blev varieret mellem 0,7 og 19,2 Nm /time.

30 Dette svarer til en flade-gashastighed på 0,38-11 cn/sek..

Under disse betingelser er kraftdissipationen 38-1100 3 W/m . Med luftmængder svarende til en flade-hastighed på 2 cm/sek. og derover var væskebevægelsen i søjlen yderst turbulent. Der blev sendt spildevand gennem 35 søjlens bund i en mængde på 25 liter/time. Dette betyder en væskeopholdstid på 11 timer i søjlen.

6

DK 155800 B

Spildevandets COD-koncentration varierede fra dag til dag med 3000 og 12000 mg COD/liter som ydergrænser. Dette spildevand var på forhånd befriet for alt suspenderet organisk stof.

5 Der benyttedes derefter følgende bærermate rialer: flodgrus, kornstørrelse 0,8 - 1,2 mm.

sølvsand, kornstørrelse 0,1 - 0,3 mm.

ballotiniglas, kornstørrelse 0,25 - 0,32 mm.

10 ballotiniglas, kornstørrelse 0,1 - 0,12 mm.

aktivt carbon, kornstørrelse 0,25 - 1 mm og Eiffel-lava, kornstørrelse <1 mm.

Med hvert af disse bærermaterialer udførtes prøver under anvendelse af et bredt område af fluidi-1 g seringsmønstre varierende fra slet ingen fluidisering til god fluidisering. Hvert bærermateriale blev prøvet i kolonnen for vækst af biomasse på bæreren i to eller tre uger. Imidlertid havde alle prøver i denne serie det skuffende resultat, at der ikke skete nogen vaskst 20 af fæstnet aktivt aerobt slam. Man sluttede heraf, at arten af bæreren og prøvebetingelserne, der varierede fra fluidisering til ingen fluidisering, ikke er væsentlige faktorer for adhæsion af aktivt aerobt slam til en bærer, men at andre faktorer er vigtige.

25 Yderligere prøver viste, at man til opnåelse af en biomassefilm, der ikke fjernes fra bæreren ved stærke forskydningskræfter, kan benytte fremgangsmåden ifølge opfindelsen, der er ejendommelig ved, at bæreren bringes i berøring med væsken, medens der i denne dis- 3 30 siperes 0,045-1,5 kW mekanisk energi pr. m reaktorvæske, i det mindste delvis i form af gas, der bobler gennem væsken, og at væskeopholdstiden i reaktions-rummet holdes mindre end den reciprokke værdi af mikroorganismernes maksimale væksthastighed.

35 Disse krav kan muligvis forklares på følgende måde. Det rå spildevand, der sendes gennem reaktionsrummet tindeholder et stort antal forskellige mikroorganis- 7

DK 155800 B

mer, hvoraf nogle hæfter til bæreren i reaktoren under betingelser med så høje forskydningskræfter, som forefindes i søjlen, og også er i stand til at dekomponere urenhederne i spildevandet.

5 Ved at indstille betingelser, der giver en væske opholdstid i reaktionsrummet, der er kortere end den reciprokke værdi af mikroorganismernes væksthastighed, under samtidig dissipation af 0,045 til 1,5 kW mekanisk 3 energi pr. m reaktorvæske, hvorved der frembringes 10 høje forskydningskræfter i reaktorvæsken, opnår man at alle ikke-vedhæftende mikroorganismer vaskes bort fra reaktionsrummet. De mikroorganismer, der kan fæst-nes til bæreren, vil da ikke overvokses med ikke-vedhæftende mikroorganismer. De fæstnes til bæreren, så 15 at de ikke kan vaskes bort fra søjlen, og de kan konsumere substratet, der forbliver tilgængeligt for de vedhæftende mikroorganismer, da de ikke-vedhæftende mikroorganismer ikke får tid til at vokse på substratet.

20 Mikroorganismernes maksimale væksthastighed afhænger i almindelighed af arten af mikroorganismer, substrattypen, temperaturen og substratkoncentrationen i søjlen. Således vokser de mikroorganismer,der spiller en ' rolle ved den aerobe rensning af vand, og denitrifikations-25 mikroorganismerne almindeligvis temmelig hurtigt, og de mikroorganismer, der spiller en rolle ved den anaerobe vand-rensning/og nitrifikationsmikroorganismerne vokser meget langsommere. Som det er bekendt, vokser alle mikroorganismers maksimale væksthastighed med temperatu-30 ren ifølge Arrhenius-relationen.

Det viste sig nu for den aerobe rensning af spildevand, at såfremt mikroorganismernes væksthastighed ikke begrænses af koncentrationen af næringsstoffer, er denne væksthastighed i praksis sådan, at en væske-35 opholdstid i reaktoren under 45 minutter fører til en bærer med et godt vedhæftende lag af biomasse. Længere væskeopholdstider er mulige,men ikke nødvendige.

8

DK 155800 B

Hvis temperaturen af reaktorindholdet er 30-50°C, indstilles væskens opholdstid for dannelse af et lag af aerob biomasse på bæreren fortrinsvis til højst 30 minutter. En længere opholdstid vil ikke medføre 5 et bedre resultat Qg er mindre økonomisk.

Når der frembringes en anaerob biomasse på en bærer, er opholdstiden passende mellem 1 time og 4 timer og, såfremt reaktorindholdets temperatur er 30-5(Pc, fortrinsvis mellem 2 timer og 3 timer.

10 Indstilling af væskeopholdstiden i reaktorrummet kan i princippet opnås ved at variere mængden af væske, der sendes gennem reaktoren.

I visse tilfælde sættes der imidlertid praktiske grænser herfor.

15 Ved dannelsen af en aerob masse på en bærer, skal der f.eks. ikke blot indstilles på en forholdsvis kort opholdstid, men der skal også være en tilstrækkelig mængde oxygen til rådighed for omdannelsen af COD.

Teoretisk kræves der pr. kg COD ca. 1,1 kg oxy-20 gen, og under dannelsen af aerob biomasse på en bærer indføres fortrinsvis en sådan mængde luft og/eller oxygen, at der pr. kg COD, der indtræder i reaktionsrummet, overføres 0,8 til 1,6 kg til reaktorvæsken.

Imidlertid er den mængde luft og/eller oxygen, 25 der kan indføres i reaktionsrummet, begrænset til et maksimum. Endvidere må man benytte en værdi for den opadgående væskestrømning her, der overskrider en vis minimumsværdi, til opnåelse af en tilfredsstillende homogen fluidisering af bærerpartiklerne.

30 Såfremt det tilgængelige spildevand er stærkt forurenet (har et højt COD), som det ofte er tilfældet med industrielt spildevand, især fra industrier, hvor der behandles biologiske materialer eller anvendes biologiske processer, bør man til undgåelse af oxygenman-35 gel, selv ved anvendelse af den minimale opadgående væskestrømning,fortynde spildevandet med relativt rent 9

DK 155800 B

vand, således at COD får en passende værdi.

For en praktisk aerob reaktor, hvori der indføres luft og med en væskeopholdstid i reaktoren på 15 til 30 minutterner f.eks. et COD i spildevandet 5 mellem 200 og 500 mg/liter passende. Hvis luften erstattes med oxygen, kan spildevandets COD være ca. 5 gange så højt, dvs. mellem 1000 og 2500 mg/liter.

For opnåelse af et jævnt forløb af processen er det ønskeligt, at der ikke finder nogen skumning 10 sted i reaktoren. Der kan derfor om nødvendigt tilsættes et antiskummemiddel. Vilkårlige kendte antiskum-memidler såsom siliconer, f.eks. glycolpolysiloxan, methylphenylpolysiloxan, flydende polydimethylsiloxaner, propylenglycol, triethanolamin, højere alkoholer eller 1 5 polyoxyalkylener er egnede.

Fremgangsmåden ifølge opfindelsen kan anvendes til fremstilling af alle arter af biomasse knyttet til en bærer, f.eks. biomasser som de benyttes ved den biologiske rensning af spildevand, aerob biomasse, 20 anaerob biomasse, nitrificerende biomasse og denitrifi-cerende biomasse såvel som biomasser, der danner et ønsket stofskifteprodukt, der ved højere koncentration hæmmer sin egen produktionshastighed, såsom biomasser til fremstilling af alkohol.

25 De biomasser på en bærer, der opnås ved frem gangsmåden ifølge opfindelsen, tillader en betydelig højere biomassekoncentration end anvendt ved de hidtil sædvanlige fremgangsmåder.

Opfindelsen belyses nærmere i det følgende ved 30 hjælp af eksempler, hvori benyttes en søjle som vist i fig.-l på tegningen.

Denne figur viser en søjle 1, der foroven er forsynet med et sedimentations- og afgasningskammer 2, forsynet med et overløb 3 og spildgasledning 4. 5 Er 35 en tilførselsåbning, gennem hvilken der om nødvendigt kan indføres et antiskummemiddel. Der indføres spildevand ved bunden af søjlen ved punkt 6. Der indblæses

DK 155800B

10 luft via punkt 9 gennem en otte-fodet stjerneformet fordeler. Der kan indføres ledningsvand i søjlen via punkt 7 eller 8, og vanddamp kan indsprøjtes via punkt 10.

Der er bag søjlen anbragt en (ikke vist) sandfælde i 5 udløbet for det behandlede vand.

Eksempel 1

Der benyttedes en søjle ifølge fig. 1 med en højde på 6 m og en diameter på 25 cm. Afsætnings/afgas-ningskammeret havde en højde på 75 cm.

Efter tilsætning af 40 kg sølvsand med en kornstørrelse på 0fl til 0,3 mi til kolonnen blev denne fyldt med ledningsvand. Derpå indførtes spildevand i en mængde på 25 liter/time via punkt 6. Via punkt 8 ind-15 førtes ledningsvand i en mængde på 660 liter/time og pH-værdien af væsken i søjlen blev indstillet på en værdi mellem 6,5 og 8,0; Temperaturen i søjlen blev holdt ved 40°C ved hjælp af dampinjektion via punkt 10.

Den mængde luft, der blev indført ved en første prøve, 20 var 0,71 Niti /time (svarende til 45 W/iti ) og ved en 3 3 anden prøve 4,2 Nm /time (svarende til 273 w/m ).

Ved begge prøver iagttoges i løbet af få dage en betydelig vækst af biomasse på sandet.

På adskillige tidspunkter udtoges prøver af 25 dette sand overgroet med biomasse fra søjlen (prøve a efter første dag af prøve 1 og prøver b og c efter den første og den anden dag af prøve 2), og de blev vasket omhyggeligt med rent vand. Derefter udførtes en undersøgelse af prøverne i en Eschweiler-fermentator på 30 6 liter for at bestemme aktiviteten af det med biomas sen overgroede sand. Der blev indført henholdsvis 25 ml af prøve a og 20 ml af prøve b eller 20 ml af prøve c i fermentatoren. Eschweiler-fermentatoren blev hver gang fyldt med 3 liter spildevand, og der 35 blev sendt luft igennem i en mængde på 200 liter/time. Propellen blev drevet med en hastighed på 200 omdr./min.

11

DK 155800 B

med prøve a og med en hastighed på 300 omdr./min. for prøverne b og c. Temperaturen var i alle tilfælde 40°C. Resultaterne er vist i graferne i fig. 2-4 på tegningen, hvilke grafer viser C^-forbruget i mmol/time som funktion af reaktionstiden i timer.

Den fuldt optrukne kurve viser O-^-forbruget som funktion af tiden for den fermentator, der blev forsynet med biomasse fæstnet til sand.

Den stiplede kurve viser C^-forbruget for den fermentator, der ikke blev forsynet med biomasse fæstnet til sand (blindforsøg). (^-Forbruget i blindforsøgene var resultatet af væksten af bakterier, der er naturligt til stede i spildevand.

Det er tydeligt, at prøverne med en fermentator, hvori der benyttedes biomasse fæstnet til sand, straks viser et højt C^-forbrug i forhold til blindforsøgene.

Det vil også ses, at arealeine under kurverne for blindforsøgene og forsøgene, hvorved der benyttedes biomasse fæstnet til bærer;stort set er lige store^eller 7 Ω med andre ord, at det totale O2~forbrug stort set er det samme. Dette betyder, at det med biomasse fæstnet til sand er muligt at opnå en lignende C02-reduktion af spildevandet som med suspenderet aktivt slam.

Prøverne af biomasse fæstnet til sand blev 25 yderligere analyseret bakteriologisk. Af disse analyser fremgik, at der var store mængder mikroorganismer til stede på sandet. Ved visuel iagttagelse fremgik det, at sandkorn med en diameter på 200 ym havde opnået en diameter på ca. 300 μπι som følge af vedhæf-30 tende biomasse, biofilmen var med andre ord ca. 50 ym tyk.

For denne filmtykkelse kan der ikke forventes nogen diffusionsbegrænsning.

I nedenstående tabel er opført nogle analyse-35 resulater for prøver af aktivt aerobt slam på bæreren.

Alle data er baseret på 1 liter sedimenterede sandkorn med biofilm i vand.

12

DK 155800 B

co

S

' O' S3! CO ^ H

s g O -H CN H CO

f-1 LO S fjlHij) ·»**.

OVO H G O G η η h m *. .0 o 'd

η >ΉΛ ω G

<D o(d ft 2 ti tj k 'ti tjuw S η π 1 ·Η Q r- ro Q-Hg-P-PlJio cn ic'd > £ΐμ 3 0>t(l\ » *· *» d G OH >1 Gro St- in Lf> fti r/5 0 ·Η O *H *Θ· é

$ & Κ Λ > Μ-ι -P G

> h »H -- «X -H 3 ft

M . -H · 4J ^ cN LO

,, s s *y G -ti a m Μ 4-J fd O Q c^h n tn rf Φ H -d

-P >1 H

P M-l >1-0 —

G tJi H

05 fB ft \ o CO H

* * * ci H VO

G G ™ m ω > tn h ™ <* : O O tn 1 p a ·

'em (_) ^ H

H *— S

0 0 -9 'S 'S ·"? O XD o ^ S ^ O H 00

Eh iiJ S \ ^ k K · en ip 01 in Is co K '—'

HN

•ri ·

-P 0(3 -G G

ft tn ft -P Ή (do -P m

GO tn O

P H >i-P G in H m tn >i H tn 05 en ID Γ~

fB *g m G -P

m +) "Θ.-Η tn tn-P h o fB to > tn

G G H

em \ o o •H j- 34 o g Μ σι H o

3d ίο o H

^ K ro h co io O co t n G 0) Q) η τι

-P * H

S° ifr en id

G -P G td Λ O

< tn ft 13

DK 155800 B

Af tabellen fremgår, at 1 liter sand med biofilm indeholder ca. 75 g biomassetørstof. Af volumenforholdet biofilm/sand på 1,2 til 1,8 kan beregnes, at et sandkorn med biofilm har en 1,3 til 1,4 gange 5 så stor diameter som sandkornet uden biofilm. Ved en gennemsnitskorndiameter på 200 μπι betyder dette en diameter på 270 μπι for sandkornet med biofilm. Dette svarer ganske godt til den visuelle iagttagelse.

Af graferne 2-4 følger, at sandet med biofilm 10 havde en 02-optagelseskapacitet på ca. 9 mmol/time for 20 ml sand med biofilm. Dette betyder for biomassen en 02-optagelseshastighed på 0,020 x 75 = 6 ^°1 V* tiae 15 Dette stemmer ganske godt med den maksimale 02- optagelseskapacitet for suspenderet slam på 8 mmol 02/ g time, der er fundet ved andre prøver. Dette bekræfter, at der ikke forekommer nogen videre diffus ionsbegrænsning.

Det følger endvidere af de målte N- og COD-kon-20 centrationer ifølge tabellen, at alt tørstof består af organisk materiale. Forholdet mellem biofilmvolumen og flygtigt tørstof er også i overensstemmelse med denne konklusion.

Det bemærkes endvidere, at prøve a kun blev 25 undersøgt efter at være opbevaret i 2 dage ved 5°C; det synes således muligt, at aktivt slam fæstnet til en bærer kan opbevares i lang tid.

Af en sedimentationsprøve fremgik ydermere, at sedimentationshastigheden for sandkornene med biofilm var 30 ca. 50 m/time.

Eksempel 2

Der blev benyttet en søjle ifølge fig. 1 med en højde på 6,5 m og en diameter på 25 cm (nyttigt volumen 300 liter).

35 I søjlen indførtes 80 kg sølvsand (kornstørrel se 0,1 til 0,3 mm).

Via punkt 6 indførtes 40 liter/time spildevand

DK 155800B

14 med et COD på 6000 mg/liter og via punkt 7 indførtes 760 liter/time ledningsvand (COD for blandingen 300 mg/ liter, opholdstid i reaktoren 3/8 time).

3

Via punkt 9 indførtes 20 Nm /time luft (svaren-5 de til en lufthastighed på 11 cm/sek. baseret på søjlens tværsnit, og svarende til, at der dissiperes en 3 mekanisk energi på 1487 W/m reaktorvæske).

Efter 1 uges forløb var sandet overvokset med et lag af biomasse, og der var etableret en stationær 1Q tilstand.

Af en analyse af en prøve af sandet med biolag fremgik, at der på 1 liter sedimenterede sandkorn (løsvægt- 3 vægtfylde 1,65 g/cm ) overvokset med biolag fandtes 50 g biomasse (beregnet som tørstof). Biofilmens tyk-15 kelse var 40 ym.

Mængden af biomasse i reaktoren (beregnet som tørstof) var 15 g/liter.

Med denne biomassekoncentration opnåedes for spildevand med et COD på 300 mg/liter under de ovenfor 2Q angivne betingelser en COD-reduktion på 70% ved en COD-belastning på 20 kg/m3 (reaktorrum) pr. dag.

Den til bæreren fæstnede biomasse forblev uændret, der fandt ikke nogen yderligere vækst af biomasse sted. Der bemærkedes ikke nogen bortvaskning af 25 biomasse.

Eksempel 3

Der benyttedes en søjle ifølge fig. 1 med en højde på 4 m og en diameter på 7,6 cm (nyttigt volumen 3Q 18 liter).

I denne reaktor udførtes en prøve vedrørende dannelsen af en anaerob biomasse på en bærer.

Til dette formål indførtes 20,6 kg sølvsand 3 (kornstørrelse 0,1 til 0,3, vægtfylde 2,6 g/cm , løs- 3 25 vægt-vægtfylde 1,65 g/cm ) i reaktoren.

15

DK 155800 B

Via punkt 6 indførtes spildevand med et COD på 6000 mg/liter i en mængde på 7,5 liter/time (væskeopholdstid 2,4 time), hvilket svarer til en COD-be- 3 lastning på 60 kg COD/m pr. dag. pH-Værdien i reak-5 toren varierede mellem 7 og 8, og temperaturen blev holdt på 40°C. Der udvikledes gas som følge af anaerob omdannelse af COD.

Efter 6 ugers forløb var sandet overvokset med et lag af biomasse, og der var opnået en stationær Ί0 tilstand.

Under de ovenfor nævnte betingelser opnåedes en COD-reduktion på 60% efter at den stationære tilstand var opnået.

3 3

Gasudviklingen var 15 m /m reaktor pr. dag, 15 og CH4~indholdet i gassen var 70%. Der dissiperes herved 3 en mekanisk energi på ca. 111 W/m reaktorvæske.

Det fremgik, at efter opnåelsen af den stationære tilstand efter 6 ugers forløb havde pludselige forandringer i spildevandets COD, ændringer i COD-be-20 lastningen og en lav pH-værdi i spildevandet praktisk talt ikke nogen indflydelse på reaktorens funktion.

Claims

1. Fremgangsmåde til fremstilling af biomasse fæstnet til en bærer, ved hvilken en kornformet bærer i et reaktionsriam bringes i berøring med en kontinuerlig strøm af væske, der indeholder en 5 bred flora af mikroorganismer og en tilstrækkelig mængde næringsstoffer for vækst og/eller opretholdelse af mikroorganismerne, indtil et tilstrækkeligt tykt lag af mikroorganismer er fæstnet til bæreren, kendetegnet ved, at bæreren bringes i berøring 10 med væskestrømmen, medens der i væsken dissiperes 0,045- 3 1,5 kW mekanisk energi pr. m reaktorvæske, i det mindste delvis i fom af gas, der bobler gennem væsken, og at væskens opholdstid i reaktorrummet holdes lavere end den reciprokke værdi af mikroorganismernes maksima-15 le væksthastighed.

2. Fremgangsmåde ifølge krav 1, kendetegnet ved, at væskens opholdstid i reaktoren ved fremstilling af en aerob biomasse fæstnet til en bærer,under anvendelse af væsker, hvori væksthastighe- 20 den ikke er begrænset gennem koncentrationen af næringsstoffer, indstilles på under 45 minutter.

3. Fremgangsmåde ifølge krav 2, kendetegnet ved, at opholdstiden ved en temperatur af reaktorindholdet på 30 til 50°C er højst 30 minutter.

4. Fremgangsmåde ifølge krav 1, kende tegnet ved, at væskens opholdstid i reaktoren ved fremstilling af anaerob biomasse fæstnet til en bærer er mellem 1 og 4 timer.

5. Fremgangsmåde ifølge krav 4, kende-30 tegnet ved, at opholdstiden ved en temperatur af reaktorindholdet på 30 til 50°C er 2 til 3 timer.

6. Fremgangsmåde ifølge et vilkårligt af kravene 1-3, k e. ndetegnet ved, at der ved fremstillingen af en aerob biomasse fæstnet til en bærer 35 indføres en sådan mængde luft og/eller oxygen, at der pr. kg COD, der indføres i reaktorrum-met, overføres 0,8 til 1,6 kg oxygen til reaktorvæsken.