rijkswaterstaat
ministerie van verkeer en waterstaat
riza
rijksinstituut
voor integraal zoetwaterbeheer
en afvalwaterbehandeling
tel. 03200-70411, fax. 03200-4921
doorkiesnummer 03200-70752
Dimensionering van het laagbelaste actief-slibproces:
aanbevelingen voor de beoordeling van industriele praktijkinstallaties
proceantemc maatregelen
buffering
voorbehandeling
- venninderina afval watervolume
- vctmiudenng afval watemullast
• egaltsaue volume
- egalisaue vuillast
• controle toxische vcrbmdmgen
-
neutralisabe
verwijdering suspended solids
verwijdering olie/vet
verwijdering toxische components!
-A^>^
opoavliktewwer
Uigbelaa Ktief-sUbproces
•
-
Werkdocument
EMP
auteur
datum
95.130X
Ir. D.A. Vroon
September 1995
CZV- en BZV-verwiklering
nitrificarje en decitrillcatie
fosfaatverwiidering
nijtrirjlnUJnbenoeJjne
verwijdering toxische vertrindingen
rjurplusslibproduktie
beheeraing »ctief-slibtn.-j«litdt
jTJUUistojJJfbehoefte
temperatuurinvloeden
Jheheening suspended solids effluent
riza
Inhoud werkdocument
1.
Inleiding
4
2.
Het
2.1.
2.2.
2.3
6
6
7
9
3.
Reactieprocessen in het actief-slibproces
3.1 Verwijdering van organische verbindingen
3.2. Verwijdering van stikstof
3.2.1.
Stikstofverwijdering via het surplusslib
3.2.2.
Nitrificatie
3.2.3.
Denitrificatie
3.2.4.
Uitvoeringsvormen van het nitrificatie/denitrificatieproces
3.3. Biologische verwijdering van fosfaat
3.3.1.
Biologische P-verwijdering via het surplusslib
3.3.2.
Biologische P-verwijdering via strippen/precipiteren
3.4. Haalbare effluentparameters
3.4.1.
CZV
3.4.2.
BZV5
3.4.3.
N
3.4.4.
P
14
14
19
20
21
25
27
30
32
33
34
34
35
36
37
4.
Zuurstofbehoefte en beluchting
4.1. Zuurstofbehoefte van actief-slib
4.2. Zuurstoftoevoervermogen
4.3. Beluchtingssystemen
4.3.1.
Gecomprimeerde lucht
4.3.2.
Oppervlaktebeluchters
4.3.3.
Ondergedompelde jet beluchters
4.3.4.
Zuivere zuurstof
4.4. Energie-efficientie van beluchtingssystemen
38
38
40
40
41
43
45
45
46
5.
Slibbezinking
5.1. Nabezinkingsproces
5.2. Nabezinkers
47
47
48
laagbelaste actief-slibproces
Actief-slib
Indeling van actief-slibprocessen naar slibbelasting
Uitvoeringsvormen van laagbelaste actief-slibprocessen
riza
6.
Trouble shooting
6.1. Problemen met de effluentkwaliteit
6.1.1.
pH
6.1.2.
CZV
6.1.3.
BZV
6.1.4.
N
6.1.5.
P
6.1.6.
SS
6.2. Problemen met de actief-slibkwaliteit
6.2.1.
Lichtslib
6.2.2.
Drijflagen
6.2.3.
Pinpoint vlokken
6.2.4.
Disperse groei
6.2.5.
Overige oorzaken van slechte slibbezinking
6.3. Controlewerkzaamheden
51
51
51
51
53
53
54
54
56
57
61
62
62
63
64
7.
Verklarende woordenlijst
66
Literatuur
70
riza
1.
Inleiding
Het laagbelaste aerobe actief-slibproces is een veel toegepaste techniek als eindzuivering
binnen de (proces)industrie. De term "laagbelast" heeft betrekking op de slibbelasting in de
beluchtingstank van het actief-slibsysteem. Deze is bij laagbelaste installaties kleiner dan
0,15 kg BZV/kg slib droge stof/dag. BZV staat voor Biochemisch Zuurstof Verbruik en is
een veel gebruikte parameter ter bepaling van de organische vervuiling in het afvalwater.
De slibbelasting is een van de belangrijkste procesparameters van het actief-slibproces
omdat deze onder andere invloed heeft op het zuiveringseffect, de surplusslibproduktie en
de stikstofverwijdering.
Het laagbelaste proces, dat zowel continu als discontinu kan worden uitgevoerd, staat
volgens de literatuur bekend om de stabiele. probleemloze werking. In de praktijk worden
adviseurs van de afdeling procesindustrie van het RIZA regelmatig geconfronteerd met een
onvoldoende werking van het bovengenoemde proces, waardoor vergunningseisen worden
overschreden. De regionale directies van Rijkswaterstaat en de bedrijven stellen dan ook
regelmatig vragen aan de adviseurs van het RIZA over de (verbetering van de) bedrijfsvoering van de installaties.
Om op deze zuiveringstechnische vragen een antwoord te kunnen geven, is een goede
kennis van het actief-slibproces bij de adviseurs van het RIZA noodzakelijk. Zij kunnen
dan aanbevelingen doen voor (gestructureerd) onderzoek naar de oorzaak van de slechte
werking of ter plaatse mogelijke oplossingen aanreiken. Gerealiseerd wordt dat het RIZA
slechts aanbevelingen hoeft te doen om de problemen met de afvalwaterzuivering op te
lossen. Het bedrijf is en blijft zelf verantwoordelijk voor het goed functioneren van de
afvalwaterzuivering.
Om de werking van laagbelaste installaties te kunnen beoordelen, is deze beknopte
handleiding ontwikkeld als intern werkdocument van het RIZA. De handleiding moet
worden gezien als een basisdocument: zo zullen alleen de belangrijkste reactieprocessen,
dimensioneringsgrondslagen en de meest voorkomende storingen op industriele afvalwaterzuiveringsinstallaties worden behandeld. In de literatuurlijst is een aantal referenties
opgenomen die kunnen worden gebruikt voor een nadere studie.
De handleiding is als volgt opgebouwd. In paragraaf 2 wordt nader ingegaan op de
belangrijkste component van de actief-slibvlok: bacterien. Om een beter inzicht te krijgen
in de werking van het actief-slibproces is enige kennis over bacterien vereist. Tevens
worden de belangrijkste uitvoeringsvormen van het actief-slibproces besproken. Paragraaf 3
gaat nader in op de reactieprocessen in een actief-slibsysteem. Ook wordt aandacht besteed
aan de factoren die de maximaal haalbare CZV-, BZV-, N- en P-concentraties bepalen in
het effluent. In paragraaf 4 worden de zuurstofbehoefte van het actief-slib en de verschil-
riza
lende uitvoeringen van beluchtingsapparatuur besproken. Paragraaf 5 gaat in op de laatste
stap in het actief-slibproces om een goed gezuiverd effluent te verkrijgen, namelijk de
slibbezinking. In paragraaf 6 worden de belangrijkste problemen behandeld die kunnen
optreden in het actief-slibproces inclusief de mogelijke oorzaken en oplossingen. Ten slotte
is een verklarende woordenlijst opgenomen met de belangrijkste begrippen/definities.
riza
2.
Het laagbelaste actief-slibproces
2.1.
Actief-slib
Het actief-slibproces is ruim tachtig jaar geleden ontwikkeld door de Engelse onderzoekers
Ardern en Lockett. Zij ontdekten door afvalwater voldoende lang te beluchten, dat zich
zich in het water vlokken vormden en dat het bovenstaande water na sedimentatie een
aanzienlijke zuivering had ondergaan. Indien het sediment weer aan nieuw afvalwater werd
toegevoegd en het mengsel werd belucht, bleek het afvalwater aanzienlijk sneller te worden
gezuiverd dan zonder toevoeging van de slibvlokken. De slibvlokken werden actief-slib
genoemd (Koot, 1980). Het actief-slib is een uiterst complexe levensgemeenschap van verschillende soorten organismen en bevat tevens anorganisch materiaal (Eikelboom, 1995).
Zo is een slibvlok opgebouwd uit:
-
bacterien;
exopolymeren/slijmkapsels;
gesorbeerde ionen (zoals Ca2^);
(an)organische deeltjes;
protozoen (eencelligen) en metazoen (meercelligen).
Bacterien vormen de belangrijkste component van de actief-slibvlok. Om een beter inzicht
te krijgen in de werking van het actief-slibproces is daarom enige kennis over bacterien
vereist. Bacterien zijn uiterst kleine eencellige organismen die hun voedsel (substraat) en de
eventueel benodigde zuurstof slechts in opgeloste toestand kunnen opnemen. Dit gebeurt
door middel van diffusie door de celwand. De bacterien vermeerderen zich door celdeling.
Er wordt onderscheid gemaakt tussen heterotrofe en autotrofe bacterien (Eckenfelder,
1980).
Heterotrofe bacterien komen het meest voor in het actief-slib. Zij kunnen alleen organische
stoffen in het afvalwater als substraat gebruiken. Het opgeloste organische substraat diffundeert door de celwand naar binnen. Eventueel in het water aanwezige onopgeloste stoffen
en verbindingen van een te omvangrijke molecuulgrootte kunnen buiten de eel in diffundeerbare brokstukken worden gesplitst (hydrolyse). Dit vindt plaats onder invloed van door
de eel uitgescheiden exo-enzymen. Een bepaalde fractie van het opgenomen substraat
ondergaat binnen de eel een biochemische oxidatie ("verbranding"). De benodigde zuurstof
moet - evenals in tegenovergestelde richting de oxidatieprodukten, zoals kooldioxide (CO,)
en ammoniak (NH3) - eveneens door de celwand heen diffunderen. Deze afbraak levert ook
de energie die voor het grootste deel wordt doorgegeven om uit het resterende deel van het
substraat nieuw celmateriaal te maken (synthese). De eel heeft ook nog energie nodig om
te kunnen blijven voortbestaan en te functioneren (de zogenaamde onderhoudsenergie).
Behalve nieuw celmateriaal kunnen ook reservestoffen worden gevormd die binnen of
riza
buiten de eel worden opgeslagen. Deze reservestoffen worden bij het opraken van extern
substraat weer in de stofwisseling verwerkt om de energiebehoefte voor het onderhoud van
de eel te dekken: de zogenaamde endogene ademhaling (zie ook figuur 1).
Figuur 1.
Schematische weergave processen in actief-slibsysteem (Eckenfelder, 1980)
EINDr K O O U ] . 1 CTi
energie
ORGANISCHE
STOFFEN
endogene tdenihalini
syntnesc
1
CELLEN
RESIDU
In het actief-slib is soms ook een groep van autotrofe bacterien aanwezig. Deze kunnen uit
kooldioxide (C0 2 ) en energie verkregen uit de oxidatie van ammoniumstikstof. organische
stoffen opbouwen die kunnen worden gebruikt voor celgroei en vermeerdering.
De afgestorven bacterien ondergaan lysis, waarbij de celinhoud als extern substraat
beschikking komt aan de nog levende bacterien. In "hongertoestand" (geen voeding)
door afsterving en verwerking van het reservevoedsel de totale bacteriemassa afnemen.
totale afwezigheid van extern substraat zal tenslotte een humeuze rest, bestaande
celwanden en ander moeilijk afbreekbaar materiaal, overblijven.
2.2.
ter
zal
Bij
uit
Indeling van actief-slibprocessen naar slibbelasting
Het zuiveringsresultaat van een actief-slibinstallatie wordt in belangrijke mate bepaald door
riza
de per dag aangevoerde hoeveelheid voedingsstoffen en de hoeveelheid bacterien.
Een maat voor de hoeveelheid aangevoerde voedingsstoffen is de BZV-vracht (in kg/dag)
die in de beluchtingstank wordt gebracht. BZV. biochemisch zuurstofverbruik, is de
hoeveelheid zuurstof die nodig is om de biochemisch oxideerbare verbindingen aanwezig in
het afvalwater te mineraliseren.
Als maat voor het aantal actieve bacterien wordt het slibgehalte, uitgedrukt als de droogrest
van de onopgeloste bestanddelen (kg d.s.) in het actief-slib gebruikt. Bij sommige
industriele afvalwaterzuiveringen moet wel rekening worden gehouden met mogelijke
precipitatie van anorganische componenten. zoals calciumcarbonaat in het beluchtingbassin.
Wanneer deze verbindingen worden ingevangen in het actief-slib, kan de organische
(actieve) fractie worden verkleind, waardoor de slibbelasting in werkelijkheid hoger is dan
gewenst. Het zou dus logisch zijn om de slibbelasting te berekenen op de organische fractie
van het actief-slib. In de praktijk gebeurt dit tot nu toe nauwelijks.
De slibbelasting of ook wel F/M-ratio (Food to Micro-organism) wordt gedefinieerd als:
,LL i .•
vn4
.BZV-vracht (kg BZV/dag)
slibbelasting = F/M-ratio = hoeveelheid actief-slib (kg TS)
De slibbelasting is een van de belangrijkste parameters van het actief-slibsysteem omdat
deze invloed heeft op (Degremont, 1991):
a)
het zuiveringseffect;
Lage slibbelastingen leiden tot een hoge zuiveringsgraad, terwijl hoge slibbelastingen lagere rendementen te zien geven.
b)
de hoeveelheid surplusslib en daarmee de slibleeftijd;
Bij een lage slibbelasting is de endogene respiratie hoger dan bij een hoge
slibbelasting door substraatlimitatie. Hierdoor is de produktie van biomassa lager.
De hoeveelheid surplusslib (slib dat moet worden gespuid om de slibconcentratie
constant te houden) is dan ook lager.
c)
de stikstofverwiidering;
Nitrificatie kan alleen optreden als de slibleeftijd (verhouding tussen de slibmassa
in de beluchtingstank en de spuislibmassa) zo hoog is dat de nitrificerende
bacterien niet uitspoelen uit het systeem. Autotrofe nitrificerende bacterien groeien
namelijk langzamer dan heterotrofe bacterien.
d)
de stabilisatiegraad van het geproduceerde surplusslib;
Bij een geringe slibbelasting worden de organische stoffen in belangrijke mate
geoxideerd. Het verkregen spuislib is stabiei (gaat niet tot rotting over omdat geen
8
riza
gemakkelijk afbreekbare verbindingen voor anaerobe afbraak aanwezig zijn).
e)
de zuurstofbehoefte per eenheid vervuiling (OC/load);
Vergeleken met het hoogbelaste actief-slibsystemen wordt in laagbelaste systemen
relatief veel zuurstof gebruikt voor de endogene ademhaling; dit resulteert bij lage
slibbelastingen in een hoger zuurstofverbruik per eenheid verwijderde vervuiling
(Engels: Oxygenation Capacity/load, OC/load)
De verschillende actief-slibprocessen kunnen worden ingedeeld aan de hand van de
slibbelasting waarmee ze opereren (tabel 1).
Tabel 1.
Indeling en kenmerken van verschillende actief-slibinstallaties aan de hand
van de F/M-ratio (Degremont, 1991 en Koot, 1980).
j F/M-ratio (kg BZV/kg d.s.d)
0.15
<
Type actief-slibinsiallalie
Algemene kenmerken
F/M
<
0.15
Laagbelast
- Vergaande oxidatie van organisch materiaal.
waardoor lage produklie van stabiei. niet rotbaar
surplusslib
- Nilrificalie door lange slibleeftijd mogelijk
- Zeer hoge BZV-verwijdering (> 95%)
- Hoge OC/load (2-2.5)
F/M
<
0.40
Middel hoog belasi
- Grotere hoeveelheden spuislib. slechts matig
gestabiliseerd
- Nitrificatie soms mogelijk
- Hoge BZV-verwijdering (> 90%)
- Matige OC/load (1.5-2)
F/M
>
0.40
Hoogbelasi
-
Spuislib niet gestabiliseerd
Geen nitrificatie mogelijk
BZV-verwijdering < 90%
Lage OC/load (1.2-1.5)
In dit rapport zal verder alleen worden ingegaan op de laagbelaste systemen (conform de
onderzoeksopdracht).
2.3
Uitvoeringsvormen van laagbelaste actief-slibprocessen
Continue actief-slibsystemen
Een continu actief-slibsysteem is opgebouwd uit een reactieruimte en een nabezinker. In de
reactieruimte bevindt zich actief-slib. Het al of niet voorbezonken afvalwater wordt in de
reactieruimte geleid, waar het actief-slib de aanwezige verontreinigingen als substraat
opneemt. Het slib/watermengsel dat de ruimte verlaat, wordt in een nabezinker afgescheiden in water (effluent) en slib. Het ingedikte slib wordt als retourslib weer teruggevoerd
riza
naar de reactieruimte. De massa actief-slib die uit de organische stoffen in het afvalwater
wordt gevormd. moet als spuislib worden afgevoerd om de concentratie actief-slib in de
reactieruimte constant te houden.
Continue actief-slibsystemen kunnen worden onderverdeeld in propstroomreactoren ("plugflow activated sludge"), volledig gemengde reactoren ("complete mix activated sludge") en
reactoren met vlokbelading in een kleine voorgeschakelde tank, de selector ("selector
complete mix activated sludge"). In figuur 2 zijn de procesconfiguraties van de verschillende systemen schematisch weergegeven.
Figuur 2.
Procesconfiguraties van continue laagbelaste actief-slibsystemen: propstroomreactoren (A), volledig gemengde reactoren (B). volledig gemengde
reactoren met vlokbelading in een selector (C) (Eckenfelder and Musterman,
1992).
tnftuen
J
naberinlaank
J"
ntbe/jnkJuik
J"
ru bexi n ktank
I
beluchtiiigsraimte
i
A
1
J
relouralib
influeci
l
be tuchtiogsruiinte
B
)
-
retounlib
influent
selector
I
beluchting&ruimte
C
F"*
A
retourslib
Continu systeem volgens propstroomprincipe
Bij propstroomreactoren wordt gebruik gemaakt van lange, smalle beluchtingsbassins om
(nagenoeg) propstroomcondities te verkrijgen. Propstroomcondities ontstaan door het
influent en het retourslib aan het kopeinde van het beluchtingsbassin in te voeren. Hierdoor
wordt een hoge substraatgradient verkregen, die de groei van zogenaamde vlokvormende
bacterien stimuleert. Het actief-slib heeft daardoor goede bezinkeigenschappen. In de actiefslibleefgemeenschap komen naast vlokvormers ook draadvormers voor. Zodra het aantal
draadvormers een bepaald niveau overschrijdt, kunnen problemen met de bezinking van het
10
riza
slib ontstaan (zie ook § 6.2.1).
Propstroomreactoren zijn minder geschikt voor industrieel afvalwater dat toxische stoffen
bevat, omdat de verdunning van het afvalwater in het beluchtingsbassin gering is. Door de
hoge concentraties aan toxische stoffen aan het begin van het beluchtingsbassin kan het
zuiveringsproces sterk worden geremd (Eckenfelder and Musterman. 1992). Egalisatie van
de afvalwatersamenstelling door het gebruik maken van buffertanks of het vooraf verwijderen van moeilijk afbreekbare verbindingen is noodzakelijk.
Bij systemen met vergaande stikstof- en fosfaatverwijdering worden het afvalwater en het
retourslib in een separate zone bij de inlaat van de propstroomreactor met elkaar in contact
gebracht. In deze zone kunnen anaerobe (geen zuurstof, geen nitraat aanwezig) en
anoxische (geen zuurstof, wel nitraat aanwezig) condities worden bereikt. Op deze wijze
worden de juiste reactie-omstandigheden verkregen om fosfaat en stikstof biologisch te
verwijderen (zie § 3.2 en § 3.3). Voorwaarde is een goede menging van het actief-slib met
het afvalwater in deze zone (plaatsing van mengers).
Continu systeem als volledig gemengde reactor
In volledig gemengde reactoren worden de influent- en retourslibstroom op verschillende
plaatsen in het beluchtingsbassin geleid om een snelle menging met de tankinhoud te
bewerkstelligen. Het doel is om een gelijkmatige verdeling van de influentbelasting over
het beluchtingsbassin te verkrijgen. Dit proces is vooral geschikt voor industriele afvalwaterstromen die toxische of remmende stoffen bevatten of afvalwaterstromen waarvan de
vervuilingswaarde sterk in de tijd varieert. Ook variaties in pH kunnen dan worden
geneutraliseerd door de bassininhoud en de biologische activiteit (Eckenfelder and
Musterman, 1992). Een ander voordeel van de volledige menging is dat de zuurstofbehoefte gelijkmatig is verdeeld over het bassin (uniforme verdeling beluchtingsapparatuur).
Continu systeem met selector
Volledig gemengde reactoren mogen niet worden toegepast bij zeer goed afbreekbare
afvalwaterstromen (vanwege de lichtslibproblematiek, zie § 6.2.1), tenzij een selector wordt
geplaatst voor het beluchtingsbassin (Eckenfelder and Musterman, 1992). Een selector is
een relatief kleine tank met een korte hydraulische verblijftijd (0,5-1 h). Deze tank is voor
de beluchtingsruimte geschakeld. Het retourslib en het afvalwater worden in de selector
met elkaar in contact worden gebracht. De slibvlokken nemen een belangrijk deel de
verontreinigingen op (biosorptie). Door de hoge vlokbelading wordt de groei van vlokvormende bacterien gestimuleerd en blijft de bezinkbaarheid van het slib goed.
Discontinue actief-slibsystemen
In Sequencing Batch Reactoren (SBR's) groeien de bacterien ook in een gesuspendeerde
gemengde cultuur. Daarom kunnen deze systemen ook worden geschaard onder de actiefslibsystemen. Het essentiele verschil tussen een SBR en een conventioneel (continu) actiefslibsysteem is dat de invoer van influent in een SBR ladingsgewijs (discontinu) geschiedt.
11
riza
De benodigde procesonderdelen zijn een reactor met toevoer- en afvoervoorzieningen voor
respectievelijk influent en effluent, een luchtvoorziening en een spuislibaftap (Irvine and
Busch, 1979). Het grote voordeel is dat geen nabezinker met slibretourvoorzieningen
behoeft te worden toegepast (nabezinkers zijn kostbaar in aanleg en hebben een relatief
groot ruimtebeslag).
SBR's kunnen vooral bij geconcentreerde afvalwaterstromen worden toegepast (richtlijn:
BZV > 1000 mg/1) die gedurende een beperkt aantal uren (maximaal 12-16) per etmaal
vrijkomen.
De cyclustijd van een SBR is veelal 24 uur. Tijdens een cyclus doorloopt de reactor
meerdere fases. Tijdens de Fill fase wordt de tank gevuld met afvalwater. Deze fase wordt
gevolgd door de React fase waarin het actief-slib (intermitterend) wordt belucht. Gedurende
de React fase vinden de meeste omzettingsreacties plaats. Vervolgens wordt aan het begin
van de Settle fase de beluchting gestopt, waardoor het actief-slib kan bezinken. In de Draw
fase wordt het supernatant (effluent) via een drijvende afvoerconstructie afgetapt. De tank
is daarna gereed om weer nieuw afvalwater te ontvangen (Idle fase).
Bij het SBR-proces heeft de beluchtingstank derhalve verschillende functies (zoals
egalisatie, aeratie en bezinking) in een bepaalde tijdsvolgorde, terwijl bij een conventioneel
actief-slibsysteem deze functies worden uitgevoerd door verschillende tanks. Discontinue
systemen kunnen worden bedreven volgens het propstroomprincipe en als volledig
gemengde reactor (Irvine and Busch, 1979).
Figuur 3.
Procesconfiguratie van een disconiinu laagbelast actief-slibsysteem (Irvine
and Busch, 1979).
.
Influent
rn\
fill
1
I
e/nucfU.
_
draw
bl owa
react
»
idle
12
I
settle
riza
Discontinu systeem volgens het propstroomprincipe
Het propstroomprincipe wordt benaderd in een SBR door een zeer korte vulperiode
(bijvoorbeeld 1 uur bij een cyclustijd van 24 uur). gevolgd door een zo lang mogelijke
reaktieperiode. Het toepassingsgebied is gelijk aan die van het continue propstroomsysteem.
Discontinu systeem als volledig gemengde reactor
Een SBR kan worden bedreven als een (vrijwel) volledig gemengde reactor door de vultijd
zo lang mogelijk te maken (bijvoorbeeld 20 uur tijdens een cyclus van 24 uur). Het
toepassingsgebied is gelijk aan dat van het continue volledig gemengde systeem.
13
riza
3.
Reactieprocessen in het actief-slibproces
3.1
Verwijdering van organische verbindingen
Organische verbindingen zijn veelal de belangrijkste verontreinigingen (naar hoeveelheid)
die moeten worden verwijderd uit industrieel afvalwater. In een aeroob biologisch systeem
vinden de volgende twee reacties plaats met het organisch materiaal (Eckenfelder, 1980):
Organische verontreinigingen + 02 + N + P —>
Bacteriecellen + C02 + H20 + niet-biodegradeerbaar opgelost materiaal
Cellen + 02 -> CO, + H..0 + N + P + niet-biodegradeerbaar celmateriaal
Omdat er zoveel verschillende vormen van organische verontreinigingen bestaan worden ze
veelal in algemene termen omschreven, zoals Chemisch Zuurstof Verbruik (CZV) en
Biochemisch Zuurstof Verbruik (BZV).
Chemisch Zuurstof Verbruik
Bij de CZV-bepaling wordt de hoeveelheid zuurstof (mg/1) gemeten die wordt verbruikt om
organisch materiaal met een sterk oxiderende stof in een zuur milieu te oxideren.
Biochemisch Zuurstof Verbruik
Bij de BZV-bepaling is de meest bekende parameter ter bepaling van de organische
vervuiling in het afvalwater de BZV gemeten over 5 dagen (BZV5) bij een temperatuur van
20°C. Bij deze bepaling wordt de hoeveelheid zuurstof (mg/1) gemeten die door microorganismen wordt gebruikt voor de biochemische oxidatie van organisch materiaal. Bij de
BZVoo is de incubatieperiode langer (minimaal 20 dagen).
Wanneer al het organisch materiaal in het afvalwater afbreekbaar is, geldt: CZV = BZVoo.
Bij een stof als glucose is dit het geval, waarbij geldt (1 kg glucose komt overeen met 1,07
kg CZV of 0,73 kg BZV5):
Glucose: CZV = BZV,r.
BZVco
BZV,
_
CZV
BZV,
14
1.07
- 1,46
0,73
Wanneer er eveneens niet-afbreekbaar materiaal aanwezig is (hetgeen vrijwel altijd het
geval is bij industriele afvalwaterstromen) geldt: CZV > BZVco.
De verwijdering van organische verbindingen in het actief-slibproces kan worden beschreven met een aantal parameters die hieronder zullen worden behandeld. Om de grootte van
deze parameters te illustreren, wordt hier glucose (C6H,206) als voorbeeld genomen als
volledig biodegradeerbaar molecuul (zie ook Degremont. 1991).
Wanneer glucose in het beluchtingsbassin aanwezig is, zal het in eerste instantie (met
additioneel een kleine hoeveelheid assimileerbare stikstof) worden omgezet in celmateriaal.
De samenstelling van celmateriaal kan (sterk vereenvoudigd) worden weergegeven door de
formule C,H702N. Vervolgens wordt het celmateriaal zelf afgebroken om energie te
verschaffen voor de onderhoudsbehoefte. De reactievergelijkingen zijn hieronder gegeven:
Synthese van celmateriaal:
6C 6 // 12 0 6 * 4NH- * \602 -» 4C5H702N • 16CO, * 2SH20
Afbraak van celmateriaal:
4CSH702N + 2Q02 -> 20CO, + 4M/ 3 + W20
Volledige oxidatie van glucose (synthese + afbraak):
6C6H]206 + 360, -> 36C02 + 36H20
Zowel de synthese- als afbraakreactie vinden plaats in een actief-slibinstallatie, maar de
laatste kan nooit volledig verlopen omdat de benodigde verblijftijd van het slib extreem
grote beluchtingsvolumes zou vragen. De mate waarin de reactie verloopt, is sterk
afhankelijk van de slibbelasting die wordt toegepast. Hoe lager het systeem wordt belast,
hoe vollediger de "verbranding" van het celmateriaal zal verlopen. Dit betekent dat minder
surplusslib wordt geproduceerd, maar dat meer zuurstof per kg BZV5 zal worden verbruikt.
In het hierboven genoemde voorbeeld is voor de complete oxidatie van 6 mol glucose 36
mol zuurstof nodig. Deze 36 mol zuurstof komen overeen met de CZV (of BZVoo) van 6
mol glucose. De volledige biochemische oxidatie van 1,08 kg glucose kost 1,15 kg zuurstof
ofwel 1 kg glucose is gelijk aan 1,07 kg CZV. Van de 36 mol zuurstof zijn er 16 mol
verbruikt voor de synthese en 20 mol voor de endogene respiratie. De fractie van de CZV
die wordt gebruikt voor de synthese is gedefinieerd als:
15
riza
fractie van CZV gebruikt voor synthese = a
.
=
160,
= 0,45
De fractie van de CZV die wordt gebruikt voor de oxidatie van levend materiaal wordt
gedefinieerd als:
Ten slotte kan worden uitgerekend welke hoeveelheid biomassa wordt gevormd per eenheid
verwijderde CZV:
4C,H102N
synthese van biomassa per eenheid verwijderde CZV = am = — .
_ = 0,39
360,
Dus wanneer 1 kg CZV aan glucose wordt verwijderd, zal 0,39 kg aan celmateriaal worden
gevormd.
Uit het bovenstaande kan worden afgeleid dat er twee soorten van zuurstofbehoefte zijn bij
de oxidatie van organische verontreinigingen:
02-behoefte voor de synthese van celmateriaal
Deze hoeveelheid is te berekenen door de hoeveelheid CZV verwijderd te vermenigvuldigen met a'.
0:-behoefte voor de endogene respiratie
Slechts een gedeelte van het gesynthetiseerde celmateriaal wordt geoxideerd tot C0 2 en
H 2 0. Met andere woorden, slechts een fractie (hier b' genoemd) van de 20 mol 0 2 nodig
voor de volledige oxidatie van het levende celmateriaal moet ter beschikking worden
gesteld aan het actief-slibsysteem. De grootte van b' (de specifieke endogene ademhaling
van het actief-slib) is afhankelijk van de slibbelasting en de temperatuur zoals blijkt uit de
tabellen 2 en 3.
16
riza
Tabel 2.
De specifieke endogene ademhaling b' in relatie lot de slibbelasting (temperatuur = 15°C).
Slibbelasting (kg BZV/kg d.s./dag)
Specifieke endogene ademhaling (kg O./kg d.s./dag)
0.05
0.06
0.10
0.08
0,15
0.09
Tabel 3.
De specifieke endogene ademhaling b' in relatie tot de temperatuur (slibbelasting = 0.10 kg BZV/kg d.s./dag).
Temperatuur (°C)
Specifieke endogene ademhaling (kg OVkg d.s./dag)
15
0.08
20
0.12
25
0,17
De zuurstofbehoefte voor de endogene ademhaling wordt berekend als het produkt van de
specifieke endogene ademhaling b' en de totale massa actief-slib.
De totale zuurstofbehoefte van het actief-slib kan dan als volgt worden berekend:
0 , -behoefte = a' * hoeveelheid CZV + b' * hoeveelheid biomassa
In de praktijk wordt de term CZV (of BZVoo) minder gebruikt dan de parameter BZV5.
Om een betere overeenstemming te bereiken met de praktijk zal in het vervolg van deze
handleiding dan ook de term BZV5 worden toegepast. Hiervoor dient de parameter a' te
worden omgezet in a" en a™ in a'm. Voor glucose geldt dan:
fractie van BZV gebruikt voor synthese = a
= 0,45 *
CZV
= 0,45 * 1.46 = 0,66
BZV,
,
4C,H202N
biomassasynthese per eenheid verwijderde BZV = am =
* 1,46 = 0,57
17
riza
In de praktijk heeft b' betrekking op de massa organisch materiaal in de actief-slibtank (of
soms de totale, dus organische en anorganische slibmassa). Het is namelijk moeilijk om de
werkelijke hoeveelheid actief bacteriemateriaal te bepalen.
De hoeveelheid surplusslib die in het systeem zal ontstaan, kan worden berekend uit het
verschil tussen de hoeveelheid biomassa die tijdens de synthese wordt geproduceerd en de
hoeveelheid die door de endogene ademhaling wordt verwijderd. De hoeveelheid biomassa
die tijdens de synthese wordt geproduceerd kan worden berekend als a"m * BZV5 verwijderd. Bij de endogene respiratie verdwijnt b * biomassahoeveelheid uitgedrukt als VSS
(Volatile Suspended Solids ofwel organische onopgeloste bestanddelen). De gevormde
hoeveelheid surplusslib bedraagt dus:
hoeveelheid gevormd surplusslib = (a'
* BZV.) - (b * hoeveelheid biomassa)
De slibproduktie wordt weergegeven in kg SS (Suspended Solids ofwel onopgeloste
bestanddelen) per dag. De aanwezigheid van onopgelost (slecht afbreekbaar) materiaal in
het influent heeft een sterke invloed op de slibproduktie. Ook de aanwezigheid van Ca2'ionen in het influent kan leiden tot een aanzienlijke groei van de slibproduktie door
precipitaatvorming (CaC0 3 , Ca3(P04)2).
In tabel 4 zijn ervaringscijfers voor a". a"m, b en b' in laagbelaste actief-slibinstallaties
weergegeven. Deze ervaringscijfers kunnen (als voorzichtige schatting) worden gebruikt om
systemen te dimensioneren of door te rekenen bij procestechnische storingen. Het is echter
belangrijk om te beseffen dat de veel gebruikte ontwerpwaarden in de rechterkolom van
tabel 4 met voorzichtigheid moeten worden gehanteerd omdat vrijwel elke afvalwaterstroom en afvalwaterzuiveringsinstallatie weer anders is. Bij veel industriele afvalwaterstromen moet eerst onderzoek plaatshebben naar deze parameters alvorens een goed
ontwerp kan worden gemaakt.
Tabel 4.
Parameters voor het actief-slibproces (naar Eckenfelder, 1980)
Parameter
Eenheid
Range literaluurvvaarden
Veel gebruikte ontwerpwaarde
a"'
fractie van de BZV gebruikt voor synthese
kg 0 ; per kg
BZV
031-0,80
0.50
kg SS per kg
BZV
0,31-0,77
0.60
synthese van biomassa per eenheid vcrwijderde BZV
b"
specifieke endogene ademhaling
kg Oj per kg
VSS per dag
0.08-0.20
0,10
b
fractie van biomassa die door endogene ademhaling verdwijnt
kg SS per kg
VSS per dag
0.05-0.18
0.08
a'™
18
riza
3.2.
Verwijdering van stikstof
De verwijdering van stikstofverbindingen kan op twee manieren plaatsvinden in een actiefslibproces, namelijk via:
- het surplusslib (inbouw in de biomassa);
- de processen nitrificatie en denitrificatie (omzetting door de biomassa).
Figuur 4.
Schematische stikstofbalans over een afvalwaterzuiveringsinstallatie
*
N
2
reacties in actief-slib
N-influent
NH4
_>. N O ,
^
N2
N-effluent
N-slib
11
Er zijn verschillende modellen ontwikkeld voor de beschrijving van de stikstofverwijderingsprocessen in actief-slibinstallaties. Twee daarvan zijn zeer belangrijk:
- IAWQ-model
- HSA-model
(International Association on Water Quality);
(Hochschulansatz).
In 1986 formuleerde een werkgroep van de IAWQ een model voor het actief-slibproces dat
nu bekend staat als "Model #1'. Dit model kwantificeert een achttal deelprocessen die zich
afspelen in een actief-slibsysteem (o.a. groei en afsterving van bacterien, hydrolyse en
ammonificatie) en die aangrijpen op een dertiental 'componenten' (CZV- en N-substraten,
zuurstof, bacteriemassa, restprodukten). Sinds 1994 bestaat er een 'Model #2' waarin ook
de omzetting van fosfaatcomponenten is opgenomen. Het IAWQ-model wordt internationaal gezien als de 'state of the art* model beschrijving van het actief-slibproces en heeft in
19
riza
die zin een breed draagvlak. Het model geeft een zeer uitgebreide beschrijving van het
actief-slibproces, maar vraagt zeer specifieke invoergegevens, waarvoor vaak eerst een
zuiveringstechnisch onderzoek op laboratorium of pilot-plantschaal nodig is. Pas daarna kan
het model worden gecalibreerd voor een specifieke afvalwaterstroom (STOWA, 1993a).
Het HSA-model, dat in 1989 is ontwikkeld door een aantal Duitse universiteiten, geeft een
veel beknoptere omschrijving (geen koolstofafbraak. alleen N-verwijdering) en is daarom in
een veel beperktere BZV/N-range toepasbaar. Het stelt echter veel minder eisen aan de
invoergegevens en kan derhalve al veel sneller worden toegepast om bepaalde voorspellingen te doen. Dit maakt de HSA-methode bij uitstek geschikt om te gebruiken als
hulpmiddel bij de dimensionering van industriele installaties en het opsporen van processtoringen bij de stikstofverwijdering. De belangrijkste berekeningsstappen van de HSAmethode zijn hieronder dan ook uitgewerkt. De informatie is afkomstig uit het 'Handboek
stikstofverwijdering' van de Stichting Toegepast Onderzoek Waterbeheer (STOWA,
1993a).
De HSA-methode is gebaseerd op een bundeling van sterk uiteenlopende onderzoeksgegevens, praktijkwaarnemingen en empirisch vastgestelde waarden. Omdat de methode
grotendeels is gebaseerd op ervaringen met huishoudelijk afvalwater, dient er voorzichtig
mee worden omgegaan bij de toepassing op industriele afvalwaterstromen. De methode
moet worden gezien als een hulpmiddel voor de ontwerper om snel inzicht te verkrijgen in
de dimensionering van de basisvoorzieningen voor een voordenitrificatiesysteem of een
systeem met simultane denitrificatie. Bij elke toepassing van dimensioneringsrichtlijnen
moet men zich realiseren dat de voorspellende waarde beperkt is, omdat de samenstelling
van het afvalwater en de biomassa en de interactie tussen deze beide factoren niet exact
kunnen worden beschreven.
3.2.1.
Stikstofverwijdering via het surplusslib
De hoeveelheid stikstof die kan worden vastgelegd in het surplusslib is beperkt. Surplusslib
(C5H70,N) kan maximaal 12,4% stikstof bevatten, berekend op het organische stofgehalte.
Wanneer het anorganische deel van het surplusslib op 30% (meer dan 50% is overigens
ook mogelijk) wordt gesteld, zal per kg slib droge stof 87 gram stikstof worden afgevoerd.
In de praktijk is de afgevoerde hoeveelheid stikstof per kg droge stof beduidend lager,
wanneer het surplusslib op het bedrijf verder wordt ingedikt in een slibbuffer. In de
slibbuffer treedt immers een (anaerobe) afbraak van organisch materiaal op, waarbij
organisch gebonden stikstof wordt omgezet in ammoniumstikstof. Met het retourwater
wordt dus een aanzienlijk deel van de oorspronkelijk gebonden stikstof als ammoniumstikstof teruggevoerd naar de beluchtingstank. Het surplusslib dat wordt afgevoerd, bevat in de
praktijk veelal slechts 6% stikstof. berekend op het drogestofgehalte van het surplusslib. De
beperkte afvoer van stikstof via het surplusslib heeft tot gevolg dat bij veel industriele afvalwaterstromen de nadruk moet liggen op verwijdering via nitrificatie (omzetting van
ammonium in nitraat) en denitrificatie (omzetting van nitraat in stikstofgas).
20
riza
3.2.2.
Nitrificatie
De organische stikstofverbindingen in het afvalwater worden in een aerobe zuivering
afgebroken en omgezet in ammoniumverbindingen. Deze ammoniumverbindingen kunnen
in twee stappen worden geoxideerd:
NH; • 1,5(92 -> NO; + 2//* + H20 + energie
NO, + 0,50, - • NOa + energie
Uit de bovenstaande reactievergelijkingen blijkt dat de nitrificerende bacterien theoretisch
4,57 mg 0 2 nodig hebben voor de volledige nitrificatie van 1 mg NH/-N.
De eerste stap - de omzetting tot nitriet - wordt hoofdzakelijk uitgevoerd door Nitrosomonas. De omzetting tot nitraat geschiedt door bacterien die behoren tot het geslacht
Nitrobacter. Beide micro-organismen zijn chemo-autotroof; zij verkrijgen hun energie uit
de oxidatie van de ammoniumverbindingen en gebruiken anorganische koolstofverbindingen als koolstofbron. Hun groeisnelheid is aanmerkelijk lager dan die van de koolstofoxiderende (heterotrofe) bacterien, zodat ze in competitie met deze laatste enigszins worden
onderdrukt. Om nitrificatie te verkrijgen moet de biomassa in het beluchtingsbassin een
zekere ouderdom bereiken. Hiermee wordt bereikt dat de nitrificeerders zich sneller kunnen
vermeerderen dan ze met het surplusslib uit het systeem worden verwijderd. De meest
gebruikte formule voor de berekening van de groeisnelheid van de nitrificeerders is:
u ; = 0,47 * 1,103(7151
r1/ = groeisnelheid bij temperatuur T (d'x)
T = temperatuur (°C)
Bij 15 °C is de temperatuurcorrectie gelijk aan 1 en bedraagt de groeisnelheid 0,47 d'1. De
generatietijd van de nitrificeerders is dan 1/0,47 = 2,23 dagen. De reciproke waarde van de
maximale groeisnelheid is daarom gelijk aan de minimale slibleeftijd waarbij het uitspoelen
van de nitrificerende bacterien uit de beluchtingsruimte nog juist wordt verhinderd. De
aangegeven groeisnelheid is alleen geldig onder die omstandigheden dat de nitrificeerders
ook daadwerkelijk kunnen groeien. Dit is het geval onder aerobe condities, met een
voldoende hoog zuurstofgehalte (> 1-2 mg/1). Dat betekent dat deze slibleeftijd bij zowel
continue als discontinue installaties alleen betrekking heeft op het aerobe deel of de aerobe
fase van de zuivering. De theoretisch noodzakelijke minimale aerobe slibleeftijd bedraagt
derhalve:
21
riza
1
slH atroai AMKNMA
slib aeroob
= theoretisch benodigde aerobe slibleeftijd (d)
llienntisili
De hierboven berekende theoretische aerobe slibleeftijd zal in de praktijk niet tot nitrificatie
leiden. omdat elke (ook) kortstondige onderschrijding van de minimale slibleeftijd tot een
uitspoeling van nitrificeerders leidt. Bovendien zijn nitrificeerders zeer gevoelige bacterien.
De groei wordt door een veelheid van stoffen gei'nhibeerd of zelfs tot stilstand gebracht.
Daarom wordt bij de dimensionering van een beluchtingsbassin een praktische aerobe
slibleeftijd berekend. Deze is een veelvoud hoger dan de theoretisch benodigde slibleeftijd
en wordt verkregen door de theoretische slibleeftijd te vermenigvuldigen met een zogenaamde zekerheidsfactor (ZF).
t
= ZF*t
slib iicriHib prahisch
slib ruironb ijieorelisch
=
U^^M P^ktisch benodigde aerobe slibleeftijd (d)
ZF
= zekerheidsfactor (-)
De waarde van de ZF moet voor vrijwel volledige nitrificatie tussen de 2-3 bedragen. Een
hogere ZF-waarde (4 en soms nog meer) wordt onder andere toegepast wanneer de pHwaarde van het influent niet in het optimale bereik van 7.5-9.0 ligt of wanneer de ammoniumconcentratie in het effluent zeer gering (< 1-2 mg/1) moet zijn.
Met behulp van de benodigde praktische aerobe slibleeftijd kan nu de minimaal benodigde
verblijftijd van het afvalwater in het aerobe deel/fase berekend worden:
a slib aeroob praklisili
iii-rimh
hli'riiuli.iili
surplusslib'
(Q * cj>
'.u-ninb huinminch " hydraulische verblijftijd aeroob deel van zuivering
x/
s:,rPius.si,b = surplusslibproduktie
(kg/dag)
Q
= gemiddeld toevoerdebiet (m 3/h)
C\hh
- slibconcentratie beluchtingsbassin
(kg/m3)
(h)
Om te berekenen welke gemiddelde verblijftijd noodzakelijk is om bij een bepaalde te
bereiken nitrificatiesnelheid en een aangenomen slibconcentratie het ammonium te nitrifice-
22
riza
ren, moet eerst de hoeveelheid te nitrificeren stikstof als volgt worden berekend:
M
m
N, nllrificalie
= ilM
N.
Ms, „llr,f„aw
Ms. mlhieni
MN hmlih
MN emueni w-N
M
- M
influent
- M
"'N. surplusslib
- M
™ N. effluent ,V/// -,V
"'N. tffiueni organisch N
=
hoeveelheid te nitrificeren stikstof (kg Nldag)
= hoeveelheid stikstof aangevoerd via influent (kg Nldag)
= hoeveelheid stikstof verwijderd via surplusslib (kg Nldag)
=
hoeveelheid ammoniumstikstof geloosd via effluent (kg Nldag)
=
N. effluen, nrgamsch N
hoeveelheid organische stikstof geloosd via effluent (kg Nldag)
De volgende stap is de berekening van de nitrificatiesnelheid. Hierbij wordt in eerste
instantie uitgegaan van een basisnitrificatiesnelheid van het actief-slib van 3,0 g N/kg slib
d.s/h. De basissnelheid moet worden gecorrigeerd voor de temperatuur. het NH 4 '-aanbod in
de beluchtingstank (Monod-kinetiek) en het aandeel nitrificeerders in de actief-slibmassa.
Het temperatuureffect kan worden weergegeven door de factor l,103 <r " ,5) en de invloed van
de hoeveelheid beschikbaar substraat (NH4*-N in mg/1) door de factor (NH4*-Nemut:nl)/(1 +
NH4*-Nemuem). Het aandeel van de nitrificeerders in de totale aanwezige slibbiomassa staat
in directe relatie met de BZV/N-verhouding van het influent en kan worden berekend
l/(((BZVinnuent/Nm(llient) * 3.67) + 1). De basisnitrificatiesnelheid van 3.0 g N/kg slib d.s/h
geldt voor afvalwater met een BZV/N-verhouding van 4.5 (voorbezonken huishoudelijk
afvalwater of bijvoorbeeld slachterij-afvalwater). Het aandeel nitrificeerders bedraagt dan
5,7% in het actief-slib. Wanneer de verhouding wordt verlaagd tot 3.0, zal het aandeel
nitrificeerders in het actief-slib toenemen tot 8.3%. Er zijn dan 46% meer nitrificeerders in
het slib en de nitrificatiesnelheid zal dan ook 1,46 keer zo hoog liggen. De nitrificatiesnelheid is dan:
V
M7= V . * 1 ' 1 0 3
vN
(A-15)
* Fa, * FAN
= nitrificatiesnelheid
bij temperatuur
T (g NH^-Nlkg
v„
= nitrificatiesnelheid
bij temperatuur
15°C (g NH4'-N/kg
F
= substraatfactor.
&*;•#+ )
r
(1 *
^AN
=
correctiefactor
sliblh)
sliblh)
NH;-NeffluJ
aandeel nitrificeerders:
—__
BZV . ,
((
^1)
\
mfluvnt
23
*
0,057
* 3,67) * 1
riza
Met de hierboven berekende nitrificatiesnelheid kan nogmaals de benodigde verblijftijd van
het afvalwater in het aerobe deel of de aerobe fase worden berekend. Immers, de hoeveelheid stikstof die per m3 beluchtingsvolume kan worden omgezet is gelijk aan: Cslib x vN ,.
\
uertmh
nitrificatie
(C,
iih
C'v. m,r,fK-aiie
C.slib
«
'N,
T
'« r)
=
concentratie te nitrificeren stikstof (mgIT)
= slibgehalte aeroob deel beluchtingsbassin (gll)
= nitrificatiesnelheid (g Nlkg sliblh)
De volgende stap in het dimensioneringsproces is om te kijken met behulp van welke
berekeningsmethode de hoogste hydraulische verblijftijd is bepaald. De hoogst berekende
hydraulische verblijftijd in het aerobe deel van de installatie is bepalend voor het te
installeren volume ( V ^ ^ = tKroob x Qinflucnl).
Samenvattend kan worden gesteld dat het nitrificatieproces afhankelijk is van een groot
aantal factoren. Hieronder worden de belangrijkste genoemd (tabel 5):
Tabel 5.
Procesbepalende factoren bij hel nitrificatieproces
Procesbepalende factor
Invloed op hel nitrificatieproces
Temperatuur
In het temperatuurstraject van 5 tot 35 °C neemt de nitrificatiesnelheid toe met toenemende
temperatuur. Boven de 35 °C neemt de snelheid weer af.
PH
Een hoge pH ( > 9 ) en een lage pH ( < 6 ) vertragen de groeisnelheid aanzienlijk. De eerste omzetting
(NH,' - > NO,") geeft aanleiding tot verzuring. Per mg N H / - N verwijderd wordt aangenomen dat
gemiddeld 7.1 mg alkaliniteit verdwijnt.
Zuurstof
De concentratie aan opgeloste zuurstof in de beluchtingstank mag niet lager zijn dan 0,5 mg/1.
Optimale nitrificatie treedt op bij een zuurstofgehalte van ongeveer 2 mg/1.
Afvalwatersamenstelling
De nitrificatiesnelheid wordt ook bepaald door de CZV/N-verhouding van het afvalwater. Een lage
CZV/N-verhouding in het influent betekent een relatief hoog substraataanbod voor de nitrificeerders
en een relatief laag substraataanbod voor de heterotrofe bacterien. Het aandeel van de nitrificeerders
in het actief-slib en daarmee de nitrificatiesnelheid zal daarom bij een verlaging van de CZV/Nverhouding stijgen. De nitrificatie kan bovendien worden geinhibeerd door verschillende stoffen in
het afvalwater. Verscheidene organische stoffen (en metabolieten) blijken de nitrificatie te inhiberen.
Zo zijn fenolen biologisch afbreekbaar, maar storen in hogere concentraties de nitrificatie. Vanaf 0,5
mg/g slib d.s. stopt de nitrificatie. Wanneer door microbiologische afbraak de fenolconcentratie onder
der 0.5 mg/g daalt. komt de nitrificatie weer op gang. Ook anorganische elementen. zoals zware
metalen kunnen inhiberend werken. Onderzoek wijst uit dat onder meer zink. nikkel. koper en
cadmium in concentraties van 5-10 mg/1 de NH,"-verwijdering kunnen halvercn.
24
riza
3.2.3.
Denitrificatie
Het gevormde nitraat bij de nitrificatie kan worden geelimineerd via denitrificatie.
Denitrificatie wordt voltrokken door facultatieve heterotrofe bacterien (belangrijkste genera:
Pseudomonas, Micrococcus, Achromobacter en Bacillus). Dit zijn aerobe micro-organismen
die hun metabolisme kunnen wijzigen onder zuurstofdeficientie, zodat ze nitriet en nitraat
kunnen gebruiken als zuurstofbron. Met de energie uit deze reactie wordt celmateriaal
gevormd uit substraat. Denitrificerende bacterien gebruiken organische koolstof als
koolstofbron. Het substraat kan aanwezig zijn als vervuiling in het afvalwater of als externe
koolstofbron (bijvoorbeeld methanol) worden toegevoegd. Eventueel kan de geproduceerde
biomassa dienen als koolstofbron. In het laatste geval zal de denitrificatie slechts langzaam
verlopen (endogene nitraatademhaling).
Denitrificeerders zijn in elke aerobe biomassa aanwezig, zodat denitrificatie in principe in
elke biologische zuiveringsinstallatie kan optreden. Dit in tegenstelling tot nitrificeerders
die zich slechts onder een aantal randvoorwaarden kunnen ontwikkelen in een installatie.
Het denitrificatieproces vindt alleen plaats onder anoxische omstandigheden (afwezigheid
van zuurstof, aanwezigheid van substraat). In een aeroob milieu gaan de denitrificerende
micro-organismen weer zuurstof in plaats van nitraat als electronenacceptor gebruiken.
Simultane nitrificatie/denitrificatie is mogelijk wanneer de buitenkant van de slibvlok
aeroob is (nitrificatie) en de kern anoxisch. Simultane nitrificatie/denitrificatie zal dus vaak
optreden in installaties met een relatief laag zuurstofgehalte in het beluchtingsbassin. Dit
kan aanleiding geven tot problemen met de slibbezinking door de vorming van lichtslib
(zie § 6.2.1).
De denitrificatiereactie met methanol is:
6NO; + 5CKOH -> 3K + SCO, * 7//,0 + 6(9//
Uit de bovenstaande reactievergelijking blijkt dat het denitrificatieproces pH-verhogend
werkt. Van de gevormde H'-ionen bij de nitrificatie wordt 50% weer verbruikt bij de
denitrificatie.
Theoretisch is 2,86 kg CZV nodig voor de reductie van een kg N03"-N. De hierbij
vrijkomende energie wordt door de denitrificerende bacterien gebruikt om te groeien. Naast
het CZV voor de electronenoverdracht wordt ook CZV gebruikt voor de opbouw van
celmateriaal. De benodigde CZV/N-verhouding voor denitrificatie moet dus (beduidend)
hoger zijn dan 2,86.
De denitrificatiesnelheid is afhankelijk van de temperatuur. substraatconcentratie en
BZV/N-verhouding. De volgende formule geeft dit weer:
25
riza
v
* 1 07(r"15) * F
=v
* F
vB . = denitrificatiesnelheid bij temperatuur T (g NO{-Nlkg sliblh)
v..
= denitrificatiesnelheid bij temperatuur 15°C (g N03 -Nlkg sliblh)
F
= substraatfactor.
(NO;-Nmeffluent*,)
(i + NO;-N _ ,)
v
i
effluent'
1
F... = factor aandeel denitrificeerders: (1 ((
BZV „
t^L)
) *
I
0,943
* 3,67) + 1
JV
influent
In de literatuur worden voor de basissnelheid (bij 15 °C) waarden gevonden van 2-5 g
NOj'-N/kg slib d.s./h. Voordat het denitrificatievolume berekend wordt, dient de te
denitrificeren stikstofhoeveelheid bekend te zijn:
M
M
N.Jenilrificalie
A/
"jV.
M
N,
nilrificalie
jV, j/i//ift-n/
Af,/V, surplusslib
^N.
effluent
NO,'-N
M
|V, effluent ontVtitl
Af'/V,
: effluent NH;-S-
bA
influent
"
V, surplusslib
= hoeveelheid
= hoeveelheid
= hoeveelheid
= hoeveelheid
* hoeveelheid
= hoeveelheid
-ff.tjfl
VOj V
M
"rV. effl organist), N
- M
'' '.V, effl. Nil,' - V
te denitrificeren stikstof (kg Nldag)
stikstof aangevoerd via influent (kg Nldag)
stikstof verwijderd via surplusslib (kg Nldag)
nitraatstikstof geloosd via effluent (kg Nldag)
organische stikstof geloosd via effluent (kg Nldag)
ammoniumslikstof geloosd via het effluent (kg Nldag)
Daarna kan de benodigde gemiddelde hydraulische verblijftijd in het denitrificatievolume
worden berekend. De hoeveelheid stikstof die per m3 beluchtingsvolume kan worden
omgezet is gelijk aan: Cs.ib * vDT. De benodigde hydraulische verblijftijd in het anoxische
deel van de beluchtingsruimte is dan gelijk aan:
c
_
f
anoxisch
, £
^slib
N, denitrificatie
* V
)
V
D. T>
C,v dinanimme ~ concentratie te denitrificeren stikstof (mgll)
CM
= slibgehalte anoxisch deel beluchtingsbassin (gtt)
v„ _
= denitrificatiesnelheid (g Nlkg sliblh)
26
riza
Met behulp van t^g^^ kan het benodigde anoxische volume worden berekend: V ^ , ^ =
l
anoxisch
x
*<influenf
Om denitrificatie te bereiken in een continu systeem moet een circulatiestroom vanuit de
nitrificatieruimte worden teruggevoerd naar de voorgeschakelde denitrificatieruimte. Ter
berekening van de benodigde recirculatiefactor moet de gewenste denitrificatiegraad bekend
zijn. Deze kan worden berekend uit nd«itrificaie = CN.dcnitriiicatic/CN.nitriricatie- N a de berekening
van de benodigde werkingsgraad, kan de benodigde recirculatiefactor worden verkregen: R
-
V'liJenitrificatie/ ' "Mdcnitriflcatie'•
Samenvattend kan worden gesteld dat het denitrificatieproces evenals sterk afhankelijk is
van bepaald invloedsfactoren. De belangrijkste zijn weergegeven in tabel 6.
Tabel 6.
3.2.4.
Procesbepalende factoren hij het denitrificatieproces
Procesbepalende factor
Invloed op het denitrificatieproces
Temperatuur
In het temperatuurstraject van 5 tot 35 °C neemt de denitrificatiesnelheid toe met toenemende
temperatuur. Boven de 35 °C neemt de snelheid weer af. De temperatuurgevoeligheid van denitrificeerders is gennger dan van nimficeerders.
pH
Het denitrificatieproces werkt pH verhogend. De optimum pH ligt tussen de 6,5 en 7,5.
Zuurstof
De concentratie aan opgeloste zuurstof in de beluchtingstank dient in ieder geval lager te zijn dan 0,5
mg/1. Bij optimale denitrificatie moet de zuurstofconcentratie lager zijn dan 0.1 mg/1.
Afvaiwatersamenstelling
De denitrificatiesnelheid wordt eveneens bepaald door de CZV/N-verhouding van het afvalwater. Een
hoge CZV/N-verhouding in het influent betekent een relatief hoog substraataanbod voor de denitrificeerders tijdens de denitrificatie. Voorwaarde voor een snelle denitrificatie is dat het substraat wordt
aangeboden als gemakkelijk en snel biodegradeerbaar materiaal. Ook denitrificatie kan worden geinhibeerd door verschillende stoffen in het afvalwater. In het algemeen zal echter bij deze stoffen de
nitrificatie als eerste stap worden geinhibeerd.
Uitvoeringsvormen van het nitrificatie/denitrificatieproces
In deze paragraaf wordt een aantal procesconfiguraties voor eliminatie van stikstof uit het
afvalwater besproken. De opsomming is niet volledig. In de praktijk zijn meer configuraties
mogelijk, maar deze kunnen worden beschouwd als varianten op de onderstaande indeling.
Het zal duidelijk worden dat de uitvoeringsvormen waarbij organische stoffen uit het
afvalwater als koolstofbron voor de denitrificatie gebruikt kunnen worden, voordeliger zijn
dan de uitvoeringen waarbij een extra koolstofbron moet worden toegevoegd.
Continue systemen
De configuraties voor de verschillende mogelijkheden voor stikstofverwijdering in continue
systemen zijn weergegeven in figuur 5.
27
riza
Figuur 5.
Configuraties voor nitrificatie/denitrificatie in continue systemen: nadenitrificatie (A), voordenitrificatie (B), simultane nitrificatie/denitrificatie (C),
intermitterende beluchting (D), alternerende beluchting (E).
1
nitrificatie
B -r
denitrificatie
nitnficatie
denitrificatie
nitrificatie en dcnitnficane
zuurstofgradi&n
D
nitrificatie of denitrificatie
intennitterende beluchting
denitrificatie
nitrificatie
Nageschakelde denitrificatie
Bij de nageschakelde denitrificatie wordt stikstof in de eerste sectie genitrificeerd en in de
tweede sectie gedenitrificeerd. Vanuit het oogpunt van optimale N-eliminatie is deze
volgorde niet ideaal. In de eerste sectie wordt vrijwel alle BZV uit het afvalwater verwijderd. In de tweede sectie is voor de denitrificatie alleen een rest van slecht biodegradeerbare verbindingen en de biomassa als koolstofbron aanwezig. De denitrificatiesnelheid in de
tweede sectie is zeer laag, maar kan met een externe koolstofbron wel worden verhoogd.
Voortzeschakelde denitrificatie
Voorgeschakelde denitrificatie heeft als nadeel dat het afvalwater direct al aan denitrificatie
wordt onderworpen. Via het retourslib wordt echter nitraat geretourneerd naar het kopeinde. Belangrijk voordeel is de beschikbaarheid van organische stoffen uit het afvalwater ten
behoeve van denitrificatie. Het theoretisch maximaal haalbare rendement wordt bepaald
door de recirculatiefactor. Deze factor is te vergroten door rechtstreeks vanuit het staarteinde van de installatie slib te retourneren naar de kopzijde. Het rendement is voorts afhankelijk van de verblijftijd in de anoxische zone en de denitrificatiecapaciteit van het actief-slib.
28
riza
Simultane nitrificatie/denitrificatie
Simultane nitrificatie/denitrificatie kan optreden in actief-slibsystemen waarin een zuurstofgradient aanwezig is. Dit is onder andere mogelijk in oxidatiesloten en carrousels. De
zuurstofgradient in dergelijke systemen wordt door een aantal factoren continu bei'nvloed,
zoals: de beluchtingsintensiteit, de influenttoevoer en de stroomsnelheid. Door wisselende
aanvoerhoeveelheden en daardoor wisselende ademhalingssnelheden. kan het bij deze techniek moeilijk zijn om een specifieke nitrificatie- en denitrificatiezone te behouden.
Intermitterende nitrificatie/denitrificatie
Bij intermitterende nitrificatie/denitrificatie wisselen in een tank onbeluchte en beluchte
perioden zich in de tijd af. De duur van de fasen kan hierbij worden geregeld met tijdklokken of met on-line meet-apparatuur (parameters: nitraat, ammonium, redoxpotentiaal).
Hierbij zijn twee belangrijke randvoorwaarden vereist: menging (door plaatsing van
voortstuwers) tijdens de anoxische perioden en uitbreiden van de beluchtingscapaciteit
(minder beluchtingsuren).
Altemerende denitrificatie/nitrificatie
Het alternerend nitrificeren en denitrificeren heeft onder andere zijn toepassing gevonden in
het Bio-Denitroproces. Dit proces bestaat uit twee parallelle tanks, die wisselend worden
gevoed en belucht. Het proces doorloopt hierbij vier fasen. Het retourslib gaat hierbij
steeds terug naar de tank die gevoed wordt. Door de discontinue voeding per tank ontstaat
een hoge vlokbelading tijdens de anoxische fase, wat een gunstige invloed heeft op de
slibindex.
Discontinue systemen
De configuraties voor de verschillende mogelijkheden voor stikstofverwijdering
discontinue systemen zijn weergegeven in figuur 6.
in
Intermitterende nitrificatie/denitrificatie
In een SBR kunnen nitrificatie en denitrificatie achtereenvolgens plaatsvinden in dezelfde
actief-slibtank. Denitrificatie kan alleen plaatsvinden wanneer substraat ter beschikking is,
ofwel wanneer influent aan het actief-slib wordt toegevoerd. Tijdens de influenttoevoer kan
dus worden genitrificeerd en gedenitrificeerd door intermitterend te beluchten. Door de
beluchtingsstops, in te stellen door tijdklokken en/of on-line meetapparatuur (nitraatgehalte,
redoxpotentiaal, etc), zijn ook hier twee extra randvoorzieningen nodig: mengvoorzieningen
en extra beluchtingscapaciteit. Tijdens de niet beluchte fase dient te inhoud van de tank
goed gemengd te blijven. Dit kan het best worden gerealiseerd door de installatie van
mengers in de tank. Bij toepassing van intermitterende beluchting wordt het aantal
beschikbare uren per dag voor beluchting kleiner. Omdat de zuurstofbehoefte van het
actief-slib ongeveer hetzelfde blijft, dient de inbrengcapaciteit verhoogd te worden.
29
riza
Alternerende nitrificatie/denitrificatie
In de SBR kan ook alternerende nitrificatie en denitrificatie worden doorgevoerd. Het
systeem bestaat dan uit twee (of meer) parallelle tanks, die wisselend worden gevoed en
belucht. Tijdens de voedingstoevoer naar een tank staat de beluchting uit en wordt de tank
gemengd. De andere tank wordt in de tussenliggende periode belucht. Door de discontinue
voeding ontstaat een hoge vlokbelading tijdens de anoxische fase, wat een gunstige invloed
heeft op de slibindex.
Figuur 6.
Configuraties voor nitrificatie/denitrificatie in discontinue systemen: intermitterende beluchting (A) en alternerende beluchting (B).
t >0
t-0
A
A
B
3.3.
>
beluchting aan
fr— Iii 1'hiitip m i
denitrificatie
nitrificatie
beluchting uit
beluchting aan
denitrificatie
nitrificatie
beluchting aan
beluchting uit
nitrificatie
denitrificatie
Biologische verwijdering van fosfaat
In afvalwater kan fosfor (P) in verschillende vormen voorkomen zoals orthofosfaat (P0 4 3 ',
HP0 4 2 ), polyfosfaat (bijvoorbeeld natriumhexametafosfaat: (NaP03)6) en als organisch
gebonden fosfor. In de actief-slibinstallatie wordt het organisch gebonden fosfaat omgezet
in orthofosfaat en vindt veelal ook hydrolyse plaats van polyfosfaten tot P0 4 3 '.
Fosfor is een belangrijke bouwsteen voor de bacteriecellen. Actief-slib bevat ongeveer 12% P op basis van de droge stof. In het influent van een installatie dient dan ook fosfor
aanwezig te zijn. Als vuistregel geldt dat de verhouding BZV/P in het influent van de
30
riza
installatie maximaal 100:1 dient te zijn. Dan is voldoende P aanwezig voor een goede
slibgroei.
Uit het bovenstaande is duidelijk dat zonder aanvullende maatregelen al een aanzienlijke
fosforverwijdering zal optreden via het surplusslib. Het is echter mogelijk om (nog) meer
fosfor met behulp van micro-organismen te verwijderen. Dit wordt biologische defosfatering genoemd. Biologische defosfatering berust op een activiteit van bepaalde microorganismen, zoals Acinetobacter, die in staat zijn grote hoeveelheden fosfaat in hun eel op
te nemen, de zogenaamde "luxury uptake" (meer dan de basisbehoefte). Om biologische
fosfaatverwijdering in een actief-slibsysteem te realiseren, moet het slib continu een
anaerobe en aerobe periode doormaken. Op deze wijze worden namelijk gunstige groeicondities aangebracht voor defosfaterende bacterien (STORA, 1991).
Defosfaterende bacterien zijn strikt aeroob en prefereren als substraat laagmoleculaire
verbindingen die tijdens de anaerobe periode door heterotrofe micro-organismen uit de
organische stoffen in het afvalwater worden aangemaakt. Tijdens de anaerobe periode is
Acinetobacter in staat deze laagmoleculaire verbindingen in de eel op te nemen en om te
zetten in reservestoffen zoals B-hydroxyboterzuur (PHB). De hiervoor benodigde energie
betrekt de bacterie van het in de eel opgeslagen energierijke polyfosfaat via ATP naar
ADP, waarbij het gevormde orthofosfaat (P043") in oplossing gaat. Wanneer het slib in de
aerobe zone/periode komt, dan wordt het in de eel aanwezige PHB geoxideerd, waarbij de
vrijgekomen energie o.a. wordt benut voor de opname van orthofosfaat uit de vloeistoffase
(zie ook figuur 7).
De hoeveelheid P die Acinetobacter maximaal kan opnemen, bedraagt ongeveer 10% van
de droge slibmassa. In actief-slib met defosfaterende eigenschappen worden lagere waarden
gevonden van ca. 3-7%, hetgeen echter aanzienlijk meer is dan conventioneel (nietdefosfaterend) actief-slib: 1-2 % P op droge stof basis.
De mate van biologische defosfatering hangt nauw samen met het aandeel van Acinetobacters in het actief-slib. Naarmate er meer lagere vetzuren aanwezig zijn des te hoger zal het
gehalte aan defosfaterende bacterien zijn en derhalve zal een hogere fosfaatverwijdering
optreden. Daarom wordt bij een hogere slibbelasting een hogere defosfateringsgraad bereikt
dan bij een lagere slibbelasting.
Als het influent veel en gemakkelijk biologisch afbreekbaar materiaal bevat of reeds
vergaand verzuurd is, zal de fosfaatafgifte snel en volledig verlopen. Een lage CZV/BZV,verhouding is derhalve gunstig.
Ook de BZV5/Nkj-verhouding is van invloed op de fosfaatverwijdering. Hier is een hoge
waarde gunstig omdat het uit Nkj gevormde nitraat, terugkerend met het retourslib,
gedenitrificeerd dient te worden. Als het nitraat in de "anaerobe" zone wordt gedenitrificeerd. wordt het proces van biologische defosfatering geremd. Onder anoxische condities
zal immers eerst denitrificatie optreden. De door de denitrificatie verbruikte BZV is niet
31
riza
meer beschikbaar voor de P-afgifte. Denitrificatie en P-afgifte concurreren dus om de BZV
in het influent (STORA, 1991).
De grootte van de anaerobe zone is afhankelijk van het soort afvalwater, de concentratie en
het benodigde verwijderingsrendement voor fosfaat. De hydraulische verblijftijd ligt in de
regel in de buurt van de 0,5-1 h.
Figuur 7.
Schematische weergave van de processen bij biologische fosfaatverwijdering
(Degremont. 1991).
aerobe zone
anaerobe zone
o i g m i s c h subrfrtrijUtf
Mfltttt
Wanneer het slib het fosfaat heeft opgenomen, kan het fosfaat op twee manieren uit de
installatie worden verwijderd (STORA. 1991):
- via het surplusslib;
- via het strippen van een gedeelte van het retourslib en het precipiteren van het supernatant.
3.3.1.
Biologische P-verwijdering via het surplusslib
De eerste manier bestaat uit het verwijderen van surplusslib uit het systeem. Dit surplusslib
heeft een laag droge stofgehalte (maximaal ca. 1-2%). omdat het niet via een slibindikker
tot een hoger droge stof gehalte mag worden ingedikt (zie figuur 8). In een slibindikker
32
riza
ontstaan namelijk anaerobe condities, waardoor het opgeslagen fosfaat weer vrij zal komen
(zogenaamde P-release). Om de P-release te voorkomen moet het surplusslib direct (d.w.z.
onder aerobe condities) worden ontwaterd in een decanteercentrifuge, zeefbandpers, etc..
3.3.2.
Biologische P-verwijdering via strippen/precipiteren
Bij de tweede manier om het fosfaat te verwijderen, wordt juist van de hierboven genoemde P-release gebruik gemaakt. Een gedeelte van het retourslib passeert dan namelijk juist
wel een indikker waarin achtereenvolgens de processen denitrificatie, anaerobie en
fosfaatafgifte plaatshebben. De grote hoeveelheid fosfaat in het retourslib veroorzaakt een
zeer hoge fosfaatconcentratie in het supernatant van de fosfaatstripper (waardoor het hierna
genoemde precipitatieproces efficient kan worden bedreven). Na het indikken wordt het
fosfaatrijke supernatant naar een tweede tank geleid, waar kalkmelk wordt toegevoegd.
Hier vormt zich een precipitaat (Ca3(P04),) dat via de voorbezinktank uit het systeem
wordt verwijderd. Het gestripte slib wordt naar het kopeinde van de installatie geretoumeerd (zie figuur 8).
Figuur 8.
Schematische weergave van biologische P-verwijdering via het surplusslib
(A) en biologische P-verwijdering via strippen/precipiteren.
effluent
influent
REACTOR
NBT
spuislib
retourslib
primair slib
effluent
influent
B
REACTOR
Mil
spuislib
retourslib
primair slib
fttOH)
Jj
P-gestript retourslib
33
3.4.
Haalbare effluentparameters
Bij de waterkwaliteitsbeheerders stond tot voor kort de vraag centraal wat de waterzuiveringsinstallaties minimaal aan zuiveringsrendement konden behalen. Tegenwoordig wordt,
door de steeds scherpere eisen, vaker de vraag gesteld wat de maximale zuiveringsprestaties
van de installatie(s) zijn. Met name is de aandacht gericht op het gebied van de verwijdering van biologisch moeilijk of niet afbreekbare organische verbindingen (meetbaar via de
parameters CZV en BZV5), stikstof, fosfaat en onopgeloste bestanddelen (SS). Aan deze
parameters zal in deze paragraaf aandacht worden besteed.
3.4.1.
CZV
De technisch niet-afbreekbare rest in het afvalwater kan worden bepaald uit het verschil
CZV-BZVco. Bij huishoudelijk afvalwater ligt deze rest in de buurt van de 10-20 mg/1. Het
verschil CZV-BZV, in het effluent van een biologische afvalwaterzuivering geeft dus de
onder de bestaande procestechnische omstandigheden niet-afbreekbare en langzaam
afbreekbare bestanddelen aan. Bij huishoudelijk afvalwater ligt dit verschil in de buurt van
de 25-50 mg/1 (Popel und Grohmann, 1990). Bij industrieel afvalwater wordt soms een
aanzienlijk groter verschil gemeten. Zo is in het effluent van een Nederlandse papierfabriek
een verschil van 250-300 mg/1 bekend. Dit zou kunnen worden verklaard door de aanwezigheid van onder andere (in water oplosbare en nauwelijks afbreekbare) lignines die
vrijkomen uit de pulp.
Uit literatuuronderzoek blijkt dat bij een kleiner wordende slibbelasting een lagere CZVconcentratie in het effluent kan worden bereikt. Ook valt op dat bij een dalende slibbelasting het aandeel van CZV dat tot de opgeloste fractie behoort in vergelijking tot de
gesuspendeerde fractie groter wordt (zie figuur 9).
Bij een lagere slibbelasting neemt de invloed van endogene ademhalingsprocessen toe,
waardoor de hoeveelheid (opgeloste) langzaam afbreekbare stoffen (zoals bijvoorbeeld
humuszuren) toenemen. De belangrijkste manier om de CZV-verwijdering te verbeteren,
kan worden bereikt door reactie-omstandigheden te verschaffen die het mogelijk maken om
de stoffen die onder standaard-omstandigheden langzaam afbreekbaar zijn, sneller af te
breken. Onder reactie-omstandigheden worden hier bijvoorbeeld de slibleeftijd en de
slibhoeveelheid in de zuivering verstaan. Hierbij kunnen de volgende vuistregels worden
gehanteerd (Popel und Grohmann, 1990):
- Hoe lager de maximale groeisnelheid (Pm,.,), d.w.z. hoe langzamer een bepaalde
verbinding wordt afgebroken (lage BZV5/CZV-verhouding), des te groter moet de
slibleeftijd zijn om een lage concentratie in het effluent te bereiken.
- Een verdergaande CZV-verwijdering door middel van biologische zuivering is alleen
mogelijk als de hoeveelheid biomassa in het systeem groot is (lage slibbelasting).
De mate van CZV-verwijdering is daarnaast ook afhankelijk van parameters als temperatuur. pH. voedingsstoffen. mogelijke aanwezigheid van toxische stoffen en zuurstofgehalte.
34
riza
Figuur 9.
Het CZV-gehalte in het effluent van r.w.z.i. 's in relatie tot de slibbelasting
(Popel und Grohmann, 1990).
ISO
0,05
E3
0,1
0.2
Slibt>8la9ting (kg BZV/kg slib/dag)
onopg«lo«t» CZV
0.5
opgrJtloct* CZV
Zandfiltratie als effluentpolijsting zal bij laagbelaste zuiveringssystemen slechts een gering
effect hebben (bij het goed functioneren van de nabezinker), omdat het merendeel van het
rest-CZV in opgeloste vorm aanwezig is.
Uitspoeling van slib uit de nabezinker heeft een directe invloed op het CZV-gehalte van
het effluent. Een gram van het uitspoelende organische materiaal, C5H702N, heeft een CZV
van 1,42 gram. Uitgaande van 30% anorganische stof in de suspended solids, zal 10-30
mg/1 suspended solids in het effluent van de nabezinker overeenkomen met 10-30 mg/1
CZV.
3.4.2.
BZV5
Het BZV-verwijderingsrendement is, naast allerlei andere factoren zoals (fluctuates in) de
temperatuur, pH, voedingsstoffen, mogelijke aanwezigheid van toxische stoffen en
zuurstofgehalte, afhankelijk van de slibbelasting. Bij een stijgende slibbelasting zal het
BZV-rendement dalen. Overigens is deze daling in het traject 0,05-0,15 kg BZV/kg
slib/dag slechts zeer beperkt. Geconcentreerde afvalwaterstromen leiden tot een zeer hoog
35
riza
BZV,-rendement (tot ruim 99%) in laagbelaste installaties (zie tabel 7):
Tabel 7.
Gemiddeld BZVrrendement in relatie tot de influentconcentratie (bij F/Mratio in de range van 0.05-0,15).
Influentconcentratie
(mg BZV,/1)
Effluentconcenlratie
(mg BZV^l)
BZV,-rendement
Papier- en kartonindustrie
ISO
10
93,3
Huishoudens
250
10
96,0
Vocdings- cn gcnotmiddclenindustrie
1250
10
99.2
Tankautoreinigers
1500
15-20
98,7-99.0
Type aJvaiwater
(%)
Uitspoeling van slib uit de nabezinker heeft een directe invloed op het BZV-gehalte van
het effluent. Een verhoging van het slibgehalte in het effluent tot 200 mg/1 betekent al snel
een verhoging van het BZV5-gehalte tot ongeveer 100 mg/1.
3.4.3.
N
Stikstof kan op verschillende manieren in het effluent aanwezig zijn, namelijk als organisch
gebonden stikstof (Norganjsch), ammoniumstikstof (NH4'-N) en nitriet- en nitraatstikstof (N0 2 '
-N en N03--N).
Belangrijk is om in de eerste plaats te beseffen dat de uitspoelende onopgeloste bestanddelen (suspended solids) een aanzienlijke hoeveelheid stikstof bevatten: 6-9%. Dit betekent
dat bij een goed functionerende zuivering (en nabezinker) een SS-gehalte van 10-30 mg/1
een concentratie aan organisch gebonden stikstof oplevert van 0,6-2,7 mg/1.
Ammoniumstikstof zal bij goed functionerende laagbelaste systemen slechts in lage
concentraties (ca. 1 mg/1) voorkomen omdat het via nitrificatie wordt verwijderd. Incidenteel kunnen hogere concentraties voorkomen. Deze kunnen duiden op remming van de
nitrificatie of bijvoorbeeld overdosering van ureum (wanneer normaal sprake is van een
tekort aan nutrienten).
De concentratie aan nitrietstikstof dient zeer laag te zijn in het effluent (< 1 mg/1) en zal
bij goed nitrificerende systemen ook niet worden aangetroffen. Nitriet is namelijk een
intermediair bij de nitrificatie (produkt van de eerste omzetting door Nitrosomonas: zie §
3.2.2) en denitrificatie. Omdat de tweede stap van de nitrificatiereactie sneller verloopt dan
de eerste zal geen nitriet in het effluent worden aangetroffen, tenzij er remming van de
tweede trap van de nitrificatie optreedt of de installatie zich nog in de opstartfase bevindt.
Ammoniumoxideerders (Nitrosomonas) blijken bij hogere temperaturen (meer dan 20°C)
een significant hogere maximale groeisnelheid te bezitten dan de nitrietoxideerders
(Nitrobacter).
De hoeveelheid nitraatstikstof in het effluent is sterk afhankelijk van de hoeveelheid nitraat
die via denitrificatie verwijderd kan worden in het actief-slibsysteem. Deze hoeveelheid is
36
riza
weer sterk afhankelijk van de BZV5/Nkj-verhouding van het influent. Om het nitraat te
kunnen verwijderen dient voldoende snel afbreekbaar substraat aanwezig te zijn als
koolstofbron voor de denitrificerende organismen. De BZV5/N-verhouding van het afvalwater in laagbelaste systemen dient in de praktijk minimaal 4-4,5 te zijn om voldoende
substraat ter beschikking te hebben voor een snelle, vrijwel volledig verlopende denitrificatie (STOWA. 1993a). N03"-N-gehalten van 5-10 mg/1 behoren tot de mogelijkheden (mits
een goede on-line procesregeling is geinstalleerd, zoals redoxpotentiaalmeting en/of
nitraatmeting). Wanneer de BZV/N-verhouding lager is dan 4-4,5 (met name bij anaeroob
voorgezuiverd afvalwater is dit het geval) zal het onmogelijk zijn dergelijk lage N03"-Ngehalten te bereiken tenzij een externe koolstofbron wordt toegevoegd (methanol, ethanol.
melasse, etc.) of een gedeelte van het afvalwater om de anaerobe zuivering wordt heen
geleid en rechtstreeks in de denitrificatieruimte van de aerobe zuivering wordt gedoseerd.
3.4.4.
P
Praktijkervaringen hebben uitgewezen dat fosfaat, bij een voldoende defosfaterende
capaciteit van het actief-slib, biologisch verwijderd kan worden tot een concentratie van 1
mg/1 (STORA, 1991).
Ook hier geldt weer dat het van groot belang is de hoeveelheid suspended solids beperkt te
houden in het effluent. Er bestaat immers een direct verband tussen de hoeveelheid droge
stof in het effluent en de concentratie aan PI0I. Met name bij defosfaterend slib (met een
hoog percentage P op droge stof basis) levert het gehalte aan droge stof een belangrijke
bijdrage aan de P10t-vracht van het effluent: 10-30 mg/1 d.s met 3% P zorgt bijvoorbeeld
voor een extra PIot-vracht van 0,3-0,9 mg/1.
De defosfaterende capaciteit wordt in belangrijke mate bepaald door de BZV5/P-verhouding. Deze verhouding is van belang aangezien de groei van fosfaat-accumulerende
bacterien evenredig is met de BZV5-verwijdering. Hoe hoger deze waarde, hoe eenvoudiger
het is fosfaat volledig biologisch te verwijderen. Bij biologische fosfaatverwijdering in de
hoofdstroom bepaalt de slibaanwasfactor en het maximaal te bereiken percentage P in het
slib de minimale verhouding BZV5/P waarbij al het fosfaat verwijderd kan worden. De
BZV5/P-verhouding moet minimaal 15-20 zijn om al het fosfaat biologisch te verwijderen
in systemen waarbij geen nitraat in de anaerobe zone wordt teruggevoerd. Nitraat is een
belangrijke remmende factor voor biologische defosfatering. In een onbeluchte zone,
waarbij afvalwater met een lage concentratie aan lagere vetzuren (< 50 mg CZV/1) wordt
gemengd met de nitraathoudende slibretourstroom, dient de verblijftijd 0,5-1.5 h te
bedragen (STORA, 1991).
37
riza
4.
Zuurstofbehoefte en beluchting
4.1.
Zuurstofbehoefte van actief-slib
De zuurstofbehoefte van het actief-slib bestaat uit:
- endogene ademhaling (Oe);
- substraatademhaling (Os);
- nitrificatie (On en Od);
- directe oxidatie van stoffen zoals Fe2* en S2" (0 0 )
Endogene ademhaling
De endogene ademhaling is te berekenen door de totale hoeveelheid droge stof in de
beluchtingstank te vermenigvuldigen met een factor n,. Uit onderzoek is gebleken dat voor
r\ gemiddeld een waarde van 0,1 kg 02/kg droge stof/dag kan worden aangehouden. De
waarde van n, wordt bei'nvloed door de temperatuur. Bij sterk afwijkende temperaturen
moet een correctiefactor worden ingevoerd. Bij 15-20 °C is deze factor 1, bij een temperatuur van 5-10 °C een factor 0,5 en bij een temperatuur van 30-35 °C een factor 2.
Naast de temperatuur is ook de slibbelasting van betekenis. De endogene ademhaling neemt
af naarmate de slibbelasting lager is. De oorzaak hiervan is dat bij afnemende slibbelastingen een toenemend deel van de droge stof van het actief-slib uit anorganische stoffen
bestaat. Het is dus eigenlijk beter om n, te betrekken op het organische deel van het actiefslib. Bij een slibbelasting lager dan 0,1 kg BZV/kg slib/dag zal n, ook lager zijn dan 0.1 kg
02/kg droge stof/dag (Koot. 1980 en Degremont. 1991).
Substraatademhaling
De zuurstofbehoefte voor de substraatademhaling is te berekenen door de totale hoeveelheid verwijderde BZV5 te vermenigvuldigen met factor 5. Gemiddeld kan de waarde van 5
gesteld worden op 0,5 (kg 02/kg BZV5 verwijderd) (Koot, 1980 en Degremont, 1991).
Nitrificatie/denitrificatie
Sterk gesimplificeerd luiden de reactievergelijkingen van deze processen als volgt:
Nitrificatie:
2A7// + 402 -+ 2NOa + 2H20 * 4/T
Denitrificatie: 2NO; + IH' -> N2 * H20 + 50
Uit de bovenstaande vergelijkingen blijkt dat van de 8 zuurstofatomen die voor de
nitrificatie nodig zijn er weer vijf voor biochemische readies ter beschikking kunnen
komen. Kortom:
- voor nitrificatie is nodig 4,57 g zuurstof per gram te nitrificeren stikstof (Kj.-N);
- door denitrificatie komt 2,68 g zuurstof vrij per gram te denitrificeren stikstof (N03"-N).
38
riza
De hoeveelheid zuurstof die nodig is voor de stikstofverwijdering is dus 4,57 * MN.
2,86 * MN, denitrificatie (STOWA, 1993a).
nitrificatie
Directe oxidatie van o.a. S2'
Wanneer in het afvalwater veel sulfide aanwezig is, dient rekening te worden gehouden
met de hoeveelheid zuurstof die zal worden gebruikt voor de oxidatie van het sulfide tot
sulfaat in de aerobe zuivering. Voor de oxidatie van 1 kg sulfide (S 2 ) tot sulfaat (S0 4 2 ) is
2 kg 0 2 nodig.
Totale zuurstofbehoefte
Om een indruk te geven van de verdeling van de zuurstofbehoefte (endogeen, substraat.
nitrificatie, etc.) is de volgende afvalwaterstroom als voorbeeld gekozen:
Temperatuur
Q
CZV
BZV
N„
s2-
20
500
2400
1200
240
90
°C
m3/dag
kg/dag
kg/dag
kg/dag
kg/dag
Tevens zijn de volgende installatiegegevens bekend:
Slibbelasting
Slibhoeveelheid
SurplusslibproduktiilC
N-gehalte slib
Norg-effluent
NH4'-effluent
- NOj-effluent
0,075
16000
600
0,080
2
1
7
kg BZV5/kg slib/dag;
kg slib:
kg slib/dag;
kg N/kg slib;
mg/1;
mg/1;
mg/1.
De zuurstofbehoefte kan dan als volgt worden berekend:
- od
- o„
16000*0,1
1200*0,5
4,57*{240-(600*0.08)-(500*(2+1)/1000)}
2,68*{240-(600*0,08)-(500*(2+l+7)/1000)} =
90*2
1600
600
860
500
180
kg
kg
kg
kg
kg
- o„
O e +0+(O n -O d )+0 0
2740
kg 0,/dag
- oc
- o5
- on
0 2 /dag
0,/dag
02/dag
02/dag
02/dag
Uit de bovenstaande berekening blijkt dat per kg BZV 2.3 kg O, nodig is. Dit is de
zogenaamde OC/load (zie § 2.2.).
39
riza
4.2.
Zuurstoftoevoervermogen
Onder het zuurstoftoevoervermogen (Oxygenation Capacity, OC) van een beluchtingssysteem wordt de hoeveelheid zuurstof in grammen verstaan, die dit systeem per uur in 1 nr'
zuurstofvrij water kan brengen (bij 10 °C). De OC van beluchtingsapparatuur wordt door
de leverancier in het algemeen bepaald in schoon water, wegens de moeilijk te kwantificeren interferentie met actief-slib.
Om de OC te berekenen in een mengsel met actief-slib dient de OC bepaald in schoon
water te worden gecorrigeerd met de zogenaamde a-waarde. Afhankelijk van het beluchtingssysteem en het type afvalwater kan de a-waarde varieren van 0,4 tot 1,5.
Hydrofobe stoffen en met name detergenten zijn geconcentreerd in de grensvlakken tussen
water en lucht en kunnen daardoor de diffusie van zuurstof door de grensvlakken doen
afnemen. Daartegenover staat dat dergelijke stoffen de oppervlaktespanning van het water
verlagen waardoor bij gelijkblijvend energieverbruik meer grensvlakken kunnen worden
gecreeerd. Bij de beluchting met fijne bellen wordt de a-factor het meest ongunstig
bei'nvloed door de aanwezigheid van detergenten (a-waarde: 0,6-0,8). Indien oppervlaktebeluchters worden toegepast kan dikwijls een verhoging van de OC worden geconstateerd.
Gewoonlijk wordt de a-waarde bij oppervlaktebeluchters op 1 gesteld.
De bedoeling van de bepaling van de OC-waarde (door de leverancier) is de verschillende
beluchtingssystemen met elkaar te vergelijken. De uiteindelijke keuze kan echter niet alleen
op grond van de OC worden gemaakt, omdat:
- er verschil is tussen de OC bepaald in schoon water en de OC bepaald in het mengsel
van actief-slib en afvalwater (de hierboven besproken a-waarde);
- de grootte van het volume water en de geometrie van de beluchtingstank mede bepalend
zijn voor het zuurstoftoevoervermogen;
- het bedrijf eigenlijk niet gei'nteresseerd is in een hoge OC-waarde, maar wel in hoeveel
energie die het kost om de zuurstof in het actief-slibmengsel te brengen (zuurstofrendement: kg 0 2 /kWh).
4.3.
Beluchtingssystemen
De belangrijkste functie van beluchtingsapparatuur in de aeratietank is het verstrekken van
voldoende zuurstof aan de micro-organismen in het actief-slib. Tevens zorgen de beluchtingssystemen voor een intensieve menging van slib en (afval)water waardoor de afbraak/omzettingsreacties sneller verlopen.
Beluchtingsapparatuur kan worden onderverdeeld in vier belangrijke groepen:
- apparatuur voor het inblazen van gecomprimeerde lucht (fijnbellenbeluchting en grove
bellenbeluchting);
- oppervlaktebeluchters;
40
riza
- ondergedompelde jet beluchters;
- apparatuur voor het inblazen van zuivere zuurstof.
De voornaamste factoren die van belang zijn bij de keuze van beluchtingssystemen zijn:
- de benodigde zuurstoftoevoer;
- de turbulentie;
- de mogelijke "shear"-effecten
(mechanische beschadiging van slib door beluchtingsapparatuur);
- de energiekosten;
- de bedrijfszekerheid;
- de onderhoudskosten.
4.3.1.
Gecomprimeerde lucht
Bij deze beluchtingsmethode wordt lucht onder druk in de beluchtingsruimte gebracht. De
gecomprimeerde lucht wordt door keramisch of kunststof materiaal geperst met openingen
van 0,1 mm waaruit bellen ontwijken met een diameter van ca. 2 - 2,5 mm. Bij fijnbellenbeluchting is het mogelijk om per m stijghoogte 8-15 g zuurstof vanuit 1 m3 lucht naar de
waterfase te laten diffunderen. Bij grove bellenbeluchting ligt dit minstens een factor 2-3
lager.
Hieronder wordt ter illustratie de benodigde luchthoeveelheid (voor een fijnbellenbeluchtingsysteem) berekend, aan de hand van de totale zuurstofbehoefte bepaald in § 4.1.:
- Olol
:
Oe+Os+(On-Od)+00
=
2740
kg 0 2 /dag
De totale zuurstofbehoefte moet nog worden gecorrigeerd voor de a-factor (zie § 4.2.).
Deze is vaak niet bekend voor industrieel afvalwater zodat een (in)schatting moet worden
gemaakt. Verondersteld wordt dat a = 0,8, zodat:
- 0,0I.
:
OJa
=
2740/0.8
=
3425
kg 02/dag
Het benodigde luchtdebiet (QL) kan dan worden berekend als de stijghoogte (d) van de
bellen (de gemiddelde waterkolomhoogte in een beluchtingstank) bekend is. Bij een
continue installatie is d gelijk aan de constante waterdiepte in de beluchtingstank. Bij een
discontinue installatie moet vanwege de varierende waterdiepte een gemiddelde worden
berekend tussen het minimum waterniveau en het waterniveau na de Fill-fase (zie § 2.3). In
dit voorbeeld is d gesteld op 5 m. Bij dit voorbeeld is aangehouden dat per m stijghoogte
10 gram zuurstof vanuit 1 nr lucht naar de waterfase diffundeert (k). Bij grove bellenbeluchting ligt dit minstens een factor 2-3 lager.
- Qi.
:
0lot./(k*d)
=
((3425/(0,010*5)
41
=
68500
NnvVdag
riza
Het luchtdebiet (QL) moet, o.a. om de capaciteit van de blowers te bepalen. worden
uitgedrukt in Nnr/h. Hiervoor dient het aantal beluchtingsuren bekend te zijn. Bij continue
installaties bedraagt het aantal beluchtingsuren 24 h per dag, tenzij intermitterend (beluchtingsstops t.b.v. denitrificatie) wordt belucht. Bij discontinue installaties moet naast de
benodigde denitrificatietijd ook nog worden gecorrigeerd voor de bezink- en aflaatperiode
(waarin immers ook geen beluchting plaatsvindt). Bij deze installatie is de werkelijke
beluchtingstijd gesteld op 16 h.
- QL
:
68500/16
=
4300
Nm3/uur
In de praktijk wordt slechts een gering gedeelte van de aangevoerde zuurstof in de
beluchtingsruimte opgelost. De aangevoerde lucht bevat immers 21 % 0 2 (volumepercentage). In 1 m3 lucht zit 210/22.4 = 9,375 mol O, = 0,3 kg 0 2 . Met de aangevoerde lucht is
68500 x 0.3 = 20.550 kg 02/dag de beluchtingsruimte gepasseerd, terwijl slechts 2740 kg
02/dag (ca. 13%) werkelijk is opgelost. Bij grove bellenbeluchting bedraagt het percentage
opgeloste zuurstof slechts enkele procenten van de aangevoerde zuurstof.
De beluchtingsruimtes waarin fijnbellenbeluchting wordt toegepast zijn relatief diep (> 4
m), waardoor de afstand waarover de luchtbellen moeten stijgen relatief lang is. Vanzelfsprekend zal als de stijghoogte van de luchtbellen toeneemt de luchtdruk groter moeten
zijn, hetgeen extra energie kost. Bovendien zal de toename van de temperatuur (AT) van de
ingebrachte lucht hoger worden (door de weerstand in blowers, leidingen/appendages en
beluchtingselementen), waartegen het toegepaste materiaal van de beluchtingselementen wel
bestand dient te zijn. De kunststof beluchtingselementen worden zowel in buisvorm ("tube
aerator") als schotelvorm ("dome aerator") toegepast. Bij de keramische elementen bestaat
daarnaast ook nog een vlakke plaatvorm ("plate aerator"). De kunststof membranen hebben
in toenemende mate de keramische elementen vervangen. Keramische elementen hebben de
vervelende eigenschap snel te vervuilen, zeker wanneer intermitterende beluchting wordt
toegepast. De ervaringen met kunststof membranen zijn positief, hoewel de standtijden
genoemd door de leveranciers (4 jaar en meer) in de praktijk zelden worden gehaald.
Scheurtjes in de membranen en verstopping van de porien (onvoldoende afsluiting bij
beluchtingsstops) zijn de belangrijkste problemen. Fijnbellenbeluchting met kunststof- of
keramische membranen is zeker niet voor elk type afvalwater geschikt. Bij de chemische
industrie kunnen stoffen aanwezig zijn die het (kunststof)membraan aantasten, waardoor
deze zijn stevigheid verliest. Ook kunnen bij sommige afvalwaterstromen de membranen
snel dichtslibben door de precipitatie van calciumcarbonaat (CaC03).
Voor het opwekken van de gecomprimeerde lucht zijn compressoren of blowers nodig.
Behalve de druk van de bovenstaande waterkolom in de beluchtingsruimte moet ook de
weerstand in de leidingen en appendages worden overwonnen. Voordat de lucht in de
blowers komt, moet zij door een filter worden gevoerd om beschadiging van de blowers
en verstoppingen van de elementen te voorkomen. De regeling van het luchtdebiet
geschiedt vaak door het stapsgewijs (2-toeren) in- of uitschakelen van de blowers/compres-
42
riza
soren. Met een (dure) frequentieregelaar is een traploze regeling mogelijk.
Het beluchtingssysteem wordt vaak als vaste opstelling aan de bodem van de beluchtingstank gemonteerd. De beluchters dienen perfect waterpas te worden gemonteerd op de
verdeelleidingen om een egaal beluchtingsbeeld te verkrijgen. Bij zuiveringen met een
dergelijke vaste opstelling kunnen de elementen alleen worden gewisseld door het uit
gebruik nemen van de beluchtingstank. Dit kan bij vervangingswerkzaamheden ernstige
consequenties hebben voor het ontvangende oppervlaktewater. Bij beoordeling van
zuiveringsinstallaties dient te worden onderzocht of dit "normale" onderhoud zonder al te
grote moeilijkheden kan worden uitgevoerd of dat een ophaalbaar beluchtingsnet tot de
mogelijkheden behoort.
De blowers en compressoren hebben een hoog geluidsniveau. Dit kan worden beperkt door
toepassing van een geluiddempende omkasting en de plaatsing van de beluchtingsapparatuur in een (afzonderlijk) deel van de bedieningsruimte.
4.3.2.
Oppervlaktebeluchters
Oppervlaktebeluchters zijn de laatste jaren duidelijk populair geworden bij industriele
zuiveringen. Deze populariteit is gemakkelijk te verklaren: oppervlaktebeluchters zijn zeer
gemakkelijk te verwisselen bij onderhouds- of vervangingswerkzaamheden en kunnen in
tegenstelling tot fijnbellenbeluchting niet/nauwelijks verstoppen. Ook kan bij leveranciers
vaak gemakkelijk tijdelijk extra beluchtingscapaciteit (bijvoorbeeld in de zomermaanden) in
de vorm van oppervlaktebeluchters worden gehuurd. Belangrijk is om te onderkennen dat
er ook nadelen zijn:
- door opspattend water treedt vorming van aerosolen op;
- geluidshinder van de motoren;
- mogelijke shear-effecten (met name bij waaiers met een hoog toerental waardoor
slibvlokken uiteenvallen);
- boven een bepaalde tankdiepte (afhankelijk van type) niet toepasbaar;
- zuurstofinbrengend vermogen (kg 02/kW) soms laag.
De eerste twee nadelen kunnen worden opgevangen door gedeeltelijke overkapping van de
beluchtingstanks.
Hieronder worden de drie belangrijkste typen oppervlaktebeluchters besproken, gekenmerkt
door (zie ook figuur 10):
a.
b.
c.
verticale as. laag toerental;
verticale as, hoog toerental:
horizontale as, laag toerental.
43
riza
Figuur 10.
Oppervlaktebeluchters en jet/straalbeluchters.
B
Oppervlaktebeluchter
verticale as, laag toerental
W-aWa$W*ta%ai
Oppervlaktebeluchter
verticale as, hoog toerental
Oppervlaktebeluchter
horizontale as, laag toerental
Jet/straalbeluchter
Verticale as, laag toerental
Deze beluchters bestaan uit een trechtervormige of schotelvormige waaier die door een
verticale as wordt aangedreven. Deze beluchters fungeren als een pomp met een grote
capaciteit en een zeer geringe opvoerhoogte: alle hebben zij gemeen dat de vloeistof van
onder af wordt aangezogen en zijdelings over het vloeistofoppervlak wordt weggeworpen.
De belangrijkste componenten zijn de motor, de overbrenging en de waaier (30-60 tpm).
Motoren zijn beschikbaar van ongeveer 2-110 kW. De waaiers varieren in diameter van
0,9-3,7 m. Deze beluchters zijn geschikt om de inhoud van grote beluchtingsbassins in
beweging te brengen en kunnen worden toegepast tot een diepte van ongeveer 5,5 m. Deze
beluchters worden veelal aan een brug gemonteerd of eventueel drijvend.
Verticale as, hoog toerental
Deze beluchters worden direct aangedreven door een elektromotor (750-1500 tpm). De
waaier, veelal in een korte buis is geplaatst, heeft een kleine diameter. Deze relatief
goedkope beluchters worden veelal afgeleverd met een of meer drijflichamen zodat ze
gemakkelijk in een beluchtingstank zijn (bij) te plaatsen (ook als extra beluchtingscapaci-
44
riza
teit). Deze beluchters hebben als nadeel hun relatief lage rendement: zelden hoger dan 1,4
kg 02/kWh. Deze units worden geproduceerd in een range van 2-50 kW (en soms nog
groter). Deze beluchters worden veelal d rij vend uitgevoerd en zijn geschikt voor beluchtingsbassins met een maximale diepte van 4-5 m.
Horizontale as. laag toerental
In oxidatiesloten en andere vormen van actief-slibcircuits worden dikwijls rotoren toegepast. Rotoren bestaan uit een horizontale roterende as waarop uitstekende kammen of
hoekijzers zijn geplaatst. Door de rotor wordt ook de benodigde horizontale stroomsnelheid
van 25-30 cm/s van het actief-slibmengsel opgewekt. In de praktijk blijkt deze snelheid
verzekerd te zijn indien de inhoud van de sloot niet meer dan 150 m3/m rotor bedraagt.
Rotoren komen voor in diameters van ongeveer 0,4-1 m. De lengte van de rotor wordt
onder meer door de vereiste beluchtingscapaciteit bepaald (en begrensd door lagerafstand).
4.3.3.
Ondergedompelde jet beluchters
Deze systemen zijn geplaatst op de bodem van de beluchtingstank en bestaan uit een
hoogtoeren rotor (direct aangedreven door een elektromotor) die atmosferische luchtzuurstof aanzuigt en deze stukslaat tot fijne luchtbellen in de weggepompte waterstroom.
Jet beluchters hebben een relatief lage energie-efficientie vanwege de beperkte aanzuigcapaciteit (max. 1 kg 02/kWh). Bij diepere tanks zijn jet beluchters ongeschikt. tenzij er
gecomprimeerde lucht op wordt gezet. Het rendement zal dan volgens de leveranciers
belangrijk toenemen (> 2 kg 02/kWh).
4.3.4.
Zuivere zuurstof
Om in de zuurstofbehoefte van het actief-slib te voorzien, kan ook zuivere zuurstof worden
toegepast. In principe zijn er een tweetal systemen: open en gesloten. In open systemen
wordt de zuurstof via een venturi-injector in een continue recyclestroom van en naar de
"conventionele" open actief-slibsysteem gevoerd. Ook kan de zuivere zuurstof via fijnbellenbeluchtingssystemen worden ingebracht.
Bij gesloten systemen wordt meestal in de ruimte boven de vloeistof een hoge partiele druk
van zuurstofgas gehandhaafd. De zuurstof wordt met behulp van oppervlaktebeluchters
(laag toeren) in het actief-slibmengsel gebracht.
Het inbrengen van zuurstofgas in het actief-slibmengsel heeft de volgende voordelen:
- minder strippen van vluchtige stoffen;
Het gasvolume dat door het actief-slibmengsel moet worden geleid is klein ten opzichte
van conventionele installaties.
- minder schuimvorming;
Dit is met name een voordeel bij (chemische) bedrijven, waarbij het afvalwater een hoge
concentratie detergenten bevat.
- een grotere reactiviteit per eenheid biomassa:
45
riza
Door de hoge zuurstofconcentraties in het actief-slibmengsel zal een groter gedeelte van
de actief-slibvlokken volledig aeroob blijven. Dit leidt tot een grotere reactiviteit (geen
zuurstoflimitatie). waardoor een reductie kan worden bereikt in het te bouwen reactievolume.
Actief-slibsystemen met zuivere zuurstof worden in Nederland, ondanks bovengenoemde
voordelen, slechts beperkt toegepast om de volgende redenen:
- minder CO, wordt gestript (vergeleken met conventionele beluchtingssystemen);
De bacterien produceren C0 2 dat door het geringe gasvolume nauwelijks uit het actiefslibmengsel wordt gestript. Hierdoor daalt de pH:
C0 2 + H 2 0 & H 2 C0 3 *± W + HC0 3 -.
Door deze pH-daling kunnen problemen optreden met de beheersing van bijvoorbeeld de
stikstofverwijdering. Ook kunnen ernstige corrosieproblemen optreden. wanneer geen
afdoende maatregelen zijn getroffen (zoals het coaten van de beluchtingstanks).
- exploitatiekosten;
Deze zijn hoger dan van conventionele beluchtingssystemen.
4.4.
Energie-efficientie van beluchtingssystemen
Reeds eerder in dit hoofdstuk is aangegeven dat de energie-efficientie een belangrijk
criterium is bij de keuze van beluchtingssystemen. Het is daarom interessant om een
onderlinge vergelijking te maken van de energie-efficientie van verschillende systemen,
uitgedrukt in kWh/kg 0 2 (tabel 8).
Tabel 8.
Energie-efficientie van verschillende beluchtingssystemen (naar Koot, 1980
en Eckenfelder, 1980)
Bcluchlingssysu-em
kg O./kWh
Fijn bellen beluchting
1.3-2,0
Grove bellen beluchting
0.7-1.3
Rotoren (horizontale as. laag toeren)
1.3-1.8
Oppervlaktebeluchters (verticale as. laag tocrcn)
1.4-2.0
Oppervlaktebeluchters (verticale as. hoog toeren)
0.9-1.4
Ondergedompclde jet beluchters
1.0
Belangrijk is om te beseffen dat de energie-efficientie zelden het enige criterium is waarop
de systeemkeuze wordt gemaakt (zie ook § 4.3). Zo zijn oppervlaktebeluchters en rotoren
niet toepasbaar in diepe bassins (> 5 m) en kan fijnbellenbeluchting niet worden toegepast
in installaties waar veel calciumcarbonaat (CaC03) kan neerslaan.
46
riza
5.
Slibbezinking
5.1.
Nabezinkingsproces
De belangrijkste functie van het nabezinkingsproces is de afscheiding van actief-slibdeeltjes
uit het slibwatermengsel. Dit is (vaak) de laatste stap om een goed gezuiverd effluent te
verkrijgen en daarom een zeer belangrijke schakel in het actief-slibproces. In de tweede
plaats heeft het nabezinkingsproces als functie de verzameling en indikking van het slib dat
als retourslib of spuislib uit de nabezinktank wordt afgevoerd: de slibconcentratie in de
beluchtingsruimte kan slechts op peil worden gehouden indien het slib dat uit de nabezinktank wordt teruggevoerd voldoende ingedikt is. Snelle ruiming van het afgescheiden slib is
een vereiste, indien de kans bestaat op slibflotatie als gevolg van denitrificatie (STORA,
1981).
Het slibbezinkingsproces is complex en dynamisch van aard. De complexiteit wordt
veroorzaakt door verschillende processen (zoals flocculatie en dichtheidstromingen), die
zich naast elkaar en in onderlinge afhankelijkheid tijdens de nabezinking afspelen. Zo
wordt de flocculatie van slibvlokken sterk bei'nvloed door de hydraulische condities in de
tank, tot uitdrukking komend in bijvoorbeeld vloeistofsnelheid en turbulentie. Fysische
factoren zoals het temperatuurverschil tussen influent en tankinhoud zijn van invloed op dit
proces. De constructie van de tank en de mechanische aspecten van het nabezinkproces,
zoals de slibruiming, bei'nvloeden bovenstaande werking. Bovendien is nabezinking een
dynamisch proces, waarbij voortdurend slib/watermengsel wordt aangevoerd en een
effluent- en slibstroom wordt onttrokken. Hieronder zijn in tabel 9 de belangrijkste
variabelen weergegeven die de afscheiding van het actief-slib in een nabezinktank bepalen.
label 9.
Variabelen die de slibafscheiding beinvloeden (STORA, 1981).
Afvalwaterparamcters
debiet
temperatuur
Tankvariabclcn
oppervlakte- en oppcrvlaklebelasling
diepte
meslengtc-. -positie en -belasting
inloopconstructic
tankconflguralic
slibruimsysteem
hydraulisch profiel
golf- en windinvloedcn
Slibvariabclen
slibbelasting
bczinksnclheid
slibindex
nilrificatiecapacilcit
retourslibstroom
Biologische variabelen
actie f-sl ibprocestype
BZV-belasting
47
riza
5.2.
Nabezinkers
Bij de dimensionering dient aandacht te worden besteed aan de volgende punten (STORA,
1981 en STOWA, 1993b):
- vorm;
- bezinkeigenschappen van het slib;
- ontwerpparameters;
- drijflaagverwijdering.
Vorm
Nabezinkers kunnen zowel rond als rechthoekig zijn. De ronde vorm wordt het meest
toegepast (op grond van civieltechnische, hydraulische en economische overwegingen), met
een diameter tussen de 10 en 30 m. Ronde tanks met een geringe diameter (<10 m) geven
veel kans op kortsluitstroming. Ook tanks met een zeer grote diameter (> 35 m) zijn niet
optimaal, omdat deze gevoelig zijn voor windinvloeden. In sommige gevallen worden grote
nabezinktanks dan ook overkapt.
Figuur 11.
Dwarsdoorsnede door ronde nabezinktank.
A.
influentbuis
a
overstonrand
B.
retourslibbuis
p.
slibnumerbnijt
C.
duikschot
0.
slibzak
D.
deflectieschot
48
riza
Ronde horizontaal doorstroomde nabezinktanks worden in Nederland veelal als volgt
geconstrueerd (zie ook figuur 11):
- de invoer van het slib/watermengsel verloopt via een centrale inlooptrommel;
- het effluent wordt aan de periferie van de tank onttrokken;
- over de bodem (helling 1:12) loopt een mechanisch aangedreven schraperruimer die het
slib door middel van een gebogen ruimerblad in een centraal gelegen slibzak deponeert;
- de kantdiepte varieert van 1,5 tot 2,0 m, afhankelijk van de diameter van de tank en de
ligging van de effluentgoot.
Bezinkeigenschappen van het slib
Het is bij de dimensionering van een nabezinker goed om te realiseren dat de bezinkeigenschappen van actief-slibdeeltjes in een installatie sterk kunnen varieren. Actief-slibdeeltjes
hebben een soortelijk gewicht dat vrijwel gelijk is aan dat van water. Dit betekent dat een
verhoogde dichtheid en viscositeit van het afvalwater onder wintercondities al een
negatieve invloed kan hebben op bezinking van het actief-slib. Ook veranderingen in
hoeveelheid en soortelijke dichtheid van onopgeloste deeltjes die de voorbehandeling zijn
gepasseerd, kunnen effect hebben op de bezinking van het actief-slib. Dit soort effecten
kunnen o.a. optreden bij wijzigingen in het grondstoffen- en/of hulpstoffenpakket van een
bedrijf. Ten slotte kunnen de bezinkeigenschappen van het slib sterk varieren door veranderingen in de microbiele samenstelling van de slibvlok.
Uit het bovenstaande blijkt dat conservatieve ontwerpcriteria noodzakelijk zijn om te
voorkomen dat regelmatig slibuitspoeling zal optreden.
Ontwerpparameters
Het dimensioneren van een bezinkinrichting zonder het uitvoeren van bezinkproeven moet
zoveel mogelijk worden vermeden. Wanneer echter geen bezinkproeven kunnen worden
uitgevoerd (geen pilot-plantschaal zuivering aanwezig) dan kunnen de onderstaande
ontwerpnormen voor de nabezinker worden toegepast (tabel 10).
Tabel 10.
Globale ontwerpnormen voor nabezinktanks (Koot, 1980 en STORA, 1981)
Parameter
l.cnheid
Grootte
Oppervlaktebelasting
m7(nr.h)
0,5-1,5
l/(m;.h)
300-400
Mesbelasting
m'/m.h
3-7
Kantdiepte
m
1,5-2.5
I Slibvolumebelasting
Met behulp van de ontwerpnorm voor de oppervlaktebelasting (qA =Q/A) kan, wanneer het
afvalwaterdebiet (Q) bekend is, het benodigde oppervlak (A) worden berekend. Omdat
slibuitspoeling altijd voorkomen moet worden. dient de oppervlaktebelasting gebaseerd te
zijn op de pieken in het afvalwaterdebiet van een bedrijf (tenzij deze pieken in een buffer
49
riza
worden afgevlakt). De oppervlaktebelasting heeft een zeer grote invloed op het bezinkproces. De oppervlaktebelasting is echter een onvoldoende maatstaf om een nabezinker te
dimensioneren: zo kan in het ene geval bij een oppervlaktebelasting van 0,5 m/h sliboverstort optreden en in het andere geval bij 1,5 m/h een evenwichtssituatie worden bereikt.
De slibvolumebelasting (vsA in l/(m2.h)) is het produkt van de oppervlaktebelasting (qA).
het actief-slibgehalte (GJ en de slibvolume-index (Isv). De slibvolume-index is het volume
in ml dat wordt ingenomen door een hoeveelheid actief-slib met een droogrest van 1 gram,
na een bezinktijd van 30 minuten. De vsA is geintroduceerd om naast de oppervlaktebelasting ook de aanvoerconcentratie van het slib en de slibbezinkbaarheid in een parameter
onder te brengen (STORA, 1981). De toelaatbare slibvolumebelasting is afhankelijk van
slibvolume (VSV), zoals in onderstaande tabel 11 is weergegeven.
Tabel 11.
De toelaatbare slibvolumebelasting (vsj in relatie tot het slibvolume (VSJ
(STORA, 1981).
Slibvolume (VSJ
Toelaatbare slibvoluincbclasling (vsA)
< 300
ml/1
300
l/(m:.h)
300-600
ml/1
200+1/3 VSV
l/(mMi)
>600
ml/1
400
l/(nr h)
De slibverblijftijd in een nabezinker is zeer belangrijk. Bij N-houdende afvalwaterstromen
kan bij lange verblijftijden (>3-4 h) en met name bij hogere temperaturen denitrificatie
optreden in de nabezinker met als gevolg het floteren en uitspoelen van het slib.
Ook de zogenaamde mesbelasting speelt een rol in het effect van een nabezinktank. De
mesbelasting (Q/l0) kan worden berekend uit het debiet Q (m3/h) en de totale lengte van de
overstortrand 1„ (m). De mesbelasting wordt in Nederland nauwelijks meer gehanteerd als
ontwerpparameter voor ronde (en relatief ondiepe) nabezinktanks. De STORA-richtlijn voor
ronde nabezinktanks adviseert in alle gevallen, onafhankelijk van de mesbelasting om een
enkele perifere overstortrand te construeren.
De diepte van horizontaal doorstroomde nabezinkers bedraagt bij voorkeur ca. 2 m, behalve
bij grote tanks (dieper om windinvloeden tegen te gaan). In Nederland zijn grote kantdiepten vaak moeilijk te realiseren vanwege de hoge grondwaterstand. Het is noodzakelijk om
tijdens de constructie een (dure) ontwatering toe te passen en bovendien bestaat het gevaar
van opdrijven van de tanks bij het leegzetten tijdens onderhoudswerkzaamheden.
Drijflaagverwijdering
Of voorzieningen (skimmers) getroffen moeten worden om mogelijke drijflagen van de
nabezinkers te verwijderen, zal sterk afhangen van de karakteristieken van het inkomende
afvalwater. de mate van voorbehandeling van het afvalwater en de configuratie van het
zuiveringssysteem. Met name als een goede voorbehandeling ontbreekt, zijn skimmers in
veel gevallen onmisbaar.
50
riza
6.
Trouble shooting
6.1.
Problemen met de efflucntkwaliteit
6.1.1.
pH
Richtlijn
De pH-waarde moet zich bevinden tussen 6,5-9.0. In dit pH-traject vindt geen of nauwelijks remming plaats van de verschillende omzettingsreacties.
Afwijkingen
Bij laagbelaste. stikstofverwijderende systemen wordt soms een te lage pH-waarde (< 6,5)
aangetroffen. Dit wordt veroorzaakt door een hoog nitraatgehalte (en een laag bufferend
vermogen van het actief-slibsysteem). Er zal meer nitraat middels denitrificatie moeten
worden verwijderd. De beluchtingsregeling moet dan worden aangepast (langere of meer
beluchtingsstops).
Ook bij actief-slibsystemen waar zuivere zuurstof wordt toegepast, kunnen te lage pHwaarden optreden. Het door bacterien geproduceerde C0 2 wordt onvoldoende uit de
waterfase gestript. De mogelijkheid om de pH te verhogen middels natronloog en/of
kalkmelk zijn vaak beperkt (grote hoeveelheden nodig). Het C0 2 kan ook door luchtstrippen worden verwijderd. Dit is echter lang niet altijd mogelijk. Bij afvalwater met veel
detergenten kan dit leiden tot schuimvorming. Ook is bij een praktijkinstallatie van een
chemisch bedrijf gebleken dat het kortstondig (ca. 24 h) inleiden van lucht heeft geleid tot
het afsterven van een groot deel van het actief-slib, waardoor grote problemen ontstonden
bij de bedrijfsvoering. De oorzaak van het afsterven van het actief-slib is onbekend.
6.1.2.
CZV
Richtlijn
Een algemene richtlijn voor het CZV-gehalte van het effluent van een laagbelaste installaties is niet te geven. De organische verbindingen in het effluent kunnen worden onderverdeeld in de volgende groepen (STORA, 1988):
a)
b)
Opgeloste biologisch afbreekbare organische verbindingen:
organische verbindingen die nog niet zijn afgebroken;
tussenprodukten van de biologische afbraak (gedeeltelijk geoxideerd/gehydrolyseerd);
bacteriecomponenten (vrijgekomen bij celafsterving).
Onopgeloste biologisch afbreekbare organische verbindingen:
tijdens de zuivering ontstaan en niet afgescheiden;
colloidale organische stof aanwezig in het effluent, niet biologisch gezuiverd
51
riza
en afgescheiden.
Niet biologisch afbreekbare organische verbindingen:
oorspronkelijk in het influent aanwezig;
bijprodukten van de biologische afbraak (zogenaamde slijmcomponenten).
c)
Het CZV-gehalte in het effluent is dus sterk afhankelijk van het soort afvalwater en de
concentraties van (moeilijk afbreekbare) stoffen. Een inschatting kan soms worden verkregen door produktieprocessen met eenzelfde inzet van grond- en hulpstoffen en een
overeenkomend specifiek waterverbruik te vergelijken.
Afwijkingen
De werkingsgraad van de CZV-verwijdering is afhankelijk van een groot aantal factoren,
zoals:
- slibbelasting:
- temperatuur:
- pH:
- nutrienten:
- niet-afbreekbare stoffen:
- toxische stoffen:
zuurstofgehalte:
zoutconcentratie:
een (te) hoge slibbelasting leidt tot een verminderd CZVrendement;
bij een lage temperatuur (< 15 °C) loopt de biologische
activiteit terug, waardoor het rendement kan dalen. Bij een
te hoge temperatuur (> 35-38 °C) kan het rendement eveneens sterk dalen: de processtabiliteit neemt af;
de pH dient binnen een bepaalde range te liggen (6,5 < pH
<9);
wanneer te weinig N, P en micro-nutrienten aanwezig zijn,
zal het CZV-verwijderingsrendement sterk dalen.
de technisch niet-afbreekbare rest in het afvalwater kan
worden bepaald uit het verschil CZV-BZVco. De concentratie die uiteindelijk in het effluent wordt bereikt is sterk
afhankelijk van de mogelijke adsorptie van niet-afbreekbare
verbindingen aan het actief-slib;
een te hoge concentratie aan deze verbindingen zal leiden
tot een (sterk) verminderd CZV-verwijderingsrendement.
Overigens zijn de heterotrofe bacterien vaak veel minder
gevoelig dan nitrificerende bacterien: bij een toename van
de concentratie aan toxische verbindingen zal daardoor eerst
de nitrificatie worden geremd (toename NH4*) en pas daarna de afbraak van organische koolstofverbindingen (toename CZV-gehalte).
het zuurstofgehalte dient voldoende hoog te zijn tijdens de
beluchtingsperioden (1,5-2 mg/1);
uit de praktijk is bekend dat hoge zoutconcentraties in het
afvalwater (20 g/1 S042") leidt tot gedispergeerde groei van
het actief-slib (uitspoeling uit het systeem);
52
Wmmm
- werking nabezinker:
6.1.3.
riza
doorslag van slib vanuit de nabezinktank naar het effluent
leidt tot een toename van het CZV-gehalte. De oorzaken
zijn in twee groepen onder te verdelen. namelijk oorzaken
die verband houden met het ontwerp en/of bedrijfsvoering
van de nabezinktank (zie § 6.1.6) en oorzaken die verband
houden met de kwaliteit van de biomassa (zie § 6.2).
BZV
Richtlijn
Als richtlijn voor het BZV5-gehalte van een goed functionerende laagbelaste actief-slibinstallatie kan gemiddeld 10 mg/1 worden aangehouden.
Afwijkingen
Het BZV-verwijderingsrendement is van dezelfde factoren afhankelijk als het CZVverwijderingsrendement. Alleen de factor niet afbreekbare (organische) verbindingen speelt
geen rol, omdat deze verbindingen niet worden meegenomen in de BZV5-bepaling.
6.1.4.
N
Richtlijn
In een laagbelaste installatie worden de aanwezige stikstofverbindingen vrijwel volledig
genitrificeerd. In het effluent van de installatie mag slechts 1-5 mg NH/-N/1 worden
aangetroffen en vrijwel geen N02"-N (< 1 mg/1). Het N03'-N-gehalte is sterk afhankelijk
van de hoeveelheid BZV die beschikbaar is voor denitrificatie. Bij een BZV/N-verhouding
van meer dan 5 is vrijwel volledige denitrificatie mogelijk. Lage Ntot-waarden (< 10-15
mg/1) zijn dan mogelijk (dit is wel afhankelijk van de Nkj-influentconcentratie).
Afwijkingen
De afwijkingen worden hier behandeld naar type stikstofverbinding. Tevens wordt
verwezen naar figuur 12.
- NH/-N:
- N0 3 '-N:
- N0 2 '-N:
bij een te hoog ammoniumgehalte in het effluent moet meer
of langer worden belucht. Ook moet de (slib-)belasting van
de installatie worden gecontroleerd. Soms duidt een hoog
ammoniumgehalte op remming van de nitrificatie door de
aanwezigheid van toxische verbindingen (organische microverontreinigingen of zware metalen).
bij een te hoog nitraatgehalte moet langer worden gedenitrificeerd. De denitrificatie is over het algemeen veel minder
gevoelig voor toxische verbindingen dan de nitrificatie.
een hoog nitrietgehalte wijst op remmingen van het nitrifi-
53
riza
catieproces (remming van de tweede trap van de nitrificatie). Ook tijdens de opstartfase van een nitrificerend systeem treedt een piek in het nitrietgehalte op (de bacterien
van de eerste trap, Nitrosomonas, groeien wat sneller dan
de bacterien van de tweede trap. Nitrobacter).
6.1.5.
P
Richtlijn
In een goed functionerende laagbelaste actief-slibinstallatie kan middels biologische Pverwijdering, bij BZV5/P-verhoudingen van 15-20, een PIOI-concentratie in het effluent
worden bereikt van gemiddeld 1-2 mg/1.
Afwijkingen
Hoge P-concentraties kunnen optreden door uitspoeling van slibdeeltjes uit de nabezinktank, terugvoer van nitraat in anaerobe zone, schommelingen in de BZV5/P-verhouding, etc.
6.1.6.
SS
Richtlijn
In het effluent van een goed werkende afvalwaterzuiveringsinstallatie bevindt zich
gesuspendeerd materiaal, meestal bestaande uit actief-slibdeeltjes die niet in de nabezinker
worden verwijderd. Dit gehalte mag echter, afhankelijk van het type afvalwater, niet hoger
zijn dan 15-30 mg/1.
Afwijkingen
De oorzaken kunnen in de eerste plaats verband houden met het ontwerp en/of bedrijfsvoering van de nabezinktank. zoals:
- overbelasting;
- een ongelijkmatige of te hoge mesbelasting;
- een verkeerde inlaatconstructie voor het actief-slib uit de beluchtingstanks;
- een te geringe capaciteit van de slibretourpompen;
- het optreden van dichtheidstromingen.
In de tweede plaats kunnen de oorzaken verband houden met de kwaliteit van de biomassa:
- aanwezigheid van draadvormende micro-organismen die slecht bezinken:
- opdrijvend slib, waarbij de slibvlokken opdrijven doordat gasbelletjes zich aan de
biomassa hechten;
- gedispergeerde groei, waarbij de micro-organismen als losse cellen groeien en geen
slibvlokken vormen:
- deflocculatie (uiteenvallen slibvlokken) onder invloed van bijvoorbeeld overbelasting.
onvoldoende nutrienten of shearing effecten.
54
riza
Figuur 12.
Diagram voor het vaststellen van knelpunten bij de stikstofverwijdering
een bestaande afvalwaierzuiveringsinstallatie (STOWA, 1993a).
volledige
nitrificatie ?
js
1
»
1
slibbelasting
F/M > 0,075 ?
»
volledige
denitrificatie ?
Ja
ja
G
I
» nee
nee
i
i
zuurstofinbreng
voldoende ?
*
nee
BZV/N < 4
ja
B
H
1
J£
»
nee
deni t r i f i cat i e r u i trite
groot genoeg ?
toxiciteit ?
— • -
ja
slecht afbreekbare
N-organisch ?
»
ja
Zuurstofgehalte > 0
in denitrificatieruimte ?
ja
Beschikbare BZV slecht
afbreekbaar ?
Ja
Nitraatconcentratie in
d e n i t r i f i c a t i e r u i m t e hoog ?
Ja
nee
i
interne stromen
groot ?
ja
E
»
r
fl
Symbool Verklaring van dc letters
A:
Controlcer (met USA-model) o f de slibleeftijd voldoende is.
B:
Vergroot de zuurstofinbreng of vergroot de beluchte zone zodat alle N H , ' - N wordt genilrificeerd.
C:
Voer toxiciteitsprocven uit om aanvocrpatroon cn herkomst vast te stellen
D:
Identificecr de slecht albreekbare stikstofhoudende verbindingen en probcer dc lozing tegen te gaan.
Ii:
Spreid dc aanvoer van interne stromen (bijvoorbeeld afkomstig van slibbchandcling).
F:
I-'luctueert dc influentaanvoer sterk. probcer deze dan te dempen (bijvoorbeeld door installatie buffers).
G:
Aan deze installatie behoeft weinig tc gebcuren. Optimalisatie (energie. etc.) wellicht mogelijk
H:
De influent BZV/N-verhouding is te laag om vcrgaand te kunnen denitrificeren.
I:
Controleer met HSA-methode of het denitrificatievolume cn de recirculatiefactor voldoende groot zijn.
J:
Zorg voor zeer lage 0,-concentratic in dcnitrificatieruimte: O. werkt remmend op denitrificatie.
K:
Zorg voor voldoende makkelijk afbreekbare BZV in denitrificatiezonc
Identificecr de lozing en probcer deze (c voorkomen of verlaag dc belasting van de installatie.
Installcer een ellluentliltcr als de slecht afbreekbare stikstof aan zwevende stof is gehecht.
De installatie wordt dan evenwichtiger bclast wat mogelijk een beter resultaat geeft
Dosering externe koolstofbron noodzakelijk om lagere nitraatconcentraties te bereiken.
Als dit niet hel geval is. overwecg uitbreiding en/of verhoging van de denitrificatiesnelheid (methanoldosering)
Mogelijkheden zijn verlaging recirculatiefactor o f verlaging O.-gehalte in nitrificatieruimte.
I.
I cu hoge nitraatconcentratie in de denitriftcatieruimte duidt op een te kleine denitrificatiecapaciteit.
Verhoging is mogelijk door vergroting van het volume en opheffing van remmende factoren (o.a. 0 ; ) .
M:
Andere dan tot nu toe bekende oorzaken remmen de denitrificatie In dit geval zal eerst onderzoek moeten worden
uitgevoerd. voordat maatregelen kunnen worden getroffen.
55
in
riza
6.2.
Problemen met de actief-slibkwaliteit
Bij het biologisch zuiveren van het afvalwater met behulp van het actief-slibproces is de
kwaliteit van de biomassa in belangrijke mate bepalend voor de processtabiliteit en het
zuiveringsresultaat. Een minder goede kwaliteit van het actief-slib leidt tot operationele
problemen (zoals uitspoeling van lichtslib). Gelet op de voortdurende aanscherping van de
effluenteisen, wordt beheersing van de biomassakwaliteit steeds belangrijker.
Actief-slibvlokken vormen geen statisch geheel. maar juist een dynamische levensgemeenschap van talrijke soorten micro-organismen. De samenstelling wordt in belangrijke mate
bepaald door de volgende factoren (Eikelboom, 1995):
-
soort influent;
belasting;
slibleeftijd;
temperatuur/jaargetijde;
voedingspatroon;
zuurstofregime.
Een aanzienlijk deel van bovengenoemde procesomstandigheden kan door andere instellingen van het actief-slibproces worden gewijzigd, hetgeen betekent dat de samenstelling van
de actief-slibmassa kan worden bei'nvloed.
In een actief-slibsysteem wordt gestreefd naar stevige compacte vlokken. die via bezinking
op een efficiente wijze van het gezuiverde water kunnen worden afgescheiden. In een
ideale situatie heeft het actief-slib de volgende eigenschappen (Grau and Wanner, 1992):
-
een snelle bezinking (bezinksnelheid gelijk of groter dan 1 m/h);
een klein slibvolume na bezinking;
een helder supernatant na bezinking
geen flotatie binnen 2-3 h na bezinking.
In de praktijk kunnen veel afwijkingen van deze ideale situatie voorkomen. Achtereenvolgens zal worden ingegaan op:
-
lichtslib;
drijflagen
pinpoint vlokken;
disperse groei;
overige oorzaken van slechte slibbezinking.
56
riza
6.2.1.
Lichtslib
Lichtslibvorming
In laagbelaste afvalwaterzuiveringsinstallaties is, vanuit de micro-organismen bezien, een
chronisch tekort aan voedingsstoffen. Dit leidt tot een sterke competitie tussen microorganismen. In een bepaalde situatie zullen die soorten domineren welke het beschikbare
voedsel optimaal kunnen benutten voor energielevering en celsynthese (Eikelboom, 1995 en
Grau and Wanner, 1992).
Draadvormende bacterien behoren tot de normale slibpopulatie. Hun aanwezigheid wordt
vaak niet gesignaleerd zolang hun aantal beperkt is. Een toename heeft echter tot gevolg
dat de oorspronkelijk compacte slibvlok volumineuzer wordt. Zulke slibvlokken bezinken
langzamer; men noemt dit verschijnsel derhalve "lichtslib". De aanwezigheid van lichtslib
levert zuiveringstechnisch grote problemen op en werkt sterk kostenverhogend. De problemen betreffen vooral de slibverliezen uit de nabezinktank en de veel slechtere ontwaterings- en indikeigenschappen van het slib.
De groei van draadvormers kan sterk worden bevorderd door (Eikelboom, 1995):
a)
lage voedselconcentratie (in beluchtingstanks met volledige menging van influent
en slib);
b)
eenzijdig substraat waardoor na verloop van tijd uitputting optreedt van nutrienten
(N en P) en micronutrienten (Fe, K. Co, Mn, Cu, Mo);
c)
tekort aan 0 2 , hoewel praktisch alle tot nu toe bekende draadvormers hun voedsel
alleen kunnen opnemen in aanwezigheid van 0 2 ;
d)
aanwezigheid van een hoog percentage aan opgeloste, gemakkelijk opneembare
verbindingen in het influent;
e)
aanrotting van afvalwater in bedrijfsriool of voorbehandeling; dit leidt tot ontstaan
van opgeloste, gemakkelijk opneembare stoffen (vetzuren) en vorming van sulfide
wat ook de groei van bepaalde draadvormers stimuleert.
Bestrijden van lichtslib
Draadvormende micro-organismen kunnen op verschillende manieren worden bestreden.
Onderscheid kan worden gemaakt in symptoom- en oorzaakbestrijding. Een schematische
aanpak staat vermeld in figuur 13.
Svmptoombestriidiniz
In het verleden is veel geexperimenteerd met werkwijzen waarbij alleen de symptomen
worden bestreden. Het chemisch vernietigen van de draden door chloren van het retourslib.
het verzwaren van slibvlokken door toevoeging van Fe- en Al-zouten of de dosering van
flocculanten zijn hiervoor het meest geschikt. Aan hun toepassing kleven bezwaren zoals
neveneffecten op de vlokpopulatie, een grotere slibproduktie. aanzienlijke kosten en het
slechts tijdelijke effect. De laatste jaren zijn methoden ontwikkeld voor een structurele
aanpak. Symptoombestrijding zou daarom alleen moeten worden toegepast bij incidentele
lichtslibproblemen of in plotselinge noodgevallen waarbij grote slibverliezen dreigen.
57
:
riza
Figuur 13.
Schematische aanpak bestrijding lichtslib (naar Eikelboom,
1995)
routinematig siibonderzoek
aantal draden neemt toe
slibindex stijgt
a
1
f
X
i
soorten die index sterk bei'nvloeden
soorten die weinig problemen geven
i
Controles:
* zuurstofIimitatie
* respiratie slib > endogeen niveau
* influent sterk aangerot
* onvoldoende N en P
i
correctie waar mogelijk
aantal draden neemt af
aantal draden neemt verder toe
_L
rwzi met selector
rwzi zonder selector
overweeg installatie selector
symptoombestri jding
selectiemechanisme in selector
T
momentane opname
aeroob
anoxisch/anaeroob
Controles in selector
* slibbelasting
* % opgelost in influent
* CZV-verwijdering
Controles in selector
* slibbelasting
* verblijftijd
* zuurstofgehalte
* respiratie retourslib
* rest-CZV na eerste
compartiment
-JControles in selector
* afwezigheid zuurstof
* nitraat in retourslib
* verblijftijd
* menging
* CZV-verwijdering
~r
parameters zonodig corrigeren
aantal draden neemt af
aantal draden neemt toe
sleutelparameters varieren
—
aantal draden neemt toe — • —
58
opnieuw opstarten
riza
Oorzaakbestriiding
Structurele oplossingen vereisen omstandigheden waarbij het grootste gedeelte van de
beschikbare voedingsstoffen daadwerkelijk wordt opgenomen door de vlokvormende
bacterien. Dit kan gerealiseerd worden door (Eikelboom, 1995):
- het opheffen van de groeibeperkende factoren; aangetoond is dat dan vlokvormers
worden gekweekt, die het beschikbare voedsel veel sneller kunnen opnemen dan
draadvormers;
- te zorgen dat zuurstof ontbreekt op de plaats waar het influent met het slib wordt
gemengd; er is dan geen competitie tussen beide groepen organismen.
Aan deze uitgangspunten wordt niet voldaan in een beluchtingstank met volledige menging.
In plaats hiervan moet het influent bij continue installaties met het retourslib worden
vermengd in een aparte relatief kleine tank (de zogenaamde selector) waar dus sprake is
van een overmaat aan voedingsstoffen. Het mengsel wordt vervolgens in de eigenlijke
beluchtingsruimte gebracht, waar verdunning plaatsvindt. Eventueel kan het voorste
gedeelte van een propstroomreactor als selector fungeren. Bij discontinue installaties
(SBR's) zal bij een relatief korte vulperiode ook sprake zijn van een hoog voedselniveau.
Bij bovengenoemde procesvoering worden de micro-organismen periodiek geconfronteerd
met een hoog substraatniveau, gevolgd door een lange periode zonder nieuw voedsel. Dit
leidt mits aan een aantal randvoorwaarden is voldaan tot een selectie van vlokvormende
organismen. De vlokvormende micro-organismen hebben namelijk het vermogen om
substraat voor later gebruik onder voedselrijke periodes op te slaan, wanneer de substraat concentratie in het actief-slibmengsel daalt. Dit vermogen geeft ze een belangrijk voordeel
ten opzichte van draadvormers in het actief-slibsysteem. Om dit vermogen volledig te
benutten is het wel noodzakelijk om een verblijftijd en een zuurstofgehalte in de eigenlijke
beluchtingstank te hebben die toereikend is om het opgeslagen voedsel volledig te
verwerken. Dit is van cruciaal belang: de slibademhaling moet weer tot het endogene
niveau zijn gedaald voordat het slib de selector opnieuw bereikt.
De selector kan belucht en onbelucht worden bedreven. De verblijftijd is kort (10-15
minuten) en de vlokbelading hoog (0,2-0,5 kg BZV/kg ds/h).
Ook is het noodzakelijk dat het afvalwater voldoende nutrienten bevat. De actief-slibmassa
heeft een minimale hoeveelheid stikstof en fosfor nodig om goed te kunnen groeien. De
vuistregel om verzekerd te zijn van voldoende stikstof en fosfor is een BZV:Nkj:Pverhouding van 100:5:1. Sommige procesafvalwaterstromen bevatten in verhouding te
weinig stikstof en/of fosfor. zoals afvalwater van papierfabrieken en chemische bedrijven.
Wanneer dan geen nutrienten worden gedoseerd (in de vorm van ureum of fosforzuur)
daalt het zuiveringsrendement en kan de groei van lichtslib worden gestimuleerd. Ook
micronutrienten zijn nodig om een goede vlokvorming te bewerkstelligen (tabel 12). Deze
elementen zijn vrijwel altijd in voldoende mate in het afvalwater aanwezig.
59
riza
Tabel 12.
Micronutrientenbehoefte
Micronulrient
van actief-slib (Eckenfelder and Musterman. 1992)
Behoefte (mg/mg BZV)
Mangaan
(Mn)
10 x 10"
Koper
(Cu)
15 x 10'
/ink
(/ni
16 x IO''
Molybdeen
(Mo)
43 x 10'5
Selenium
(Sc)
14 \ 10"
Magnesium
(Mg)
30 x I0 J
Cobalt
(Co)
13 x Iff1
Calcium
(Ca)
62 x IO"1
Natrium
(Na)
5 x 10'
Kalium
(K)
45 x 10""
Fe
(Fe)
12 x IO-'
Lichtslibproblemen kunnen soms ook worden voorkomen door de aanvoer van sulfide naar
de beluchtingstanks te beperken. Sulfide kan namelijk leiden tot de groei van draadvormige
zwavelbacterien (Thiotrix). Bovendien heeft sulfide heeft in hogere concentraties (vooral bij
stootbelastingen) een toxisch effect op aerobe bacterien. waardoor het zuiveringrendement
kan afnemen.
Ervaring bij bedrijven (papierfabrieken. leerfabrieken) heeft geleerd dat de aanvoer van 50
tot 100 mg S271 in het influent het zuiveringsproces niet stoort. Boven deze grenswaarde is
sulfideverwijdering vaak noodzakelijk. De volgende technieken zijn beschikbaar om een
verdere sulfideverwijdering te realiseren:
- oxidatie (met lucht en een katalysator of met pure zuurstof);
- precipitatie van sulfide als FeS;
- biologische omzetting van sulfide in elementaire zwavel.
Een belangrijk voordeel van de eerste methode is dat geen extra slib wordt gevormd.
Nadeel is dat de zwavelverbindingen niet vooraf worden verwijderd. De hoeveelheid
geloosd sulfaat zal bij deze methode niet afnemen. Bovendien zal een aanzienlijke
hoeveelheid sulfaat via het surplusslib in de slibbuffertank terechtkomen. In het anaerobe
milieu van deze tank zal het sulfaat weer worden omgezet in sulfide, wat aanleiding geeft
tot geurproblemen.
Precipitatie van het sulfide als FeS wordt in de praktijk toegepast (bij een huidenverwerkend bedrijf) door gebruik te maken van ijzerhoudend drinkwaterslib. Voordeel is dat een
belangrijk deel van de zwavelverbindingen voor de beluchting wordt verwijderd. Problemen met de vorming van lichtslib of een toename van de geurproblematiek bij de slibbuffer worden op deze wijze voorkomen. Nadeel van deze methode is. naast de vorming van
60
riza
extra FeS-slib, dat de kansen om het surplusslib in de landbouw af te zetten sterk zullen
afnemen door de aanwezigheid van zware metalen in het drinkwaterslib.
Ten slotte is het mogelijk om het sulfide langs biologische weg om te zetten in elementaire
zwavel. Ook bij deze methode is sprake van een werkelijke verwijdering van zwavelverbindingen, wanneer voor de beluchting het zwavel via een bezinkproces wordt verwijderd.
6.2.2.
Drijflagen
Drijfiaagvorm ing
Actief-slib gaat drijven wanneer de dichtheid van de actief-slibvlokken kleiner is dan water.
Drijflaagvorming leidt tot slibverliezen, een minder goede effluentkwaliteit. stankhinder,
esthetische bezwaren, minder veilige werkomstandigheden en extra schoonmaakwerkzaamheden. Mogelijk wordt ook de zuurstofoverdracht negatief bei'nvloed. Er kunnen twee
oorzaken zijn voor de lage dichtheid van de slibvlokken (Grau and Wanner, 1992):
a)
adsorptie van olien en vetten;
b)
insluiting van stikstofgasbelletjes en luchtbelletjes.
Ada)
Aerobe zuiveringsinstallaties kunnen aanzienlijke hoeveelheden olien en vetten verwerken.
Bij calamiteiten (en soms schoonmaakwerkzaamheden) kan het voorkomen dat een grote
vuilvracht aan olien en vetten in de beluchtingstank terechtkomt. Olien en vetten zijn
langzaam afbreekbaar en kunnen, door aanhechting aan het actief-slib, flotatie van het slib
bewerkstelligen.
Adb)
Wanneer het effluent van de beluchtingstank een hoge concentratie aan N0 3 '-N bevat, kan
in de nabezinktank denitrificatie optreden. Met name bij (tijdelijk) hoog belast slib of lange
verblijftijden in de nabezinker. De hierbij ontstane stikstofgasbelletjes blijven gedeeltelijk
aan het slib gehecht en zorgen voor de flotatie van het slib.
Drijflagen kunnen soms ook ontstaan door hechting van uitermate gestabiliseerde gasbelletjes/schuim aan actief-slib en vice versa. De draadvormende bacterien, M. parcivella en N.
limicola en de groep van actinomyceten hebben een sleutelrol bij de drijflaagvorming.
Door het hydrofobe karakter van de celwand hechten de draden heel goed aan het
grensvlak om luchtbelletjes (lucht, stikstofgas. etc) waardoor dit grensvlak in hoge mate
wordt gestabiliseerd en het opgesloten gas niet meer kan ontwijken. Vorming van drijflagen
lijkt seizoensgebonden te zijn. Vooral in voor- en najaar kunnen tijdelijk sterke veranderingen van de slibpopulatie optreden door temperatuurswisselingen.
Bestrijden van drijflagen
Olien en vetten mogen slechts in zeer beperkte mate op een aerobe zuivering worden
aangevoerd. hetgeen betekent dat steeds voldoende aandacht moet worden besteed aan de
voorverwijdering en schoonmaakprocessen.
61
riza
Het ontstaan van een drijflaag in de nabezinker als gevolg van denitrificatie kan worden
bestreden door de verblijftijd in de nabezinker te verkorten, het zuurstofgehalte in de
overloop naar de nabezinker te verhogen en/of de denitrificatie in de beluchtingstanks
vollediger te laten verlopen (vergroten anoxische zone/periode)
Drijflaagvorming door draadvormige organismen kan alleen worden verhinderd door de
groei van deze bacterien te verhinderen (zie § 6.2.1.).
Antischuimprodukten zijn niet effectief tegen drijflaagvorming. Het systematisch afvangen
en afvoeren van gefloteerd materiaal is vooralsnog de enige bewezen bestrijdingsmethode.
Bij niet te flotatiegevoelige slibben is het sproeien met effluent of het op andere wijze in
beweging houden van de drijflaag (rondpompen/roeren) vaak effectief. Op deze wijze
worden echter alleen de symptomen bestreden.
6.2.3.
Pinpoint vlokken
Vorming van pinpoints
Soms kan tijdens de bezinking van actief-slib een aanzienlijke verscheidenheid in grootte
van de actief-slibvlokken worden waargenomen. De grote vlokken bezinken dan snel en
kleine, zeer compacte vlokken (100 urn) blijven in het supernatant achter omdat de bezinksnelheid van deze kleine vlokken (pinpoints) bijna nul is.
Pinpoints ontstaan door de desintegratie van grotere, stevige vlokken. De oorzaak van de
desintegratie kan zijn (Grau and Wanner, 1992 en Eikelboom, 1995):
- onvoldoende produktie van exopolymeer of consumptie daarvan door bacterien in de
vlokken als resultante van een lage slibbelasting (cq. hoge slibleeftijd);
- totale afwezigheid van draadvormers, die het "skelet" van de vlokken vormen;
- desintegratie van vlokken als gevolg van het stukslaan door beluchtingsapparatuur en
mixers;
Bestrijding van pinpoints
In de eerste plaats moet de slibbelasting van het systeem worden gecontroleerd. Wanneer
deze extreem laag is (slibbelasting < 0,03-0,04 kg BZV/kg d.s./d), kan deze omhoog
worden gebracht door het slibgehalte in het beluchtingsbassin te verlagen.
Desintegratie van slibvlokken door beluchtingsapparatuur kan vooral optreden in actiefslibsystemen met mechanische aerators (zogenaamde shear effecten). Bij fijnbellenbeluchting is de kans op beschadiging veel kleiner (echter niet overal toepasbaar).
6.2.4.
Disperse groei
Oorzaak disperse groei
Onder bepaalde omstandigheden vormen de bacterien in het actief-slib geen vlokken, maar
groeien ze uit tot kleine clusters of als individuele cellen (Eikelboom, 1995 en Grau and
Wanner, 1992). In de nabezinker worden de individuele cellen/clusters nauwelijks
62
riza
mmmm
tegengehouden, waardoor het effluent troebel wordt. De disperse groei wordt veroorzaakt
door een extreem hoge slibbelasting (extreem lage slibleeftijd < 1 dag). De bacterien
worden dan niet aangezet tot de produktie van exopolymeer, waardoor geen stevige
vlokstructuur kan worden gevormd. Disperse groei kan derhalve een aanwijzing zijn voor
spills en piekbelastingen op het systeem (na verloop van tijd treedt wel herstel op). Ook
kan disperse groei een indicatie zijn voor de aanwezigheid van toxische verbindingen.
Onder toxische stoffen kan in dit verband een breed spectrum van stoffen worden verstaan
die op enigerlei wijze invloed uitoefenen op het actief-slib. Hierbij moet worden gedacht
aan bepaalde grondstoffen en/of hulpstoffen (zware metalen, organohalogeenverbindingen,
biociden, reinigingsmiddelen). Er moet onderscheid worden gemaakt in acute en chronische
toxiciteit. Een groot aantal verbindingen heeft weliswaar een acuut toxisch effect op
bacterien, maar na enige tijd kan adaptatie van het slib optreden. De stof kan dan worden
afgebroken zonder dat er toxiciteitsproblemen zijn.
Ten slotte is ook bekend dat hoge zoutconcentraties in het afvalwater (20 g/1 S043") kunnen
leiden tot gedispergeerde groei van het actief-slib (uitspoeling uit het systeem). Sterke
variaties in zoutconcentratie lijken gedispergeerde groei nog meer in de hand werken
(continue overschakeling van een halofiele populatie naar een niet-halofiele populatie).
Bestrijding disperse groei
Bij het optreden van disperse groei moet worden gecontroleerd of de slibbelasting niet veel
te hoog is (waarschijnlijk door enorme piekbelastingen/spills in het bedrijf)- Essentieel is
dat piekbelastingen worden voorkomen door spills in de produktie tegen te gaan.
Wanneer een te hoge slibbelasting niet de oorzaak is, moet worden onderzocht of geen
toxische stoffen zijn geloosd. Aanwijzingen daarvoor kunnen worden gevonden door
regelmatig microscopisch onderzoek (plotselinge afwezigheid van hogere organismen zoals
ciliaten kan duiden op aanwezigheid van een toxische stof) of door het meten van de
respiratiesnelheid van het actief-slib.
Variaties in zoutconcentraties kunnen soms worden voorkomen door uitbreiden van de
buffercapaciteit voor de afvalwaterzuivering.
6.2.5.
Overige oorzaken van slechte slibbezinking
Hoog zuurstofgehalte
Door continu hoge zuurstofconcentraties (> 5 g/1) zal ook het inwendige deel van de
slibvlok kunnen mineraliseren. Hierdoor kan een slechte vlokstructuur ontstaan, waardoor
de bezinking slecht verloopt.
Invloed poly-electrolieten
In de praktijk is gebleken dat de poly-electrolieten die worden gebruikt bij de slibontwatering zich bij een hoge dosering en relatief lange slibleeftijden (zeer laag belast) kunnen
ophopen in de beluchtingstank. Ze zijn namelijk niet of nauwelijks afbreekbaar. De
slibvlokken worden dan abnormaal groot, vangen gemakkelijk luchtbellen in en gaan
63
riza
opdrijven. Alleen door opnieuw opstarten van de installatie kan de bedrijfsvoering weer
onder controle worden gebracht.
6.3.
Controlewerkzaamheden
Afvalwaterzuiveringsinstallaties vragen voortdurend toezicht en onderhoud. Zeker bij
industriele bedrijven waar de afvalwaterstroom sterk in samenstelling kan varieren. Door
een goede controle kunnen veel problemen worden voorkomen.
Dagelijks dient het bedrijf te controleren:
- het technische gedeelte van de installatie, waarbij aandacht wordt besteed aan de
pompen, beluchting, zuurstofelectrode, etc.;
- het verloop van het zuiveringsproces (visueel), waarbij gelet wordt op schuimvorming,
afwijkingen in geur/kleur, etc.
Afhankelijk van het type afvalwater en de grootte van de afvalwaterzuivering moet
dagelijks of enkele malen per week de werking van het zuiveringsproces indicatie!" worden
bepaald aan de hand van een effluentmonster en een monster uit de actief-slibtank. Met
behulp van een aantal eenvoudige bepalingen, kunnen op eenvoudige wijze belangrijke
trends in het zuiveringsproces worden vastgesteld en kan de bedrijfsvoering van de
installatie worden bijgesteld:
- monster beluchtingstank
- monster effluent
:
:
°
D
°
slibgehalte via bezinkselvolume.
pH;
bezinkselvolume;
ammonium;
nitraat/nitriet.
De bovenstaande bepalingen kunnen met behulp van eenvoudige hulpmiddelen (maatcilinders, pH-papier, nitraat/nitrietteststrips en ammoniumteststrips), door het bedrijf worden
uitgevoerd.
Maandelijks en bij grote industriele zuiveringen (> 25.000 v.e.) wekelijks dient door een
gespecialiseerd laboratorium een monster uit de beluchtingstank en een effluentmonster te
worden onderzocht. Hiermee kan de momentane werking van de zuivering goed worden
beoordeeld en het zuiveringseffect beter worden gekwantificeerd:
- monster beluchtingstank
:
°
°
°
microscopisch beeld;
onopgeloste stof;
bezinkselvolume:
slibindex.
64
riza
pH;
CZV;
BZV;
NkJ;
onopgeloste stof;
ammonium:
nitraat/nitriet.
- effluentmonster
De resultaten van de dagelijkse, wekelijkse en maandelijkse controles alswel de eventuele
bijzonderheden moeten worden vastgelegd in een logboek. Veelal worden hierbij weekrapporten gebruikt. Een voorbeeld van een dergelijk weekrapport is gegeven in tabel 13.
Tabel 13.
Voorbeeld weekrapport zuiveringsinstallatie
Week:
Zo
Parameter
Ma
Di
Inhoud beluchtingsruimte
bezinksel ml/I
na 0.5 h
na 1.0 h
surplusslib
m'
Effluent
m'
p l l (strips)
NOj (strips)
NO," (strips)
N H , ' (strips)
bezinksel (ml/1) na 1,0 h
helderheid
geur
Diversen:
bczcttingsgraad
storingen
65
Wo
Do
Vr
Za
riza
Verklarende woordenlijst
Actief-slib
Het slibwatermengsel dat aanwezig is in een zuiveringssysteem.
Aeroob proces
Biologisch waterzuiveringsproces dat plaatsvindt in de
aanwezigheid van zuurstof.
Anaeroob proces
Biologisch waterzuiveringsproces dat plaatsvindt in de
afwezigheid van zuurstof.
Anoxische periode
Fase in het zuiveringsproces, waarbij geen zuurstof in het
water aanwezig is. maar wel nitraat. Bij toevoeging van
substraat (afvalwater) kan denitrificatie optreden.
Autotrofe bacterien
Bacterien die uit kooldioxide en energie (verkregen uit
bijvoorbeeld de oxidatie van ammoniumstikstof) organische
stoffen kunnen opbouwen.
Bezinksel
Het volume van de bezonken bestanddelen na een bepaalde
tijd staan (in ml/1).
Biologische defosfatering
Verhoogde fosfaatopname van het actief-slib door vastlegging van polyfosfaat in de eel van polyfosfaataccumulerende bacterien.
BZV
Biochemisch Zuurstof Verbruik. De meest bekende parameter ter bepaling van de organische vervuiling in het afvalwater is de BZV gemeten over 5 dagen (BZV5). Bij deze
bepaling wordt de hoeveelheid zuurstof (mg/1) gemeten die
door micro-organismen wordt gebruikt voor de biochemische oxidatie van organisch materiaal.
CZV
Chemisch Zuurstof Verbruik. Bij deze bepaling wordt de
hoeveelheid zuurstof (mg/1) gemeten die wordt verbruikt
om organisch materiaal met een sterk oxiderende stof in een
zuur milieu te oxideren.
Denitrificatie
Bacteriologische omzetting van nitraat (N0 3 ) in stikstofgas
(N2). Deze omzetting vindt plaats onder anoxische condities
en toevoeging van substraat.
66
riza
Effluent
Het gereinigde afvalwater dat afkomstig is uit een zuiveringssysteem.
Endogene ademhaling
Constant basisniveau van de zuurstofbehoefte. Deze wordt
bereikt als een hoeveelheid actief-slibmengsel wordt belucht
zonder dat substraat wordt toegevoerd; de zuurstofbehoefte
wordt veroorzaakt door de afbraak van reservestoffen ten
behoeve van de energieproduktie die nodig is voor de
primaire levensfuncties van de eel.
Heterotrofe bacterien
Deze bacterien hebben organische stoffen nodig als voeding
(in tegenstelling tot autotrofe bacterien).
Influent
Afvalwater dat in een zuiveringssysteem wordt gevoerd.
Lichtslib
Slib met zeer slechte bezink- en indikeigenschappen dat
veelal ontstaat door de ontwikkeling van bepaalde bacterien,
veelal draadvormers. De slibvolume-index kan bij lichtslib
oplopen tot hoger dan 400 ml/g.
Mesbelasting
het quotient van het debiet (m3/h) en de totale lengte van de
overstortrand (m) van de nabezinktank.
Nitrificatie
Bacteriologische omzetting van ammonium (NH4*) via
nitriet (N0 2 ) in nitraat (N03").
Nkj
Stikstofgehalte bepaald volgens Kjeldahl. Bij deze bepaling
wordt het totale gehalte aan organische stikstofverbindingen
en ammoniumstikstof bepaald. De overige stikstofverbindingen, zoals nitriet en nitraat, worden niet mee bepaald.
NO,' en NO,-N
Nitriet en nitrietstikstof. Het nitrietgehalte kan worden
omgerekend tot een nitrietstikstofgehalte door het nitrietgehalte te vermenigvuldigen met een factor 0.304.
N0 3 en N0 3 -N
Nitraat en nitraatstikstof. Het nitraatgehalte kan worden
omgerekend tot een nitraatstikstofgehalte door het nitraatgehalte te vermenigvuldigen met een factor 0,226.
N„
Totaal-stikstof = Nkj + N0 2 -N + N0 3 -N.
67
riza
Oppervlaktebelasting ( q j
Het quotient van het debiet (m3/h) en de oppervlakte (nr)
van de nabezinktank.
Totaal-fosfor. Het Pl0l-gehalte is de som van het organisch
gebonden P en anorganisch P.
Selector
Een relatief kleine tank voor de beluchtingsruimte waarin
het retourslib en het afvalwater met elkaar in contact worden gebracht. De slibvlokken nemen een belangrijk deel de
verontreinigingen op (biosorptie). Door de hoge vlokbelading wordt de groei van vlokvormende bacterien gestimuleerd en blijft de bezinkbaarheid van het slib goed.
Slibvolume (VSV)
Het produkt van het slibgehalte in de beluchtingstank (g/1)
en de SVI (ml/g) van het actief-slib
Slib(volume-)index (SVI)
Het volume in ml dat wordt ingenomen door een hoeveelheid actief-slib met een droogrest van 1 gram, na een
bezinktijd van 30 minuten.
Slibvolumebelasting (vsA)
Het produkt van de oppervlaktebelasting (qA) en het slibvolume (VSV).
Spuislib
Zie surplusslib.
SS
Suspended Solids. Gesuspendeerde stoffen in het effluent
Substraat
Verontreinigingen in het afvalwater die bacterien kunnen
gebruiken als voedsel om in leven te blijven.
Substraatademhaling
Extra zuurstofbehoefte die ontstaat wanneer aan een in
endogene ademhaling verkerend actief-slibmengsel substraat
wordt toegevoerd. Soms ook wel assimilatief zuurstofverbruik genoemd.
Surplusslib
Het teveel aan actief-slib, ontstaan door slibgroei, dat uit de
beluchtingstanks moet worden verwijderd.
V.e.
Vervuilingseenheid. Voor zuurstofverbruikende stoffen
komt 1 v.e. overeen met de hoeveelheid vervuiling die met
een normaal huishouden per persoon per dag wordt geloosd.
Dit komt overeen met een zuurstofverbruik van 136 g/dag.
68
riza
Het zuurstofverbruik wordt hierbij bepaald uit het chemisch
zuurstofverbruik en het Kjeldahl-stikstofgehalte. In formule:
aantal v.e. = (Q x (CZV + 4,57 x Nkj))/136.
Voor andere stoffen (zware metalen) komt 1 v.e. overeen
met het aantal kg/jaar met het afvalwater afgevoerd van
daartoe aangewezen stoffen (voor kwik en cadmium met
0,1 kg/jaar).
VSS
Volatile Suspended Solids. Organische
(onopgeloste) verbindingen.
69
gesuspendeerde
riza
Literatuur
Degremont, 1991. Water Treatment Handbook, Volume 1 en 2. Lavoisier Publishing, Paris,
1459 p.
Eckenfelder, W.W., 1980. Principles of Water Quality Management. CBI Publishing
Company Inc., Boston (USA), 717 p.
Eckenfelder, W.W. and J.L. Musterman, 1992. Activated Sludge Treatment of Industrial
Waters. In: Activated Sludge Process Design and Control: Theory and Practice.
Eckenfelder, W.W. and P. Grau (Eds.), Technomic Publishing Company Inc.,
Lancaster (USA), pp. 127-266.
Eikelboom, D.H., 1995. De biologische basis: procesbeheersing door microscopisch
onderzoek. Lezing Congres Afvalwaterzuivering, 26 en 27 januari 1995, Euroforum.
Grau. P. and J. Wanner, 1992. Process Theory - Kinetics and Sludge Quality Control. In:
Activated Sludge Process Design and Control: Theory and Practice. Eckenfelder.
W.W. and P. Grau (Eds.), pp. 1-36.
Irvine, R.L. and A.W. Busch, 1979. Sequencing batch biological reactors - an overview.
Journal WPCF, Vol. 51, no.2, pp. 225-243.
Koot. A.J.C., 1980. Behandeling van afvalwater. Waltman, Delft, 393 p.
Popel, H.J. und W. Grohmann, 1990. Heutige Grenzen der CSB-elimination. G.W.F.
Wasser - Abwasser, Vol. 131 (nr. 12), pp. 665-673.
STORA, 1981. Hydraulische en technologische aspecten van het nabezinkproces. Deel 2:
Ronde nabezinktanks (Praktijkonderzoek). Stichting Toegepast Onderzoek Reiniging Afvalwater, 194 p.
STORA, 1988. Keuze en kosten van rioolwaterzuiveringsinrichtingen als functie van
effluenteisen. Stichting Toegepast Onderzoek Reiniging Afvalwater, 88 p.
STORA, 1991. Handboek biologische fosfaatverwijdering. Stichting Toegepast Onderzoek
Reiniging Afvalwater. Programma PN-1992, nr. 91-07. 139 p.
STOWA, 1993a. Handboek stikstofverwijdering. Stichting Toegepast Onderzoek Waterbeheer. nr. 93-07, 119 p.
70
riza
STOWA, 1993b. Optimalisering van grote nabezinktanks; bedrijfservaringen en literatuur.
Stichting Toegepast Onderzoek Waterbeheer, nr. 93-18, 43 pp.
71
riza
Index
a-waarde
Acinetobacter
Actief-slib
beinvloedingsfactoren samenstelling actief-slib
micronutrientenbehoefte
nutrientenbehoefte
Afbraak organisch materiaal
Afbraak celmateriaal
Autotrofe bacterien
40
31
6
56
60
59
14
15
6
Beluchtingsapparatuur
energie-efficientie
gecomprimeerde lucht
ondergedompelde jet beluchters
oppervlaktebeluchters
zuivere zuurstof
Biosorptie
BZV
BZV-verwijdering
BZV5
BZV5-gehalte effluent
BZVoo
46
41
45
43
45
11
8
35
14
53
14
Continue actief-slibsystemen
propstroomreactor
volledig gemengde reactor
volledig gemengde reactor met selector
Controlewerkzaamheden actief-slibinstallaties
CZV
CZV-gehalte effluent
CZV-verwijdering
10
11
11
64
14
51
34
Desintegratie slibvlokken
Discontinue actief-slibsystemen
propstroomreactor
volledig gemengde reactor
Disperse groei
Draadvormende bacterien
Drijflagen
62
13
13
62
57
61
72
riza
Endogene ademhaling
Endogene nitraatademhaling
7, 17
25
F/M-ratio
Fosfaatverwijdering
fosfaatgehalte effluent
P-verwijdering via strippen/precipiteren
P-verwijdering via surplusslib
8
30
54
33
32
Heterotrofe bacterien
HSA-model
Hydrolyse
6
19
6
IAWQ-model
19
Lichtslib
57
Mesbelasting
Modellen
50
19
Nabezinkers
Nabezinking
Nitrobacter
Nitrosomonas
48
47
21
21
OC
OC/load
Oppervlaktebelasting
40
9, 39
49
pH
Pinpoint vlokken
51
62
Selector
Sequencing Batch Reactoren (SBR*s)
Slibbelasting
Slibgehalte
Slibleeftijd
Slibproduktie
Slibvolume-index
Slibvolumebelasting
Stikstofbalans afvalwaterzuiveringsinstallatie
11
11
8
8
21
18
50
50
19
73
riza
Stikstofverwijdering
denitrificatie
nitrificatie
procesconfiguraties nitrificatie/denitrificatie
stikstofgehalte effluent
stikstofverwijdering via surplusslib
Sulfide
Suspended Solids (SS)
SS-gehalte effluent
Synthese van celmateriaal
19
25
21
27
53
20
60
54
14, 15
Thiotrix
60
Vlokbelading
11
Zuurstofbehoefte actief-slib
directe oxidatie van o.a. S2endogene ademhaling
nitrificatie/denitrificatie
substraatademhaling
Zuurstofbehoefte van actief-slib
Zuurstoftoevoervermogen
39
38
38
38
38
40
74

Presentatie Mathijs Oosterhuis waterschap

download pdf

flyer

als er één schaap over de dam is

TYPE: JS750SK SS

inventarisatie-concentreringstechnieken (3.79MB)

Mandaatbesluit BI Den Haag

Presentation GDF SUEZ and SUEZ Environment [Oct 2014]

Projecten TKI aanvragen 2013