Faculteit Bio-ingenieurswetenschappen
Academiejaar 2013 – 2014
Biologische zuivering van melkspoelwaters met vetvang
en biofilter
Pieter De Smedt
Promotor: Prof. dr. ir. De Gelder Leen
Tutor: dhr. Bjorn Focke, Prodall Europe
Masterproef voorgedragen tot het behalen van de graad van
Master of Science in de industriële wetenschappen: biochemie
De auteur en de promotor geven de toelating deze scriptie voor consultatie beschikbaar te
stellen en delen van de scriptie te kopiëren voor persoonlijk gebruik. Elk ander gebruik valt
onder de beperkingen van het auteursrecht, in het bijzonder met betrekking tot de verplichting
de bron uitdrukkelijk te vermelden bij het aanhalen van resultaten uit deze scriptie.
The author and the promoter give the permission to use this thesis for consultation and to
copy parts of it for personal use. Every other use is subject to the copyright laws, more
specifically the source must be extensively specified when using the results from this thesis.
6 juni 2014
Faculteit Bio-ingenieurswetenschappen
Academiejaar 2013 – 2014
Biologische zuivering van melkspoelwaters met vetvang
en biofilter
Pieter De Smedt
Promotor: Prof. dr. ir. De Gelder Leen
Tutor: dhr. Bjorn Focke, Prodall Europe
Masterproef voorgedragen tot het behalen van de graad van
Master of Science in de industriële wetenschappen: biochemie
Woord vooraf
De realisatie van deze masterproef zou onmogelijk geweest zijn zonder de hulp, steun en tijd
van heel wat mensen. Via deze weg zou ik graag een woord van dank aan hen richten.
Allereerst zou ik mijn promotor dr. ir. Leen De Gelder willen bedanken voor de
nauwkeurigheid en deskundigheid waarmee zij dit eindwerk heeft begeleid. Haar suggesties
en kritische bemerkingen hebben zeker en vast bijgedragen tot een verbetering van dit werk.
Ten tweede ben ik ook het bedrijf Prodall Europe dankbaar om het ter beschikking stellen van
dit boeiende onderwerp en de nodige middelen. Tevens wil ik hierbij ing. Lien Simoens
bedanken voor de hulp bij de praktische uitvoering van de pilootinstallatie.
Verder wil ik ook het bedrijf Depoco bedanken voor de realisatie van de pilootinstallatie. Het
melkveebedrijf Desmet -Van de Kerchove voor het plaatsen van de pilootinstallatie en hun
tijd en geduld.
Tenslotte wil ik mijn ouders bedanken voor het talloze keren nalezen van dit eindwerk.
Pieter De Smedt
6 juni 2014
i
Samenvatting
Melkveebedrijven produceren grote hoeveelheden afvalwater (zogenaamd melkspoelwater)
bij de reiniging van de melkinstallatie. Dit afvalwater moet aan lozingsnormen voldoen
vooraleer het geloosd mag worden. Deze lozingsnormen zijn opgenomen in de Vlaremwetgeving. Indien het melkveebedrijf in het individueel te optimaliseren buitengebied ligt en
het afvalwater niet voldoet aan de lozingsnormen dient het eerst via een eigen
waterzuiveringsinstallaties te worden gezuiverd. Dit kan bereikt worden door gebruik te
maken van een individuele behandelingsinstallatie voor afvalwater (IBA). De installaties die
vandaag op de markt zijn echter ontworpen voor het zuiveren van huishoudelijk afvalwater en
dus niet geschikt om het melkspoelwater voldoende te zuiveren door de hoge organische
vervuiling afkomstig van de proteïnen en het vet uit de melk.
Daarom werd in deze thesis onderzoek gedaan naar een structurele oplossing. Deze oplossing
bestond erin om het voorspoelwater voor te behandelen met een vetvang en een trickling
filter, waarna het kon gemengd worden met de hoofd- en naspoelwaters om vervolgens verder
gezuiverd te worden in een klassieke IBA. De opstelling werd eerst getest in het labo om op
basis van de bekomen resultaten daarna als pilootinstallatie te bouwen voor de gehele
zuivering van melkspoelwater op een melkveebedrijf.
Uit de laboproeven bleek dat door het voorspoelwater vooraf te behandelen met een vetvang
en een trickling filter dit verder goed kon gezuiverd worden met een standaard IBA. In de
pilootinstallatie behaalde de trickling filter, buiten het COD-gehalte, gelijkaardige of betere
effluentparameters. Wel was er veel eiwitafzetting op de trickling filter door het niet verzuren
van de vetvang. Tevens was het rendement van de IBA zeer laag doordat er geen aangroei
was van actief slib op het dragermateriaal. De pilootinstallatie vertoont een groot potentieel
voor de zuivering van melkspoelwater maar dient te worden geoptimaliseerd.
Kernwoorden: biologische waterzuivering, melkspoelwater, vetvang, trickling filter
ii
Abstract
Dairy farms produce large amounts of wastewater during cleaning of the milking machine.
This wastewater must comply with the discharge standards before it may be discharged.
These discharge standards are included in the Flemish environmental legislation. When the
dairy farm is located in areas where there is no connection to a municipal wastewater
treatment plant and the wastewater does not comply with the discharge standards, it must first
be treated on-site. This can be achieved by making use of a small scale wastewater treatment
unit. However, the current commercial systems designed to treat domestic wastewaters only
are unable to treat the wastewater sufficiently because of the high organic pollution from the
proteins and fat of the milk.
Therefore, this thesis investigates a structural solution. This solution consisted to treat the first
rinse with a grease trap and a trickling filter, after which the resulting effluent was mixed with
the second and third rinse and treated further in a conventional small scale wastewater
treatment unit. The set-up was first tested in the laboratory and then build as a pilot
installation for the treatment of the total rinse.
The laboratory tests showed that the effluent of the trickling filter could be treated by a
conventional small scale wastewater treatment unit. The trickling filter of the pilot installation
had, except for the COD-concentration, similar or better effluentparameters. There was a lot
of protein deposition on the trickling filter because the grease trap doesn’t acidified. Also the
efficiently of the small scale wastewater treatment unit was very poor because the active
sludge doesn’t grew. The pilot installation has a good potential for the treatment of dairy
wastewater but needs to be optimized.
Keywords: biological water treatment, dairy wastewater, grease trap, trickling filter
iii
Inhoudsopgave
Woord vooraf .............................................................................................................................. i
Samenvatting .............................................................................................................................. ii
Abstract ..................................................................................................................................... iii
Inhoudsopgave .......................................................................................................................... iv
Lijst met afkortingen ................................................................................................................ vii
Lijst met figuren ...................................................................................................................... viii
Lijst met tabellen ........................................................................................................................ x
Inleiding .................................................................................................................................... xi
I Literatuurstudie ..................................................................................................................... 1
1.
2.
Afvalwater van een melkveebedrijf .................................................................................... 1
1.1
Reinigen van de melkinstallatie en melkkoeltank ....................................................... 1
1.2
Reductie van het afvalwater ........................................................................................ 2
Bijdrage van melk aan de vuilvracht van het melkspoelwater............................................ 3
2.1
Fysische en fysicochemische eigenschappen .............................................................. 3
2.2
Samenstelling............................................................................................................... 3
2.2.1
Eiwitten ................................................................................................................ 4
2.2.2
Koolhydraten ........................................................................................................ 5
2.2.3
Lipiden ................................................................................................................. 5
2.2.4
Mineralen en vitaminen ........................................................................................ 5
3.
Samenstelling melkspoelwater............................................................................................ 6
4.
Algemeen principe zuivering afvalwater ............................................................................ 8
5.
6.
4.1
De primaire stap ........................................................................................................... 8
4.2
De secundaire stap ....................................................................................................... 9
Toepassingsgebied van verschillende zuiveringsmethoden .............................................. 10
5.1
Soorten microbiële aggregaten en hun aeroob reactor .............................................. 10
5.2
Microbiële aggregaten ............................................................................................... 11
Statische biofilm reactoren................................................................................................ 14
6.1
Trickling filter............................................................................................................ 14
6.1.1
Verdelingssysteem ............................................................................................. 15
iv
6.1.2
Dragermateriaal .................................................................................................. 15
6.1.3
Drainage en ventilatie......................................................................................... 17
6.1.4
Process flow diagram en design parameters ...................................................... 17
6.1.5
Nitrificatie .......................................................................................................... 19
6.1.6
Macrofauna controle .......................................................................................... 19
6.1.7
Case study .......................................................................................................... 20
6.1.8
Commercieel beschikbare systemen en dragermateriaal.................................... 21
6.2
7.
Biological aerated filter en submerged aerated filter................................................. 22
6.2.1
Dragermateriaal .................................................................................................. 23
6.2.2
Terugspoelen ...................................................................................................... 24
6.2.3
Commercieel beschikbare systemen .................................................................. 24
Dynamische biofilm reactoren .......................................................................................... 26
7.1
Biofilm fluidized bed (BFB) reactor ......................................................................... 26
7.1.1
Werking .............................................................................................................. 26
7.1.2
Commercieel beschikbare systemen .................................................................. 27
7.2
Biofilm airlift suspension (BAS) reactor ................................................................... 28
7.2.1
Werking .............................................................................................................. 28
7.2.2
Dynamische biomassa ........................................................................................ 29
7.2.3
Commercieel beschikbaar systeem .................................................................... 29
II Materiaal en methoden
31
1. Bepaling van de fysicochemische parameters van afvalwater .......................................... 31
2. Bepaling van de bioafbreekbaarheid van melkspoelwater ................................................ 33
3.
4.
2.1
Opstelling en opvolging proces ................................................................................. 33
2.2
Influent op basis van melkspoelwater ....................................................................... 33
2.3
Influent op basis van aangezuurd melkspoelwater .................................................... 34
2.4
Influent op basis van volle melk ................................................................................ 34
Biologische zuivering van voorspoelwater met voorgeschakelde vetvang ...................... 35
3.1
Dimensionering van het systeem ............................................................................... 36
3.2
Onderhoud en opvolging proces ................................................................................ 37
3.3
Retentietijd bepaling van de trickling filters ............................................................. 37
Pilootinstallatie voor de behandeling van melkspoelwater ............................................... 35
4.1
Opvolging van het systeem........................................................................................ 36
4.2
Aantal bacteriën in de biofilm fluidized bed reactor ................................................. 37
v
III Resultaten .......................................................................................................................... 39
1. Bepaling van de bioafbreekbaarheid van melkspoelwater ................................................ 39
2.
3.
Biologische zuivering van voorspoelwater met voorgeschakelde vetvang ..................... 43
2.1.
Nut van het gebruik van een voorgeschakelde vetvang............................................ 43
2.2.
Opvolging actief slib installaties en trickling filters .................................................. 44
2.3.
Opvolging slib in actief slib installaties .................................................................... 48
2.4.
Effect van een nabezinker op denitrificatie bij trickling filters ................................. 49
2.5.
Retentietijd bepaling van de trickling filters ............................................................. 49
Bepaling doeltreffendheid vetafscheidend inoculum........................................................ 50
4.
Pilootinstallatie voor de behandeling van melkspoelwater ............................................... 51
4.1. Opstelling................................................................................................................... 51
4.2. Dimensionering van het systeem ............................................................................... 51
4.3. Opvolging van het systeem........................................................................................ 53
IV Bespreking ......................................................................................................................... 59
1. Bepaling van de bioafbreekbaarheid van melkspoelwater ................................................ 58
2.
3.
4.
Biologische zuivering van voorspoelwater met voorgeschakelde vetvang .................... 598
2.1
Nut van het gebruik van een voorgeschakelde vetvang........................................... 598
2.2
Opvolging actief slib installaties en trickling filters .................................................. 59
Vergelijking performantie trickling filters met voorgaand onderzoek ............................. 61
3.1
Opstelling trickling filters ........................................................................................ 621
3.2
Opvolging van het proces ........................................................................................ 621
Pilootinstallatie voor de behandeling van melkspoelwater ............................................... 65
4.1
5.
Opvolging van het systeem........................................................................................ 65
Aanbevelingen .................................................................................................................. 67
V Algemeen besluit
VI Literatuurlijst
68
69
vi
Lijst met afkortingen
BAF
BAS
BFB
BOD
COD
DAF
DS
EC
IBA
IE
MAP
MLVSS
MT
Ntot
Ptot
SAF
USB
VLAREM
VSS
ZS
biological aerated filter
biofilm airlift suspension
biofilm fluidized bed
biochemical oxygen demand
chemical oxygen demand
dissolved air flotation
droge stof
electrical conductivity, soortelijke geleidbaarheid
individuele behandeling voor afvalwater
inwonersequivalent
mestactieplan
mixed liquor volatile suspended solids
megaton, 106 ton
totale stikstofconcentratie
totale fosforconcentratie
submerged aerated filter
upflow sludge blanket
Vlaams reglement betreffende de milieuvergunning
volatile suspended solids
zwevende stof
vii
Lijst met figuren
Figuur 1:
Schematische voorstelling van een caseïne micel. (b) micel (a) submicel ......... 4
Figuur 2:
Vetvang .............................................................................................................. 8
Figuur 3:
Concentratie (COD-gehalte)-debiet diagram voor toepassing van vlokken en
biofilms ............................................................................................................ 10
Figuur 4:
Gelaagdheid van de biofilm door substraatgradiënt ....................................... 12
Figuur 5:
Doorsnede opbouw trickling filter ................................................................... 15
Figuur 6:
Meest voorkomende process flow diagram. (A en B) een stap trickling filters
(C) twee staps trikling filter (D) twee traps trickling filter met tussenliggende
bezinker ............................................................................................................ 18
Figuur 7:
Opbouw zandfilter ........................................................................................... 20
Figuur 8:
Geheel overzicht Kokopur® van Purotek ......................................................... 21
Figuur 9:
Dragermateriaal Margerita, SESSIL® en BIO-NET® van Merrem & la Porte .21
Figuur 10 :
Overzicht opbouw opwaartse (links) en neerwaartse (rechts) biological aerated
biofilter ............................................................................................................ 22
Figuur 11:
Overzicht opbouw opwaartse biological aerated filter .................................... 23
Figuur 12:
Bovenaanzicht opbouw BIOGEX van Wijckmans .......................................... 25
Figuur 13:
Dragermateriaal Oxybee® van Purotek ............................................................ 25
Figuur 14:
Opbouw biofilm fluidized bed reactor ............................................................. 27
Figuur 15:
Opbouw Klargester Biosafe ............................................................................ 27
Figuur 16:
Dragermateriaal Picobells ................................................................................ 27
Figuur 17:
Opbouw BAS-reactor met interne lus.............................................................. 28
Figuur 18:
Opbouw CIRCOX® van Paques ....................................................................... 29
Figuur 19:
Doorsnede van de Microbac Bioreactor .......................................................... 30
Figuur 20:
Opstelling actieve slib reactoren ..................................................................... 33
Figuur 21:
Constructie van het continu systeem voor zuivering van voorspoelwater ...... 35
Figuur 22:
Opbouw vetvang met duikschotten ................................................................. 35
Figuur 23:
Dragermateriaal van de firma Prodall Europe- links volledig –rechts: verknipt
in vier ............................................................................................................... 36
Figuur 24:
Zuurstofafname i.f.v. de tijd op dag acht voor de verschillende influenten ..... 40
Figuur 25:
Tijd voor zuurstofdaling van 7 tot 3,5 mg/l bij de drie influenten .................. 41
Figuur 26:
Gesteelde
ciliaten
op
dag
elf
bij
melkspoelwater
en
aangezuurd
melkspoelwater (400 maal vergroot) ............................................................... 42
viii
Figuur 27:
Caseïne-eiwitprecipitatie voorspoelwater na 24 uur ........................................ 43
Figuur 28:
Effluentparameters trickling filters in functie van de tijd ............................... 46
Figuur 29:
Witte afscheiding in trickling filter .................................................................. 48
Figuur 30:
Microscopische weergaven van actief slib (100 maal vergroot) na 1 week
(links), na 4 weken (rechts) en de bezinking in Imhoff-kegels van 1l in week 5
na 30 minuten: actief slib installatie 1 (links) en 2 (rechts) ............................. 49
Figuur 31:
Reeks van zes bekers op dag vier: geen inoculum (1 en 2), 60 µl inoculum (3
en 4) en overmaat inoculum (5 en 6) ............................................................... 50
Figuur 32:
Opbouw pilootinstallatie voor de behandeling van melkspoelwater ................ 51
Figuur 33:
Effluentparameters trickling filter en IBA ........................................................ 55
Figuur 34:
Trickling filter volledig bedekt met vet op dag 45 ........................................... 56
ix
Lijst met tabellen
Tabel 1:
Inschatting van de benodigde hoeveelheid reinigingswater voor een aantal
melkinstallaties ................................................................................................. 2
Tabel 2:
Inschatting van de benodigde hoeveelheid reinigingswater .............................. 2
Tabel 3:
Samenstelling deelstromen melspoelwater ........................................................ 6
Tabel 4:
Soorten dragermateriaal met hun eigenschappen ............................................ 16
Tabel 5:
Ontwerpparameters trickling filter .................................................................. 18
Tabel 6:
Karakteristieken influent en effluent na vetvang met verblijftijd van 24 uur in
week 2
Tabel 7:
.......................................................................................................... 43
Gemiddeld aantal kolonievormende eenheden op milk agar in de biofilm
fluidized bed reactor op dag 50 ........................................................................ 57
Tabel 8:
Gemiddelde effluentwaarden trickling filters week 10 en lozingsnormen op
oppervlaktewater............................................................................................... 60
Tabel 9:
Influentparameters Wouter Taghon (op basis van volle en magere melk) en
deze thesis (op basis van rauwe melk).............................................................. 63
Tabel 10:
Effluentparameters Wouter Taghon (trickling filters 1-6) en deze thesis ........ 63
Tabel 11:
Parameters van het gesimuleerde influent (op basis van rauwe melk) en van de
spoelwaters op de site in Kruishoutem ............................................................ 65
Tabel 12:
Gemiddelde effluentparameters trickling filters labo, pilootinstallatie en
lozingsnormen op oppervlaktewater ................................................................. 65
x
Inleiding
De melkindustrie is één van de grootste producenten van afvalwater binnen de
voedingsindustrie. Europa is tevens de mondiale koploper in melkproductie: 143 MT per jaar
of 23 % van de wereldproductie.(1) Mits melk een voedingsproduct is, moet dit in goede
hygiënische
omstandigheden
geproduceerd
worden.
Daarom
moet
de
melkwinningsapparatuur (melkinstallatie, koeltank en melkhuisje) steeds grondig gereinigd
worden. Dit veroorzaakt een grote hoeveelheid afvalwater (zogenaamd melkspoelwater) dat
aan de lozingsnormen moet voldoen vooraleer het geloosd mag worden. De lozingsnormen
zijn opgenomen in de Vlarem-wetgeving waarin melkspoelwater wordt gecategoriseerd als
bedrijfsafval met gevaarlijke stoffen. Indien het melkveebedrijf in het individueel te
optimaliseren buitengebied ligt en het afvalwater niet voldoet aan de lozingsnormen dient het
eerst via een eigen waterzuiveringsinstallaties te worden gezuiverd. Dit kan bereikt worden
door gebruik te maken van een individuele behandelingsinstallatie voor afvalwater (IBA). De
installaties die vandaag op de markt zijn echter ontworpen voor het zuiveren van
huishoudelijk afvalwater en dus niet geschikt om het melkspoelwater voldoende te zuiveren
door de hoge organische vervuiling afkomstig van de proteïnen en vet uit de melk.
Vandaag de dag wordt het afvalwater o.a. geloosd in beken waardoor er in de zomer
stankoverlast en insectenplagen kunnen ontstaan. Een tweede methode bestaat erin om het
melkspoelwater naar de mestkelder te brengen. Maar door de steeds grotere reglementering
omtrent mest is dit geen goede oplossing mits het waterprobleem een mestprobleem wordt. (2,
3) Want als de twee stromen met elkaar worden vermengd krijgen ze beiden de status van de
gevaarlijkste/nadelige stroom. Dit heeft als gevolg dat het melkspoelwater (vermengd met
mest) dient te voldoen aan de bepalingen van het mestdecreet en haar uitvoeringsbesluiten.
Dit wordt in Vlaanderen gebundeld in het mestactieplan (MAP). In het MAP worden de
concentraties aan stikstof en fosfor beschreven die mogen worden uitgereden op het land.
Heden ten dage is Vlaanderen aan MAP 4 toe, die strengere restricties oplegt voor fosfor.
Indien de melkveehouder niet genoeg land bezit, kan deze niet de gehele mestfractie uitrijden
en moet de mest elders verwerkt worden. Dit is een extra kost voor de melkveehouder.
Daarom is het aangewezen om het melkspoelwater afzonderlijk te behandelen en niet naar de
mestkelder te brengen. Daarnaast is door het lozen van het melkspoelwater in de mestkelder
een uitbreiding van de mestkelder met 90-530 m³ noodzakelijk. (4, 5) In een laatste
verwerkingsmethode wordt het melkspoelwater op het land gebracht met als gevolg
geurhinder, contaminatie van het grondwater voornamelijk door NO3-, verzwakking van de
grondstructuur,…(1)
Omdat de huidige kleinschalige behandelingsinstallaties niet in staat zijn om het afvalwater
voldoende te zuiveren, werd in de thesis onderzoek gedaan naar een structurele oplossing. De
oplossing bestond erin om het voorspoelwater voor te behandelen met een vetvang en
trickling filter, waarna het kon gemengd worden met de hoofd- en naspoelwaters om
vervolgens verder gezuiverd te worden in een klassieke IBA. Deze opstelling werd eerst
getest in het labo om op basis van de bekomen resultaten daarna als pilootinstallatie te
bouwen voor de gehele zuivering van melkspoelwater op een melkveebedrijf.
xi
I Literatuurstudie
1.
Afvalwater van een melkveebedrijf
1.1
Reinigen van de melkinstallatie en melkkoeltank
De melkinstallatie wordt na elke melkbeurt (typisch 2 maal daags) gereinigd en de
melkkoeltank na elke ophaalbeurt (typisch 3 maal per week). De reinigingscyclus bestaat uit
drie verschillende spoelbeurten. De eerste spoelbeurt is de voorspoeling. Deze heeft als doel
de aanwezige melkresten te verwijderen. Dit wordt uitgevoerd, direct na het melken, met
zuiver lauw water (35-40°C). Hierdoor bedraagt de pH 7,33-8,03 en bevat deze spoeling de
meeste vuilvracht die gekenmerkt wordt door een hoog COD-gehalte, zwevende stof, totale
stikstofconcentratie en totale fosforconcentratie. Daardoor is dit de moeilijkst afbreekbare
spoelbeurt voor de biologische zuivering. De tweede spoelbeurt is de hoofdreiniging. Hierbij
wordt het organisch materiaal verwijderd door een alkalisch reinigingsmiddel dat is opgelost
in heet water ( >70°C). Dit wordt een aantal keer in hercirculatie gebracht. Eenmaal per week
wordt een zuur reinigingsmiddel gebruikt om de achtergebleven anorganische componenten
zoals kalksteen te verwijderen. Zowel het zure als het alkalische reinigingsmiddel zorgen
ervoor dat de bacteriën zich niet kunnen ontwikkelen. De pH van het hoofdspoelwater
schommelt hierdoor tussen 2 en 9. Het water bevat bijna geen melk maar wel hoge
concentraties aan chloriden en fosfor. (3, 6-8) Het grote verschil in pH zorgt voor een stress
toestand voor het actief slib in de biologische zuivering. Tevens is fosfor zeer moeilijk te
verwijderen uit afvalwater mits actief slib enkel onder anaerobe, zowel geen zuurstof als
nitraat aanwezig, condities fosfor opneemt. Als laatste spoeling volgt de naspoeling met
zuiver koud water, om de resterende reinigingsmiddelen en bacteriën te verwijderen. Deze
fractie vormt geen probleem voor de biologische zuivering. Het voorspoelwater maakt 1/3-1/2
uit van de totale hoeveelheid water, het hoofdspoelwater 1/3-1/4 en het naspoelwater 1/3-1/4.
(4)
Doordat het reinigingswater van de vloer en de melkput slechts kleine hoeveelheden melk
bevat maar zeer grote hoeveelheden mestresten moet deze worden opgeslagen in de
mestkelder. (2, 6)
Tabel 1 geeft een inschatting weer van de benodigde hoeveelheid reinigingswater voor een
aantal melkinstallaties. Het verbruik per jaar stijgt indien er grotere diameters van buizen en
melkmeters worden gebruikt. Er wordt 8,3 m³/dier/jaar gebruikt (tabel 2).(4) Een gemiddeld
bedrijf telt 50 melkkoeien. (9)
I Literatuurstudie
1
Tabel 1: Inschatting van de benodigde hoeveelheid reinigingswater voor een aantal
melkinstallaties (4)
aantal melkstellen waterverbruik reiniging installatie (m³/jaar)
standaard installatie
3
78
8
132
12
174
16
219
ruim gedimensioneerde installatie*
8
189
12
249
16
312
ruim gedimensioneerde installatie* met melkmeters
8
258
12
354
16
451
* inwendige diameter melkleiding > 50 mm
Tabel 2: Inschatting van de benodigde hoeveelheid reinigingswater (4)
processtap
melkinstallatie en melkkoeltank
melkstand
melkpunt, melkhuisje, laarzen, emmers, enz.
totaal
1.2
benodigde hoeveelheid reinigingswater
(m³/dier/jaar)
3,4
2,9
2
8,3
Reductie van het afvalwater
Door het hoge waterverbruik is de melkveehouderij een zeer vervuilende industrie. Zo wordt
er 2,5l water per liter geproduceerde melk verbruikt (drinkwater voor de dieren niet
meegerekend). Het spoelwater kan voor een deel gereduceerd worden tot 0.5-1.0 liter water
per geproduceerde liter melk. Zo zijn de meeste melkinstallaties uitgerust met een
automatisch spoelprogramma. Hierbij wordt het water driemaal hergebruikt vooraleer het
wordt geloosd. Hiervoor wordt het naspoelwater van de eerste reinigingsbeurt als
hoofdreinigingswater voor de tweede beurt gebruikt en als voorspoelwater voor de derde
beurt.
Tevens kan het hoofd- en naspoelwater voor andere doeleinden gebruikt worden (vb. het
schoonspuiten van de melkstal, tractoren,…) Door de aanwezigheid van chemicaliën mag het
water niet onder hoge druk worden verspoten. De nevel heeft immers nadelige gevolgen voor
de gezondheid.
Sommige systemen zijn uitgerust met microfiltratie, ultrafiltratie of nanofiltratie om
detergenten, meestal NaOH, uit het spoelwater te halen om deze later te hergebruiken. Er
dient wel opgemerkt te worden dat dit een zeer dure techniek is. Hierdoor wordt deze techniek
maar zeer weinig toegepast. (2, 3)
I Literatuurstudie
2
2.
Bijdrage van melk aan de vuilvracht van het melkspoelwater
Melk wordt gedefinieerd als het secretieproduct afkomstig uit de borstklier van alle
vrouwelijke zoogdieren. Vandaag de dag wordt met de term melk het secretieproduct van
koeien bedoeld. Melk is een emulsie van hoofdzakelijk water, vet en eiwitten.(10-12) Deze
laatste twee bestanddelen komen in zeer grote mate voor, waardoor melk een groot CODgehalte, totale stikstofconcentratie en fosforconcentratie bezit. Doordat in het voorspoelwater,
van de melkinstallatie, hoofdzakelijk melk voorkomt, wordt het voorspoelwater ook
gekenmerkt door een hoog COD-gehalte, totale stikstofconcentratie en totale
fosforconcentratie. Deze waarden zijn te hoog om met een standaard IBA, die meestal
ontworpen en gedimensioneerd zijn om huishoudelijk afvalwater te verwerken, voldoende
gereduceerd te worden. Indien een actief slib installatie gebruikt wordt ontstaat er een
drijflaag van vet en hopen de eiwitten zich op aan de bodem. Bij het gebruik van een trickling
filter vormen het vet en de eiwitten een film over het actief slib, hierdoor kunnen deze niet
voldoende zuurstof opnemen en sterven ze af. Een oplossing hiervoor is apart behandelen van
het voorspoelwater door het voorschakelen van een vetvang die het grootste deel van de
vetten en eiwitten tegenhoudt. Dit kan gebeuren door de verblijftijd voldoende hoog in te
stellen waardoor verzuring van het voorspoelwater optreedt. (13)
2.1.
Fysische en fysicochemische eigenschappen
Melk is een witte tot geelwitte opake vloeistof. De kleur wordt veroorzaakt door verspreiding
en absorptie van licht door de aanwezigheid van vet en eiwitten. Door de quasi afwezigheid
van vet in magere melk is deze wit van kleur. De romige kleur wordt veroorzaakt door het
caroteen in het vet en riboflavine in de waterige fase. Beiden worden opgenomen door het
grazen. Het vet komt voor in globules omringt met een membraan. Melk in de winkel is
gehomogeniseerd, dit wil zeggen dat de vetglobules zo verkleind zijn dat ze zich niet meer
kunnen afscheiden van de rest van de vloeistof. Hierdoor is de melk zelfs na lange bewaartijd
nog homogeen. Eiwitten komen voor als micellen en bestaan meestal uit calciumzouten van
caseïne-eiwitten. Verder bestaat melk uit lipoproteïnen afkomstig van restanten van
celmembranen, microvilli en leucocyten. Buiten water, vet en eiwitten komen er suikers en
mineralen voor in melk. De dichtheid van melk bedraagt 1,029-1,039 kg/l bij 15°C. Deze
verlaagt met stijgende hoeveelheid vet en verlaging van de hoeveelheid eiwitten, suikers en
zouten. Het vriespunt van melk bedraagt -0,53 tot -0,55°C. De pH bedraagt voor verse melk
6,5-6,75. (10)
2.2.
Samenstelling
Melk bestaat uit 85-88 % water, 4,7-5,0 % koolhydraten, 3,1-3,9 % proteïnen, 3,5-5,5 %
lipiden en 0,7 % mineralen.(1, 10)
I Literatuurstudie
3
2.2.1 Eiwitten
De grootste groep van de eiwitten zijn caseïne-eiwitten en maken ongeveer 80 % uit van de
eiwitten (3,1-3,9% van de melk). Deze bevatten fosfor en precipiteren bij een pH van 4.7. (1,
10) Ze kunnen opgedeeld worden in α-,β-, γ en κ-caseïne. Waarbij γ-caseïne het afbraak
product is van β-caseïne. De molaire verhouding van α/β+γ/κ is 10/8/3. Van al deze eiwitten
bestaan er genetische varianten. Hierbij zijn kleine verschillen in aminozuur samenstelling
aanwezig.
Allemaal, buiten κ-caseïne, vormen ze door de aanwezig van Ca2+ een onoplosbaar zout.
Maar door het samenklonteren van α- en β- aan κ-caseïne vormen ze een oplosbaar zout in de
melk. Bij een pH lager dan 4,7 migreren de Ca2+-ionen uit de micellen waardoor de caseïneeiwiten precipiteren. Van alle caseïne-eiwitten is maar 10% aanwezig als monomeer. Het
overgrote deel komt voor als caseïne complexen en micellen. Deze laatste varieert in grootte
van 50-300 nm met gemiddeld 150 nm. Dit betekent dat er 25 000 monomeren in aanwezig
zijn. De micellen zijn wel veel kleiner dan vetdeeltjes die 0,1-10 µm groot zijn. Micellen
bevatten veel water (1,9g water/ g eiwit) en zijn poreus. De monomeren blijven samen door
hydrofobe interacties, waterstofbindingen en elektrostatische reacties meestal als calcium of
calciumfosfaat bruggen tussen fosfoserine, ester van serine en fosforzuur, en glutaminezuur.
Figuur 1 geeft het moleculair niveau weer van een micel (b) en een submicel(a). De
submicellen bevatten κ-caseïne, met hun hydrofiele c-terinus, aan het oppervlak. (10, 11)
Figuur 1: Schematische voorstelling van een caseïne micel. (b) micel (a) submicel (10)
Tevens zijn er ook nog wei-eiwitten bestaande uit β-lactoglobuline en α-lactalbumin. Van al
deze eiwitten bestaan er genetische varianten door het kleine verschil in
aminozuursamenstelling. Β-lactoglobuline wordt irreversibel gedenatureerd als de pH boven
de 8,6 bedraagt, bij opwarming en bij hogere concentraties aan Ca2+ dan natuurlijk in melk
aanwezig is. Door de aanwezigheid van een vrije cysteine structuur, die openplooit bij
denaturatie door opwarming, worden er disulfide bruggen tussen β-lactoglobulines en met κcaseïne en α-lactalbumin gevormd.
Daarnaast zijn er nog de immoglobulinen: IgG, IgA en IgM aanwezig. (10)
I Literatuurstudie
4
2.2.2 Koolhydraten
Het meest voorkomende suiker in melk is lactose met een concentratie van 4-6%. Lactose is
een disaccharide bestaande uit β-galactose en α/β-glucose gelinked via een 1-4 binding. Zo
ontstaat er α- en β-glucose. Deze laatste lost veel beter op in water. De verhouding van deze
twee wordt bepaald door de temperatuur, maar de β-vorm komt steeds meer voor. Als de
temperatuur stijgt, verlaagt de β-vorm. Bij 0°C bedraagt de β/α-vorm 1,8 en bij 50°C
1,63.(10, 11)
2.2.3 Lipiden
Vetglobules (3,5-5,5% van de melk) zijn 0,1-10µm groot, maar het grootste deel is 1-5µm
groot. Door homogeniseren van melk worden deze kleiner dan 1µm. Hierdoor kan het enzym
lipase wel inwerken en wordt de melk zuur. Daarom moet voor de homogenisatie lipase
geïnactiveerd worden. De vetglobules bestaan uit een drielagig membraan van fosfolipiden
(30%) en eiwitten (41%).
Alhoewel deze eiwitten een lage voedingswaarde hebben tegenover caseïne en wei-eiwitten,
zijn ze van groot belang voor de gezondheid van de mens. Het vet in melk bestaat voor 8596% uit triglyceriden. De onvertakte verzadigde vetzuren komen het meest voor. Hiertoe
behoren vooral palmitinezuur(C16), stearinezuur (C18) en myristinezuur (C14).
Tevens komen er kleinere moleculaire vetzuren voor zoals boterzuur (C4) en capronzuur
(C6). De onverzadigde vetzuren komen steeds vertakt voor. Hierbij is oliezuur (C18) de
meest voorkomende. Daarnaast komt linolzuur (C18) in kleinere mate voor alhoewel deze
veel voorkomend is in het voeder. Dit is te verklaren doordat het wordt afgebroken in de pens
van de koe. (10, 11)
2.2.4 Mineralen en vitaminen
De meest voorkomende mineralen zijn: fosfaat, kalium, calcium en chloor. Samen hebben ze
een concentratie van 6,7 g/l. De meest voorkomende vitaminen zijn: vitamine B2 en C.
Beiden zijn wateroplosbaar. (10, 11)
I Literatuurstudie
5
3.
Samenstelling melkspoelwater
Melkspoelwater wordt gekarakteriseerd door een hoog COD-gehalte, BOD-gehalte, totale
stikstofconcentratie en totale fosforconcentratie (tabel 3). Deze zijn afkomstig van de vetten,
eiwitten en suikers die in de melk voorkomen en de reinigingsmiddelen die gebruikt
worden.(14) De totale stikstofconcentratie bestaat voornamelijk uit stikstof onder organische
vorm (aminozuren van de proteïnen). Door gebruik te maken van basische of zure
reinigingsmiddelen kan de pH variëren van 3.5-12. Maar doordat de basische
reinigingsmiddelen veel meer gebruikt worden dan de zure reinigingsmiddelen, meestal maar
één maal per week, bedraagt de pH gemiddeld 7-12.
De meest gebruikte reinigingsmiddelen bevatten: HNO3, H3PO4 en NaOCl en zorgen voor de
hoge concentraties aan nitraat, fosfaat en chloriden in het hoofdspoelwater. Het COD-gehalte,
de zwevende stof en totale stikstofconcentratie van het melkspoelwater wordt hoofdzakelijk
teruggevonden in het voorspoelwater en bedraagt 2806-5384 mg/l , 67-148 mg/l en 70,91121,27 mg/l. De totale fosforconcentratie en chlorideconcentratie wordt hoofdzakelijk
weergevonden in het hoofdspoelwater en bedraagt 8,70 mg/l- 52,77 mg/l en 195-323 mg/l.
(1, 6-8)
Tabel 3 geeft de samenstelling weer van de deelstromen gebaseerd op twee bedrijven in
Vlaanderen.
Tabel 3: Samenstelling deelstromen melkspoelwater (8)
hoofdspoelwater
(alkalisch)
melkinstallatie
naspoelwater
(alkalisch)
melkinstallatie
hoofdspoelwater
(zuur)
melkinstallatie
naspoelwater
(zuur)
melkinstallatie
COD [mg/l] 2 806 - 5 384
45 - 71
10 - 18
220 - 744
17 - 21
BOD [mg/l] 1 880 - 4 140
7-8
4-8
33 - 370
7 - 12
ZS [mg/l]
3-3
<1 - 1
2-3
<1 - 3
parameter
voorspoelwater
melkinstallatie
67 - 148
Ntot [mg/l] 70.91 - 121.27
1.23 - 4.92
1.34 - 4.23
1.21 - 18.87
1.44 - 4.14
Ptot [mg/l] 13.26 - 21.68
8.70 - 52.77
<1 - 2.8
517.76 - 566.18
14.44 - 29.78
pH
7.33 - 8.03
10.75 - 11.50
8.70 - 8.72
2.10 - 2.12
7.00 - 7.20
EC [µS/cm] 862 - 1 221
2 203 - 3 514
824 - 1195
2524 - 3198
770 - 1090
SO4-2
[mg/l]
84 - 179
85 - 188
85 - 179
89 - 186
98 - 179
Cl- [mg/l]
58 - 153
195 - 323
54 - 144
45 - 152
46 - 144
Wat met het afvalwater dient te gebeuren en welke klasse van milieuvergunning dient
aangevraagd te worden, is opgenomen in VLAREM I en II. De regels zijn enerzijds
afhankelijk van de samenstelling van de diverse deelstromen en anderzijds van de ligging van
het bedrijf. Zo zijn de normen voor lozing in de openbare riolering: (15)
pH
6-9,5
temperatuur
max. 45°C
afmeting zwevende stoffen
max. 1 cm
zwevende stof
max. 1g/l
stoffen extraheerbaar met petroleumether
max. 0,5g/l
I Literatuurstudie
6
Het geloosde bedrijfsafvalwater mag geen opgeloste, ontvlambare of ontplofbare gassen, noch
producten die de afscheiding van dergelijke gassen kunnen teweegbrengen bevatten. Het
veroorzaakt geen verspreiding van uitwasemingen waardoor het milieu wordt bedorven.
Tevens bevat het, zonder uitdrukkelijke vergunning, geen stoffen die een gevaar betekenen
voor het onderhoudspersoneel van de riolering en de zuiveringsinstallaties, de leidingen
kunnen beschadigen of verstoppen, een beletsel vormen voor de goede werking van de pompen zuiveringsinstallaties, een zware verontreiniging van het ontvangende oppervlaktewater
kunnen veroorzaken of die het ontvangende oppervlaktewater waarin het water van de
openbare riool wordt geloosd, zwaar kunnen verontreinigen.
Daarenboven wordt de verwerkbaarheid van het water beoordeeld volgens de regels en
criteria die vermeld zijn in de bijlage van het besluit van de Vlaamse Regering van 21 oktober
2005 houdende vaststelling van de regels inzake contractuele sanering van bedrijfsafvalwater
op een openbare rioolwaterzuiveringsinstallatie. Dit houdt ondermeer in dat het afvalwater
niet mag bestaan uit grote volumes met een laag COD-gehalte en dat de afvalwaterparameters
(COD, BOD, stikstof en fosfor) aan opgestelde verhoudingen moeten voldoen. Tevens dient
de lozing van gevaarlijke stoffen van bijlage 2C maximaal te worden voorkomen door de
toepassing van de beste beschikbare technieken. (14)
De normen voor lozing op oppervlaktewater:(2, 16)
pH
BOD in vijf dagen bij 20°C
temperatuur
bezinkbare stoffen
zwevende stoffen
perchloorethyleenextraheerbare apolaire stoffen
anionische, niet-iogene en kationische oppervlakteactieve stoffen
ammonium-N
Kjeldahl-N
nitraat en nitriet
ortho-fosfaat
totaal fosfaat
6,5-9
max. 25 mg/l
max. 30°C
max. 0,5 ml/l
max. 60 mg/l
max. 5 mg/l
max. 3 mg/l
max. 5 mg/l
max. 6 mg/l
max. 10 mg/
max.0,3 mg/l
max. 1 mg/l
Het te lozen bedrijfsafvalwater dat in zodanige hoeveelheid pathogene kiemen bevat dat het
ontvangende water er gevaarlijk door kan worden besmet, moet ontsmet worden. Tevens mag
een representatief monster van het geloosde bedrijfsafvalwater geen oliën, vetten of andere
drijvende stoffen bevatten. Bovendien dient de lozing van gevaarlijke stoffen van bijlage 2C
maximaal te worden voorkomen door de toepassing van de beste beschikbare technieken.
Indien het melkspoelwater rechtstreeks wordt geloosd op de akker leidt dit tot vervuiling van
het milieu, eutrofiëring, stankhinder en een mogelijke insectenplaag. (1)
I Literatuurstudie
7
4.
Algemeen principe zuivering afvalwater
Afvalwater moet gezuiverd worden tot de opgestelde lozingsnormen met behulp van een IBA.
De behandeling van afvalwater bestaat uit drie opeenvolgende fasen. De primaire behandeling
zorgt voor een scheiding tussen de drijvende en bezinkbare deeltjes. Dit kan uitgevoerd
worden door gebruik te maken van een vetvang, coalescentie-afscheider of DAF, dissolved air
flotation. Deze zijn nodig mits er anders in de secundaire behandeling een vetlaag ontstaat die
nefast is voor de beluchting. De secundaire behandeling verwijdert de opgeloste organische
stof d.m.v. biologische omzetting door bacteriën onder aerobe omstandigheden. Het
organisch materiaal (suikers, eiwitten, vetten) wordt omgezet naar celmassa en CO2 en hierbij
wordt zuurstof verbruikt. Zo is de O2-vraag een maat is voor de organische vervuiling. Door
afbraak van organisch materiaal is er een vermindering van de BOD en COD.(2) De derde
stap wordt enkel uitgevoerd als het water wordt geloosd op oppervlaktewater mits hier hogere
eisen worden gesteld op vlak van stikstof en fosfor. De IBA’s moeten efficiënt, robuust en
goedkoop zijn in zowel aankoop als in werking. (1, 2)
4.1
De primaire stap
Voor de verwerking van melkspoelwater bestaat de primaire stap uit het verwijderen van een
groot deel van de eiwitten en het vet. Een vetvang wordt gebruikt om zwaardere deeltjes en
vetten te scheiden uit het afvalwater. Door een constructie van schotten zullen de zwaardere
deeltjes bezinken op de bodem en vetten, lichter dan water, zich afscheiden en een drijflaag
vormen aan het oppervlak. Indien de pH lager is dan 4,7 zullen de caseïne-eiwitten
precipiteren. Tevens worden schadelijke stoffen verdund en homogeen verdeeld. (1, 2, 13)
Figuur 2: Vetvang (2)
Men kan de tank ook uitrusten met DAF, dissolved air flotation. Dit is een techniek waarbij
lucht onder druk wordt opgelost in het afvalwater zodat door een drukval er kleine
luchtbellen, 10-100µm, ontstaan. Aan deze luchtbellen hechten zich vetten vast zodat deze
bovenaan het bassin terecht komen. Een andere optie is een coalescentie-afscheider. Dit is een
olie- en vetafscheider die is uitgerust met een extra filterdoek (op een raamwerk gespannen)
of een pakkingsmateriaal (oleofiel materiaal).
I Literatuurstudie
8
Hierdoor zullen de zeer fijne oliedruppeltjes samen klitten tot druppels die groot genoeg zijn
om onder invloed van de opdrijvende kracht van het water naar het oppervlak te migreren. (1,
13, 17)
4.2
De secundaire stap
Hier wordt de opgeloste organische stof verwijderd d.m.v. biologische omzetting en dit door
bacteriën onder aerobe omstandigheden. Hierdoor ontstaat CO2, water en slib. De bacteriën
kunnen in oplossing gebracht worden of op dragermateriaal zitten. Er wordt gekozen voor een
aeroob systeem omdat deze sneller, goedkoper, gemakkelijker te gebruiken zijn t.o.v.
anaerobe systemen en er zich geen gasexplosie kan voordoen. Wel zijn er een paar nadelen
aan verbonden: grote hoeveelheden slib die moeten verwijderd worden, hoge werkingskost
door toevoeging van zuurstof, prestatie afhankelijk van pH, type tank en er wordt geen biogas
geproduceerd dat een deel van de werkingskosten kan inperken. (1, 18)
De compactsystemen of de mechanische systemen zijn kleiner dan de plantensystemen en
kunnen vaak volledig onder de grond weggewerkt worden. Tevens is het rendement van
plantensystemen afhankelijk van de temperatuur. Waardoor het in de winter zo goed als niet
toepasbaar is.(2, 19)
I Literatuurstudie
9
5.
Toepassingsgebied van verschillende zuiveringsmethoden
Melkspoelwater kan op verschillende manieren worden gezuiverd. Zo is er reverse osmose,
eiwitafscheiding, verwijdering van nutriënten en aerobe/anaerobe biologische zuivering. Er
kan ook als voorbehandeling aan coagulatie/floculatie gedaan worden. Biologische zuivering
prefereert boven alle voorgenoemde technieken. De belangrijkste reden is de lagere kost; deze
omvat zowel de bouw-, energie- en onderhoudskosten. Maar er zijn ook nadelen: niet alle
componenten kunnen afgebroken worden, een lage stabiliteit als er een piekbelasting optreedt,
de kosten voor slibverwerking en er is veel grondoppervlak nodig.(7, 20, 21)
5.1
Soorten microbiële aggregaten en hun aeroob reactor
De aerobe afvalwaterzuivering is gebaseerd op drie soorten microbiële aggregaten. De eerste
zijn statische biofilms die toegepast worden bij trickling filters, biological aerated filters,
submerged aerated filters en biorotors. De tweede zijn dynamische biofilms die worden
toegepast bij biofilm fluidized bed reactors en biofilm airlift suspension reactors. Als laatste
zijn er vlokken die toegepast worden in actief slib installaties. Door de ongeschiktheid van
vlokken voor de behandeling van voorspoelwater, zoals beschreven in eigen onderzoek, wordt
deze techniek niet verder beschreven. Figuur 3 geeft de toepassing van de drie soorten
microbiële aggregaten met hun aeroob reactortype weer in functie van de
substraatconcentratie (COD-gehalte) en debiet.
In gebied A zal de verblijftijd in de reactor zo groot zijn dat de micro-organismen in suspensie
groeien. Door het grote debiet in gebied B is er enkel statische biofilm groei mogelijk mits
dynamische biofilm en vlokken worden uitgespoeld. In gebied C is dynamische biofilm groei
mogelijk mits het debiet lager ligt. Gebied D stelt de toepasbaarheid van vlokken zoals
toegepast in actiefslib installaties weer. Hierbij is bezinking en biomassa recycle nodig. In
gebied E moet er anoxisch gewerkt worden met een upflow sludge blanket (USB). (22, 23)
Figuur 3: Concentratie (COD-gehalte)-debiet diagram voor toepassing van vlokken en
biofilms (22)
I Literatuurstudie
10
Door het plaatsen van een vetvang wordt het COD-gehalte van het voorspoelwater met
56,75% gereduceerd (waarde verkregen uit eigen onderzoek). Hierdoor zou het COD-gehalte
na de vetvang 1214-2328 mg/l bedragen. (8) Uit figuur 3 kan men afleiden dat zowel statische
als dynamische biofilms kunnen worden toegepast. Deze worden verder besproken in puntjes
6 en 7.
5.2
Microbiële aggregaten
Slib kan voorkomen als individuele cellen, biofilm (statisch en dynamische) of vlokken. De
laatste twee bieden voordeel in de downstream processing door een gemakkelijkere scheiding
tussen vloeistof en slib. Met de term vlok wordt een verzameling van individuele cellen en
micro-kolonies bedoeld. Dit treedt op onder specifieke reactoromstandigheden en heeft een
grootte van 10-150µm. Met de term biofilm wordt een complexe coherente structuur van
individuele cellen en celextractieproducten, zoals polysachariden en proteïnen, bedoeld. Deze
kunnen zowel statisch als dynamische voorkomen. De statische biofilms hebben een dikte van
20-12 000 µm met een gemiddelde van 300 µm en de dynamische biofilms minder dan 100
µm (18, 20, 22, 23)
Bij statische biofilm reactoren en dynamische biofilm reactoren (zie later) bevindt de biofilm
zich op het dragermateriaal. De biofilm het zal substraat biologisch afbreken. Dit substraat
bestaat uit organische stof, stikstof – en fosforcomponten. Voor een betrouwbaar proces zijn
hoge concentraties aan stabiele biomassa onontbeerlijk. Daarom moet het dragermateriaal
glad zijn om volledig bedekt te kunnen worden met biomassa. Zo kunnen er geen brokjes
dragermateriaal uit de reactor worden weggespoeld. Wel leidt glad dragermateriaal tot
moeilijkere aanhechting van biomassa. Het doel is het behalen van een steady-state proces
waarin er zich evenveel biomassa aan het dragermateriaal hecht dan dat er los komt. (20, 22,
24)
Het ontstaan van een biofilm op het dragermateriaal wordt bepaald door 4 mechanismen:
transport, initiële aanhechting, definitieve aanhechting en aangroei. Het eerste mechanisme,
transport, bestaat uit diffusie en precipitatie. Diffusie is een traag proces ten gevolge van de
willekeurige beweging van deeltjes (hier bacteriële cellen) en treedt voornamelijk op bij
stilstaande vloeistoffen. Precipitatie treedt voornamelijk op bij bewegende vloeistoffen.
Wanneer bacteriën het oppervlak van het dragermateriaal bereiken, zullen ze initieel hechten.
Dit kan zowel reversibel als irreversibel zijn en wordt bepaald door de sterkte van de
vanderwaalskrachten. De definitieve aanhechting gebeurt door sterke krachten (ionaire
bindingen, waterstofbruggen en covalente bindingen) tussen de bacteriën, dragermateriaal en
de celextractieproducten, zoals polysachariden. Deze aanhechting wordt versneld als het
dragermateriaal positief geladen is door aanwezige kationen mits het oppervlak van de microorganismen negatief geladen is. Tevens versnelt de mate van hydrofoobheid en ruwheid de
definitieve aanhechting. Door het aanwezig zijn van een biofilm met polysachariden is de
omzetting van substraat veel hoger dan bij actief slibinstallaties.
I Literatuurstudie
11
Dit is te verklaren doordat biofilm substraat kan accumuleren waardoor de concentratie aan
substraat rond de bacteriën veel hoger is dan bij actief slib waaruit volgt dat ze sneller kunnen
groeien en dus meer substraat verbruiken (18, 24, 25)
Door de aanwezigheid van substraat zal de biofilm aangroeien. Het substraat, bestaande uit
zowel koolstof-, fosfor- en stikstofbronnen en zuurstof, dient zich via diffusie door de
oplossing te verplaatsen tot aan het oppervlak van de biofilm. Daarna dient er ook diffusie op
te treden naar het centrum van de biofilm zodat er daar omzetting kan plaatsvinden. Hierdoor
ontstaat een substraatgradiënt in de vloeistof en de biofilm. De penetratiediepte van het
substraat hangt af van de substraatconcentratie in de vloeistof, de poreusheid en
reactiesnelheid van de biofilm. Voor het slecht oplosbare substraat zuurstof is de
penetratiediepte zeer klein (100-150 µm). Door de substraatgradiënt in de biofilms ontstaat er
ook een groeigradiënt. Hierdoor bevinden zich in de biofilms meerdere species in een
gelaagde structuur. Hierbij zullen de organismen met de hoogste groeisnelheid zich aan het
oppervlak bevinden en in het centrum die met de laagste groeisnelheid en de denitrificeerders.
Deze laatste groeien onder anoxische omstandigheden. Door deze opbouw zullen de traagst
groeiende organismen beschermd worden tegen afschuifkrachten waardoor ze minder worden
uitgewassen en dus meer kans hebben om in het systeem voor te komen dan als ze als
individuele cellen zouden voorkomen. Wel zal de maximale groeisnelheid, die plaatsvindt bij
individuele cellen, niet gehaald worden.
De mate waarin de substraatgradiënt en dus de groeigradiënt zich voordoen hangt af van
fysische eigenschappen van de biofilm zoals: grootte, densiteit en poreusheid. De biofilm
moet voldoende dik zijn om voldoende biodegradatie te laten doorgaan maar moet dun
genoeg zijn om massatransport toe te laten. (18, 20, 22, 23, 25)
Figuur 4: Gelaagdheid van de biofilm door substraatgradiënt (26)
I Literatuurstudie
12
Het loskomen van biomassa van het dragermateriaal vindt plaats door drie factoren. De eerste
factor is begrazing. Dit houdt het consumeren van bacteriën in, die aanwezig zijn op de
buitenste laag van de biofilm, door protozoa, slakken, larven en wormen. De tweede factor,
erosie, houdt het loskomen van kleinere biofilmfragmenten door wrijvingskrachten afkomstig
van het influent in. De derde factor, abrassie, is het loskomen van kleinere biofilmfragmenten
door wrijving met elkaar. De mate waarin deze processen zich voordoen is afhankelijk van de
hydrodynamica van de vloeistoffase, morfologie van de biofilm en het dragermateriaal.
Zo kan geconcludeerd worden dat een verhoging in turbulentie en debiet van het influent er
toe leidt dat de biofilm compacter en dunner is. Het loskomen van biofilm is een positief
proces indien dode bacteriën plaats maken voor de aangroei van actieve bacteriën. Dit proces
mag echter niet sneller voorkomen dan de aangroeisnelheid want anders verliest het
dragermateriaal teveel biomassa waardoor de efficiëntie sterk daalt. De mate van loskomen
van biomassa kan gestuurd worden door het afregelen van het influentdebiet. (20, 22, 24, 25)
I Literatuurstudie
13
6.
Statische biofilm reactoren
Trickling filters, biological aerated filters en submerged aerated filters bevatten een vast
filterpakket dat dienst doet als dragermateriaal voor het slib. Er wordt van een statisch biofilm
systeem gesproken als dit dragermateriaal met het slib zich niet verplaatst. (20, 23)
6.1
Trickling filter
Bij een trickling filter wordt het influent enkel biologisch omgezet en niet gefilterd zo als de
naam zou kunnen aangeven. Een trickling filter is opgebouwd uit een pomp die het influent
naar het verdelingssysteem leidt, een verdelingssysteem die het influent over het
dragermateriaal brengt, een structuur die het dragermateriaal bij elkaar houdt, een drainage en
ventilatie systeem. Figuur 5 geeft een doorsnede weer van een trickling filter met de
verschillende onderdelen. Het influent beweegt onder invloed van de zwaartekracht naar
beneden terwijl de lucht zich opwaarts of neerwaarts in het dragermateriaal beweegt. Door de
aangroei van de statische biofilm zal periodiek een deel van het slib van de trickling filters
afschuiven, waardoor een nabezinker noodzakelijk is. Het effluent kan deels gerecirculeerd
worden voor een beter rendement maar is noodzakelijk bij een laag debiet aan influent om het
dragermateriaal vochtig te houden. Dit is noodzakelijk anders resulteert dit in droge zones die
voor een inefficiënte afbraak van het influent, geurhinder en ophoping van biomassa zorgen.
In vergelijking met een actief slib installatie bevat een trickling filter een hogere
biomassaconcentratie. Zo bedraagt deze voor een actief slib installatie 700-2500 mg MLVSS/l
en voor een trickling filter 2000-100 000 mg MLVSS/l filtervolume. De laatste afkorting staat
voor mixed liquor volatile suspended solids en is een maat voor de hoeveelheid levende
biomassa. Door de grotere biomassaconcentratie en het aanwezig zijn van een biofilm is de
efficiëntie van een trickling filter veel hoger dan dat van een actief slib installatie. Tevens is er
weinig toezicht nodig, heeft het een laag elektriciteitsverbruik, is het bestand tegen
piekbelastingen, heeft het een hoge nitrificatie efficiëntie en is er weinig slibproductie. Deze
laatste drukt de kosten van de dure slibverwerking die voor een actief slibinstallatie kan
oplopen tot de helft van de constructie- en exploitatiekosten. Echter de trickling filter kan
verstoppen door biomassa ophoping, is minder controleerbaar, flexibel en is vatbaar voor
macrofauna (o.a. vliegenlarven, slakken en wormen). Deze gebruiken het slib als
voedingsbron waardoor de hoeveelheid slib in de trickling filter verlaagt met een verlaging
van de efficiëntie tot gevolg. Een trickling filter is duur in opbouw maar heeft daarna weinig
kosten vergeleken met een actief slibinstallaties (voornamelijk door beluchting en
slibverwerking). (18, 21, 23, 25, 27, 28)
I Literatuurstudie
14
Figuur 5: Doorsnede opbouw trickling filter (27)
6.1.1 Verdelingssysteem
Het verdelingssysteem bestaat uit 2 of 4 armen die loodrecht op elkaar staan en boven het
dragermateriaal ronddraaien en zo zorgen voor gelijkmatige verdeling van het influent zodat
het gehele filteroppervlak in contact kan komen met het influent. Een tweede mogelijkheid is
het gebruiken van vaste sproeikoppen. Dit wordt minder toegepast omdat het moeilijker is om
het influent gelijkmatig te verdelen. Bij het systeem met armen bepaalt het debiet de biofilm
dikte. Indien het debiet te laag is zal dit resulteren in droge zones die het effluent minder
goed kunnen afbreken waardoor geurhinder en slibophoping optreden. Tevens bestaat er een
maximaal debiet dat niet mag worden overschreden anders spoelt er teveel slib mee en zal
afbraak van het influent sterk worden verlaagd. Het verdelingssysteem kan elektrisch of
hydraulisch worden aangedreven. Het debiet wordt in het hydraulische systeem geregeld door
de openingen in de armen meer of minder te openen. Tevens zal de afstand tussen de
openingen groter zijn in het centrum van de trickling filter. Met een elektrische aandrijving is
er een meer preciezere controle van de snelheid mogelijk. (26, 27, 29)
6.1.2 Dragermateriaal
Dragermateriaal vergroot het oppervlak waaraan biofilm zich kan hechten. Het ideale
dragermateriaal heeft een groot specifiek oppervlak zodat er veel biofilm kan aangroeien,
hoge duurzaamheid, een hoge porositeit voor het voorkomen van verstoppen en verbeteren
van de aeratie en het is bovenal goedkoop. Vroeger werd roodhout of behandelde houtlatten
gebruikt omwille van hun vochtbestendigheid, de grotere verscheidenheid aan reactieve
groepen en het mogelijks voorhanden zijn van nutriënten. Maar door hun hoge kost en het
weinig voorhanden zijn, worden deze niet meer gebruikt. Momenteel worden stenen of
plastics als dragermateriaal gebruikt. (18, 25, 27) Deze bepalen de afmetingen van de
trickling filters. Indien stenen als dragermateriaal worden gebruikt, kan de diameter tot 60 m
bedragen en de hoogte 1-2,5 m.
I Literatuurstudie
15
Indien plastics als dragermateriaal worden gebruikt, bedraagt de diameter 6-12 m en de
hoogte 4-12m.(21, 23) Plastics kunnen zowel random, verticale flow als cross-flow
voorkomen (zie tabel 4) in zowel een gladde als een ruwe uitvoering. Tabel 4 geeft een
overzicht van de verschillende mogelijke dragers met hun eigenschappen. Plastics hebben
t.o.v. stenen een hoger specifiek oppervlak en grotere poriën. Door het hoger specifiek
oppervlak kunnen grotere hydraulische ladingen verwerkt worden mits er per volume-eenheid
meer biomassa voorkomt. De grotere poriën verbeteren de zuurstofcirculatie en de controle
van de biofilmdikte mits er geen ophoping is van de biomassa die het massatransport kan
inhiberen.
Slakken, restant van de reactie tussen erts en steenkool in een hoogoven, met een diameter
van 50 mm zijn ideaal. Deze bevatten spleten die influent en biomassa kunnen tegenhouden.
Echter zijn deze meer gevoelig voor schommelingen tussen vries - en dooitemperaturen
omdat bij bevriezen van water de slakken uit elkaar kunnen vallen. Dit resulteert in fijne
steenslag dat samen met biomassa tot verstopping van de filter kan leiden. Indien hoge
hydraulische ladingen worden toegevoegd aan een filter met stenen zal de biomassa snel
toenemen. Hierdoor zal er zich een waterlaag aan het oppervlak vormen waardoor de
zuurstofcirculatie wordt verlaagd. Uiteindelijk resulteert dit in zeer lage afbraakefficientie. Dit
kan wel verbeterd worden door geforceerde beluchting toe te passen, het influentdebiet te
verlagen, een beluchtingsnetwerk in het filterpakket te integreren en hogere eisen te stellen
aan de nabezinker. Tevens is de massa van stenen veel groter dan plastics waardoor de
trickling filters ondiep, 3 maal lager dan deze met plastic dragermateriaal, worden uitgevoerd.
Daarom wordt er meestal voorkeur gegeven aan plastic dragermateriaal. (26, 27)
Tabel 4: Soorten dragermateriaal met hun eigenschappen (27, 30)
I Literatuurstudie
16
6.1.3 Drainage en ventilatie
Het drainage systeem onderaan de trickling filter zorgt zowel voor het wegstromen van het
effluent als voor een ruimte dat voor de ventilatie zorgt. Deze ruimte is 0,3-0,6 m hoog. Voor
trickling filters met stenen worden er voornamelijk betonplaten gebruikt om de massa van de
stenen te kunnen dragen. Voor filters met plastic dragermateriaal kunnen betonnen pijlers,
versterkt glasvezel en hoge-densiteit-polyethyleen worden gebruikt.
Ventilatie is noodzakelijk om aerobe respiratie te verkrijgen en om de temperatuur te regelen
bij koudere perioden. Zo is het nodig om de temperatuur boven de 10°C te houden mits
nitrificatie sterk daalt onder deze temperatuur. Ventilatie kan verkregen worden door
mechanische ventilatie of natuurlijke luchtbewegingen. Mechanische ventilatie gebeurt met
lage druk ventilatoren die continu lucht door het systeem brengen met een druk lager dan
1000 Pa. Deze methode vereist een verdelingsnetwerk mits de lucht zichzelf niet zal
verspreiden zoals bij natuurlijke luchtbeweging. Door de hoge elektriciteitskosten wordt
voorrang gegeven aan natuurlijke luchtbewegingen die ontstaan in de ruimte onderaan de
trickling filter, de verluchtingsgaten aan de rand van het dragermateriaal en het
verdelingsnetwerk. Natuurlijke luchtbeweging wordt veroorzaakt door het densiteitverschil
tussen de lucht in en buiten de trickling filter veroorzaakt door verschil in temperatuur en
vochtigheid. Aangezien de lucht in de trickling filter warm is (door de microbiële activiteit)
en vochtig (door het influent), zal deze een opwaartse beweging doorheen de filter maken. Dit
is te verklaren doordat warme/vochtige lucht lichter is dan koude/droge lucht. Bij grote
installaties wordt dit het best vermeden omdat de laagste concentratie aan zuurstof wordt
vrijgesteld aan dat deel van de filter die de grootste zuurstofvraag heeft (namelijk de
bovenkant). Daarom wordt voor grote installaties en indien er geen temperatuursverschil
aanwezig is, gebruik gemaakt van mechanische ventilatie. Zo niet ontstaan er anoxische zones
en daalt de efficiëntie.(23, 26, 27, 29)
6.1.4 Process flow diagram en design parameters
De mate van de efficiëntie van een trickling filter wordt bepaald door de mate van
recirculatie. Door te recirculeren wordt het influent verdund met het al behandelde effluent en
hierdoor zal de afbraakefficiëntie verhogen door de langere verblijftijd en het vochtig houden
van de filter waardoor minder macrofauna kan aangroeien. Tevens blijft de trickling filter
voldoende vochtig en kan de dikte van de biofilm gehandhaafd worden. Wanneer het debiet
te laag is, door te weinig te recirculeren, zullen er droge zones ontstaan. Daardoor zal er
minder zuurstofoverdracht mogelijk zijn en zal het effluent minder goed afgebroken worden.
Hierdoor zal biomassa zich ophopen en kunnen er zich larven ontwikkelen. Er zijn
verschillende recirculatie methodes mogelijk, figuur 6 geeft de vier meest voorkomende weer.
Er kan een opsplitsing gemaakt worden op het aantal filters en wijze van recirculatie. Bij
model A, dat bestaat uit één trikling filter, wordt het effluent direct gerecirculeerd. Hierdoor
wordt het slib mee gerecirculeerd waardoor de trickling filter kan vertoppen. Bij model B, dat
ook uit één trickling filter bestaat, kan dit niet gebeuren. Modellen C en D kunnen grotere
volumes verwerken. Bij model C kunnen beide trickling filters verstoppen door het slib. Bij
model D wordt dit risico zeer sterk verlaagd.
I Literatuurstudie
17
Maar er moet rekening gehouden worden met het minimale debiet voor trickling filter 2, dat
nodig is om de filter vochtig te houden en de dikte van de biofilm te controleren. Tabel 5 geeft
de design parameters weer voor verschillende beoogde reacties. (26, 27, 29, 31)
Figuur 6: Meest voorkomende process flow diagrammen met recirculatie. (A en B) een
stap trickling filters (C) twee staps trikling filter (D) twee traps trickling filter met
tussenliggende bezinker. (27)
Tabel 5: Ontwerpparameters trickling filter (27)
(a) toepasbaar voor ondiepe trickling filters
(b) concentratie in de effluentstroom van de bezinker
Opmerking: roughing is een voorbehandelingstechniek waarbij grote volumes influent over de trickling filter
worden gebracht en zo worden ontdaan van organische onzuiverheden
I Literatuurstudie
18
6.1.5 Nitrificatie
Indien er een hoge graad van nitrificatie bij trickling filters met plastic medium dient op te
treden dienen volgende parameters toegepast te worden: cross-flow medium omdat het
contactoppervlak per volume-eenheid hier hoger is t.o.v. andere plastic. Hierdoor kunnen de
trager groeiende autotrofe nitrificatie bacteriën die dunnere biofilms vormen voldoende
aanwezig zijn. Tevens mag het COD-gehalte van het influent niet te hoog zijn mits anders de
hetetrofe biofilm de autotrofe nitrificatie biofilm kan overwoekeren. Eveneens moet er
voldoende mechanische ventilatie geïnstalleerd worden zodat de zuurstofconcentratie
voldoende hoog is over het gehele volume. (26, 27)
6.1.6 Macrofauna controle
De aanwezigheid van macrofauna (vliegenlarven, slakken en wormen) in de trickling filters
leidt tot overlast en verlaging van het rendement. Deze gebruiken het slib als voedingsbron
waardoor de hoeveelheid slib verlaagt. Deze kunnen verwijderd worden door een combinatie
van fysische en chemische toepassingen. Het doel is om een toxische omgeving te creëren
waarin ze niet meer kunnen aangroeien of waardoor ze afsterven. Wel dient het de werking
van het actief slib niet te inhiberen. Een allereerste oplossing is de filter voldoende vochtig te
houden waardoor de larven uitgespoeld worden. Een duurzame oplossing om vliegjes te
verwijderen is het voorhanden zijn van een grasveldje rondom de filters waardoor de vliegen
hierop hun eitjes leggen. Meer specifieke technieken zijn: periodisch hoge hydraulische
ladingen en debieten over de filter brengen, de filters periodisch laten vollopen of een hoge
ammonium dosis. Deze technieken worden eens per maand toegepast gedurende een tweetal
uur. Er dient wel opgemerkt te worden dat sommige technieken in het ene geval wel werken
en in het andere totaal niet.
Het periodisch hoge hydraulische ladingen en debieten over de filter brengen, zorgt voor
voldoende bevochtiging van de filter, verlaging van droge zones en plaatsen waar de larven
zich kunnen ontwikkelen. De filter kortstondig laten vollopen kan met een basische oplossing
op basis van CaO of NaOH. Bij pH 10 zijn 99% van de larven vernietigd. Bij toevoeging van
NH4Cl van pH 9,2 (NH3-N=150 mgN/l) zijn 100% van de slakken vernietigd. Dit dient wel
direct over de filter gebracht te worden en niet in het influent. Dan zijn er hogere
concentraties nodig (1000-1500 mg N/l). Larven en slakken die in het effluent meespoelen
kunnen via gravitatie worden verwijderd. Tevens kunnen nog insecticiden gebruikt worden
maar deze tasten de biofilm aan. (27, 31, 32)
I Literatuurstudie
19
6.1.7 Case study
Als dragermateriaal kan naast plastic en steengruis ook zand gebruikt worden. In een case
study (33), wordt een zandfilter, die periodiek werd belast, bestudeerd. Er werd gebruik
gemaakt van synthetisch melkspoelwater dat voornamelijk bestond uit glucose, melkpoeder
en NaHCO3. De zandfilter had een diameter van 0.3m en een lengte van 0.9m. Deze werd met
1 liter (10 g/l DS) actief slib, afkomstig van een rioolwaterzuivering, geïnoculeerd. De
biomassa groeide voornamelijk in de bovenste lagen aan door het meer voorhanden zijn van
nutriënten. Hierdoor was de retentietijd hoger en ontstonden er plassen op de bovenste lagen.
In onderstaande figuur 7 is de opbouw van de zandfilter weergegeven:
Figuur 7: Opbouw zandfilter (33)
De filter bestaat uit een eerste laag van grof grind (10-22 mm doorsnede) gevolgd door een
laag van grof zand (0.45 mm doorsnede) en een herhaling van kiezelsteentjes (10-20 mm
doorsnede) en fijn zand (0.11mm doorsnede). Het zand werd door de onderste gravel laag
tegengehouden en werd dus nooit uitgespoeld.
In het bovenste deel van de zandfilter, met de grof zandlaag, werd de hoogste efficiëntie
waargenomen. Tevens werd hier de grootste hoeveelheid biomassa teruggevonden.
Bij een hydraulische belasting van 22 g BOD/m².d. en een influentconcentratie van 3000
mg/l trad er na één doorgang afbraak van COD, ammonificatie en nitrificatie op. Na 3 cycli
werd er 99% BOD, 83% fosfor en 37% van de totale stikstof verwijderd. Het verwijderen,
dus het adsorberen, van fosfor hangt in grote mate af van de pH, calcium mineralen,
aluminium mineralen en de ijzer-fosfor verhouding mits er onoplosbare zouten kunnen
gevormd worden. Indien de filter niet meer voldoende fosfor verwijdert, dient deze vernieuwd
te worden. (33)
I Literatuurstudie
20
6.1.8 Commercieel beschikbare systemen en dragermateriaal
De Vlaamse firma Purotek verkoopt het syteem Kokopur® voor de verwerking van
huishoudelijk afvalwater en heeft als dragermateriaal kokosvezels. De vezelstructuur heeft
een groot specifiek oppervlak voor ad- en absorptie voor voedingsstoffen en water. De vezel
bevat voldoende lucht via de microporiën waardoor het systeem niet belucht dient te worden.
Dit dragermateriaal wordt in een biobed geïnstalleerd. Het influent wordt periodiek over het
biobed gebracht. Het systeem is ook te gebruiken tijdens de winter omdat kokosvezel het
systeem isoleert. (34)
Figuur 8: Geheel overzicht Kokopur® van Purotek (34)
Het Belgisch-Nederlands bedrijf Merrem & la Porte brengt verschillende plastic
dragermaterialen op de markt (zie figuur 9). Margerita is een random plastic dragermateriaal
gebouwd uit polypropyleen en heeft een diameter van 175 mm. (35) SESSIL® bestaat uit
lange stroken polyethyleen met een breedte van 30 mm en een specifiek oppervlak van 100 tot
250 m²/m³. BIO-NET® bestaat uit een cilindrische structuur van polyethyleen en heeft een
specifiek oppervlak van 100 tot 250 m²/m³ met 96% lege ruimte. (35-37)
Figuur 9: Dragermateriaal Margerita, SESSIL® en BIO-NET® van Merrem & la Porte
(35-37)
I Literatuurstudie
21
6.2
Biological aerated filter en submerged aerated filter
Biological aerated filters (BAF) en submerged aerated filters (SAF) zijn statische biofilm
systemen waarbij het dragermateriaal ondergedompeld is in het influent. Het combineert
biologische omzetting met dieptefiltratie. Ze verschillen in het feit dat BAF-reactoren worden
teruggespoeld om de aangegroeide biomassa en weerhouden deeltjes te verwijderen en dat
SAF-reactoren een nabezinktank vereisen. BAF-reactoren hebben als grote voordeel dat de
biomassaconcentratie hoger is dan bij trickling filters omdat hier geen lege ruimte moet
voorzien worden voor zuurstoftransport omdat het influent hier wordt belucht. Dit wordt
onderaan het dragermateriaal gedaan en moet er voor zorgen dat de zuurstofconcentratie zeker
4-5 mg/l bedraagt zodat nitrificatie goed kan optreden. BAF-reactoren zijn gemiddeld 2 tot 4
m hoog, SAF-reactoren 3-6 m en ze nemen ook minder grondoppervlak in dan trickling
filters. Het terugspoelen bij BAF-reactoren is noodzakelijk om het aangegroeide slib en de
weerhouden vaste deeltjes te verwijderen omdat deze niet kunnen verwijderd worden door
gravitatie. Indien dit niet zou gebeuren zal het dragermateriaal verstoppen. Dit is een groot
nadeel door het grote elektriciteitsverbruik. Naargelang het influent onderaan of bovenaan de
reactor wordt ingebracht spreekt men van een neerwaartse of opwaartse stroming. Beiden
worden weergegeven in figuur 10. (23, 38-40)
Figuur 10 : Overzicht opbouw opwaartse (links) en neerwaartse (rechts) biological
aerated biofilter (38)
De neerwaartse stroming is een betere uitvoering vergeleken met opwaarste stroming omdat
bij de neerwaartse stroming het verse influent in contact komt met de laagste
zuurstofconcentratie en het oude influent met de hoogste zuurstofconcentratie. Hierdoor is er
een betere verwijdering van het COD-gehalte en gaat de nitrificatie in hogere mate door. De
nitrificatie wordt onderaan de reactor uitgevoerd omdat er voldoende zuurstof aanwezig is.
Tevens kunnen deze hoger beladen influenten aan die bij opwaartse stroming luchtzakjes
doen ontstaan die het influent snel naar het oppervlak brengen en de verblijftijd verlagen. Bij
neerwaartse stroming zal de verblijftijd dan ook groter zijn. Ook zullen de luchtbellen niet
samenklitten waardoor er een betere verspreiding en opname van zuurstof plaats vindt.
I Literatuurstudie
22
Wel zal een opwaartse stroming grotere debieten aankunnen en zal er minder geurhinder zijn
daar de omgevende lucht enkel met het effluent in contact komt.(23, 38-40)
Een alternatieve opstelling wordt weergeven in figuur 11. Hierbij wordt een opwaartse
stroming gebruikt waarbij de beluchting niet onderaan maar in het midden gebeurt. Hierdoor
ontstaat een anoxisch en aeroob deel in het dragermateriaal. Door het verkrijgen van een
anoxisch deel kan de denitrificatie beter doorgaan. Wel is een recycle stroom nodig om het
anoxisch deel van nitraat te voorzien. Zo kan in het aeroob deel ammonificatie, nitrificatie en
koolstofverwijdering optreden en in het anoxisch deel denitrificatie. (38, 40)
Figuur 11: Overzicht opbouw opwaartse biological aerated filter (38)
BAF- en SAF-reactoren hebben als grote voordeel t.o.v. andere reactoren dat het hogere
belaste ladingen en debieten aankan en dat deze stabieler zijn bij lagere temperaturen. Dit
laatste is te verklaren doordat lucht in het systeem wordt geblazen zodat er warmte kan
worden toegevoegd. Door de mogelijkheid om hogere belaste ladingen te verwerken, kan de
reactor compact uitgevoerd worden. Bij deze reactoren is er veel minder macrofauna in
vergelijking met trickling filters omdat deze niet kunnen overleven in water. De reactoren zijn
echter niet bestand tegen piekladingen. (38, 39)
6.2.1 Dragermateriaal
Bij BAF-reactoren wordt als dragermateriaal enkel ruwe korrels gebruikt die onregelmatig of
sferisch van vorm zijn. Het plastic dragermateriaal bij SAF-reactoren werd al besproken bij
trickling filters. Het ruwe dragermateriaal vergroot het oppervlak waaraan biofilm zich kan
hechten. Het ideale dragermateriaal heeft een groot specifiek oppervlak, hoge duurzaamheid
en is bovenal goedkoop. Zodoende kan er zich veel biofilm hechten wat de efficiënte
vergroot. Bij BAF-reactoren bestaat het dragermateriaal uit plastic of steen/zand en heeft een
specifiek oppervlak van 1000-1500 m²/m³. Door het verschil in densiteit zullen de plastic
korrels drijven en steentjes/zand zinken in het influent (dat grotendeels uit water bestaat).
I Literatuurstudie
23
De steentjes/zand hebben als nadeel dat bij het terugspoelen hogere debieten en dus meer
energiekosten nodig zijn. Wel kan het zowel bij opwaartse als neerwaartse stroming gebruikt
worden in vergelijking met plastic dat enkel bij opwaartse stroming kan toegepast worden.
Indien de korrels groter zijn dan 6 mm zal de efficiëntie van de reactor verlaagd worden door
de grotere lege ruimtes en verminderde hoeveelheid oppervlak waaraan biomassa kan groeien.
Maar het vereist bij terugspoeling lagere debieten en het dient minder frequent toegepast te
worden bij korrels kleiner dan 3 mm. Daarom wordt er gekozen voor een grootte van 3-6 mm.
Het dragermateriaal bepaalt de hoogte van de reactor. Indien er steentjes/zand gebruikt wordt,
is de hoogte 2-4 m en voor plastic dragermateriaal 3-5m. (23, 38, 40, 41)
6.2.2 Terugspoelen
Terugspoelen wordt enkel bij BAF-reactoren gedaan en is noodzakelijk om aangegroeid slib
en vast deeltjes te verwijderen zoniet daalt de efficiëntie van de reactor door te lage
zuurstofconcentraties. Wel zorgt deze noodzakelijkheid voor een extra energie- en bouwkost.
Daarom wordt deze stap zo minimaal mogelijk toegepast. Terugspoelen gebeurt door een
hoog debiet van lucht en water door het dragermateriaal te brengen. Het debiet van lucht
bedraagt ongeveer 0,5 m³ lucht per m³ dragermateriaal en per minuut, voor water is dit 0,35
m³ water per m³ dragermateriaal en per minuut. Voor reactors met steentjes als
dragermateriaal wordt terugspoeling in de omgekeerd richting toegepast. Voor reactors met
plastic dragermateriaal kan er zowel neerwaarts als opwaarts teruggespoeld worden. De
frequentie waarop terugspoelen dient te gebeuren hangt af van de snelheid van de biomassa
aangroei. Dit wordt dus bepaald door het influent: hoe zwaarder beladen hoe sneller de
biomassa kan aangroeien. De frequentie kan op reguliere basis zijn of als het drukverlies een
bepaalde waarde overschrijdt. Tevens mag de cycli niet te lang duren anders wordt er te veel
biofilm weggehaald.(23, 38, 40)
6.2.3 Commercieel beschikbare systemen
De Vlaamse firma BelleAqua verkoopt het systeem BellaAqua SAF. Dit is een SAF-reactor
voor de behandeling van huishoudelijk afvalwater. Het dragermateriaal bestaat uit matten
gevormd door willekeurig door elkaar gevlochten draden in polypropyleen van ongeveer 2
mm dikte. De matten zijn 5 cm dik en 100 cm hoog en worden tegen elkaar geplaatst zodat ze
een blok vormen van 50 cm x 75 cm x 100 cm. In de reactor zijn twee blokken geplaatst met
een tussenruimte voor hercirculatie. Het specifieke oppervlak bedraagt 150 m²/m³. Tevens
bezit de reactor een voorbezinker en nabezinker in een cilindrische betonnen bekuiping. (42)
De Vlaamse firma Wijckmans brengt het systeem BIOGEX op de markt. Dit is een SAFreactor die ook voor de behandeling van huishoudelijk afvalwater van toepassing is. Het
systeem zit in een betonnen bekuiping en bevat naast de biologische tank een voorbezinker en
nabezinker. Het plastic dragermateriaal heeft een specifiek oppervlak van 200 m²/m³. Het
systeem wordt via een schotelbeluchter belucht. Figuur 12 geeft een bovenaanzicht van het
systeem weer. (43)
I Literatuurstudie
24
Figuur 12: Bovenaanzicht opbouw BIOGEX van Wijckmans (43)
De Vlaamse firma Purotek verkoopt het systeem Oxyfix® voor de behandeling van
huishoudelijk afvalwater. Het systeem is een SAF-reactor bestaande uit drie
behandelingsfasen: voorbezinker, bioreactor met het dragermateriaal Oxybee® en nabezinker.
Het dragermateriaal (figuur 13) heeft een honingraatstructuur en is vervaardigd uit
gerecycleerd plastic (polypropyleen en polyetyleen). Het heeft een specifiek oppervlak van
200m²/m³. (44)
Figuur 13: Dragermateriaal Oxybee® van Purotek (44)
I Literatuurstudie
25
7.
Dynamische biofilm reactoren
Dynamische biofilm reactoren worden opgedeeld in de biofilm fluidized bed (BFB) en de
biofilm airlift suspension (BAS) reactoren. Bij BFB-reactoren wordt het dragermateriaal, met
dynamische biofilm, in oplossing gehouden door het influent dat naar boven stroomt. Bij
BAS-reactoren wordt dit verkregen door het inpompen van lucht. Deze reactoren bevatten
grotere hoeveelheden slibconcentraties dan actief slibinstallaties (30 kg/m³ t.o.v. 3 kg/m³).
Tevens heeft het dragermateriaal van dynamische biofilm reactoren een groter specifiek
oppervlak vergeleken met dat van trickling filters (3000 m²/m³ t.o.v. 300m²/m²). Hierdoor
kunnen ze kleiner uitgevoerd worden.Ook is er een snellere diffusie van nutriënten mogelijk
door de dunnere biofilm (minder dan 100 µm) vergeleken met een statische biofilm
(gemiddeld 300 µm). Daarnaast hebben ze een hogere slibleeftijd (enkele weken) en minder
productie van biomassa vergeleken met een actief slib installatie. Door de hogere slibleeftijd
is er een grotere verscheidenheid in micro-organismen. Toch hebben deze reactoren ook
enkele nadelen: door de trage aangroei van slib duurt de opstartfase lang en eenmaal er
aangroei is, kan de dikte niet gecontroleerd worden omdat enkel het influentdebiet kan
aangepast worden. Indien deze verhoogd wordt, zal maar een fractie van de biofilm loskomen
maar het effluent zal in veel mindere mate omgezet zijn. (18, 20, 22, 23)
7.1
Biofilm fluidized bed (BFB) reactor
7.1.1 Werking
Bij BFB-reactoren wordt het influent onderaan in de reactor gepompt. Hierdoor wordt het
dragermateriaal, dat meestal zand met een diameter van 0,2-0,8 mm bedraagt, in oplossing
gehouden. Als het dragermateriaal verspreidt is in de reactor, ontstaat een groot specifiek
oppervlak waaraan biomassa zich kan hechten. Zo bevindt er zich 30-40 kg/m³ biomassa in de
reactor. Om voldoende zuurstof in het systeem te krijgen wordt de recycle stroom belucht.
Indien er echter te veel vraag is kan zuivere zuurstof een oplossing bieden. In deze reactor is
er steeds een gelaagdheid aanwezig, deze is afkomstig door het verschil in grootte en densiteit
van de biofilmpartikels. Dikkere biofilmlagen bevinden zich bovenaan de reactor. Het
onbedekte dragermateriaal en de dunne biofilmlagen bevinden zich onderaan de reactor omdat
hier meer biofilm loskomt door de hogere turbulentie. Het verschil in grootte en densiteit van
de biofilmpartikels kan voorkomen worden door bovenaan de reactor een grotere turbulentie
te creëren. De BFB-reactor wordt het best toegepast bij stromen met zeer hoge belasting maar
weinig zwevende stoffen (minder dan 100 mg/l). Figuur 14 geeft de opbouw van de reactor
weer. (22, 23, 45)
I Literatuurstudie
26
Figuur 14: Opbouw biofilm fluidized bed reactor (22)
7.1.2
Commercieel beschikbare systemen
De Vlaamse firma Prodall Europe verkoopt de Klargester Biosafe. Deze BFB-reactor staat in
voor het zuiveren van huishoudelijk afvalwater en is vervaardigd uit vezelsterke kunststof.
Het dragerateriaal bestaat uit polypropyleen en hoge-densiteit-polyethyleen. Tevens bevat het
systeem een voorbezinker waar denitrificatie kan doorgaan en een nabezinker. (46)
Figuur 15: Opbouw Klargester Biosafe (46)
De Vlaamse firma Vinckier brengt een BFB-reactor op de markt voor de verwerking van
huishoudelijk afval op de markt met als dragermateriaal Picobells. Deze hebben een vorm van
een halve bol met aan de binnenzijde ingebouwde lamellen. De Picobells hebben een
doorsnede van ongeveer 3,5 cm met een specifiek oppervlak van 450m²/m³. De betonnen
reactor bestaat uit een voorbezinker, bioreactor en nabezinker en wordt belucht via een
membraanbuisbeluchter. (47)
Figuur 16: Dragermateriaal Picobells (47)
I Literatuurstudie
27
7.2
Biofilm airlift suspension (BAS) reactor
7.2.1 Werking
Figuur 17 geeft de opbouw van een BAS-reactor met interne lus weer. Deze reactoren bestaan
uit een opwaarts en neerwaarts deel dat aan elkaar verbonden is. Hiervan zijn er twee
configuraties mogelijk: met een interne of een externe lus. Voor beide configuraties is het
principe gelijk. Lucht wordt onderaan in één van de delen van de reactor geblazen. Hierdoor
ontstaat het opwaartse deel. De ontstane snelheid moet groter zijn dan de bezinkingssnelheid.
Bovenaan de reactor verzamelt de lucht zich en wordt daar afgelaten. Maar een deel van de
lucht zal zich in het neerwaartse influent bevinden. Door het verschil in gasconcentratie en
dus de dichtheid zal er een stroom ontstaan die het influent en dragermateriaal met
dynamische biomassa mengt. Als dragermateriaal wordt meestal zand gebruikt. Deze heeft
een specifiek oppervlak van 2000-3000 m²/m³. Het effluent wordt bovenaan door een
ringvormige opening (annular space) met bezinkingsmogelijkheid verwijderd.(22, 23, 48)
Figuur 17: Opbouw BAS-reactor met interne lus (22)
De belangrijkste ontwerpparameter is het luchtdebiet die de maat weergeeft waarin de
vloeistof met dragermateriaal wordt gecirculeerd. Dit bepaalt de hoeveelheid zuurstof, de
mate van massatransport en mate van menging. Deze laatste parameter is hoger in het
opwaartse deel omdat de luchtbellen daar uiteenspatten. Om een aeroob systeem te verkrijgen,
is het noodzakelijk dat er voldoende zuurstof in het neerwaartse deel terechtkomt. Hoe meer
slibaangroei er aanwezig is of hoe zwaarder het dragermateriaal, hoe meer lucht er in het
systeem moet gepompt worden. Deze techniek is in staat om hoog belaste stromen (10-20 kg
COD /m³) in een korte tijd (0,5-4 uur) met veel biomassa (15-30 kg/m³) te verwerken. (22, 23,
48)
I Literatuurstudie
28
7.2.2 Dynamische biomassa
Er werd aangetoond dat tijdens de opstart van een BAS-reactor
BAS reactor meer dan 95% van de
aangehechte dynamische biomassa terug werd uitgespoeld. De sterke mate van loskomen is
het gevolg van de aanwezigheid van onbedekt dragermateriaal en komt enkel voor bij BASreactoren door de hogere turbulentie vergeleken met BFB-reactoren.
BFB
Zo zal tijdens de
opstartfase de hoeveelheid
elheid onbegroeid oppervlak dalen waardoor de hoeveelheid slib dat
afslijt ook zal dalen. Dit alles resulteert in een sterke, niet-lineaire,
niet lineaire, toename van de
biofilmdikte in functie van de tijd. Het onbedekte dragermateriaal is essentieel voor de
aangroei vann biofilm maar zorgt net voor de grote mate van loskomen. Dit stelt grote
problemen voor de opstartfase. Maar tijdens het proces zijn ze zeer nuttig om overmatige
biofilmvorming tegen te gaan.
gaan Tevens verandert de densiteit, dikte en vorm van de biofilm
tijdens het proces waardoor het massatransport wijzigt hierdoor
hierdoor is het rendement niet
constant. (20, 22)
7.2.3 Commercieel beschikbaar systeem
Het Duitse bedrijf Paques brengt de CIRCOX® op de markt.. Dit is een BAS-reactor
BAS
dat
influent met een COD-gehalte
gehalte van 5-30
5
kg O2/m³.d. kan verwerken. Het dragermateriaal
bestaat uit zand en basalt (0,15-0,25
(0,15 0,25 mm doorsnede) en heeft een specifiek oppervlak van
2000-4000
4000 m²/m³.d. De reactor is 19 m hoog en heeft een diameter van 4,5m. Een circulatie
duurt 40 seconden. Het dragermateriaal wordt van het effluent gescheiden door middel van
een gekantelde plaatbezinker bovenaan de reactor. (50, 51)
Figuur 18: Opbouw CIRCOX® van Paques (50)
I Literatuurstudie
29
Het bedrijf ABC fluid technology solution uit Schotland verkoopt de Microbac Bioreactor om
industrieel en huishoudelijk afvalwater te behandelen. Het kan zelfs ingezet worden voor de
behandeling van olielekken in waterig milieu en grondsaneringen. Het systeem bestaat uit een
plastic structuur die gefixeerd dragermateriaal bevat. Het geheel is omhuld met gecoated staal
of beton en wordt belucht via een membraanbeluchter. Figuur 19 geeft de doorsnede weer
van de reactor. De reactor is opgedeeld in verschillende verticale opwaartse en neerwaartse
kolommen. De circulatie van het influent is gebaseerd op de BAS-reactor. Maar deze reactor
bevat geen dynamische biofilm maar statische biofilm en het influent wordt aan de bovenzijde
ingebracht. Het influent zal onderaan worden belucht en eerst door een schuine opstelling van
het dragermateriaal moeten bewegen en daarna door een verticale opstelling. De schuine
opstelling zorgt voor een vertraging waardoor de lucht goed verdeeld kan worden over het
influent. Het dragermateriaal heeft een specifiek oppervlak van 150m²/m³. (49)
Figuur 19: Doorsnede van de Microbac Bioreactor (49)
I Literatuurstudie
30
II Materiaal en methoden
1
Bepaling van de fysicochemische parameters van afvalwater
De pH werd telkens opgevolgd met de pH-meter Hach HQ 40d PHC 101 en de
zuurstofconcentratie met de opgeloste zuurstofelektrode Hach HQ 40d LDO.
Om het droge stof gehalte te bepalen werd er 30 mL slib (V) gecentrifugeerd in een Heraeus
Megafuge 1.0 R centrifuge gedurende 10 minuten bij 4000 g. Het supernatans werd afgegoten
en het pellet werd losgeweekt in een weinig gedestilleerd water, waarna dit geheel in een op
voorhand getarreerd en geheel gedroogd recipiënt (X2) gebracht werd. Na overnachting bij
105°C werd het recipiënt met de stofdeeltjes gewogen (X1) en kan het gehalte aan zwevende
stoffen berekend worden: (X1-X2)/V (uitdrukken in g/L).
De waterstalen werden onderzocht via de “Hach-Lange cuvette tests”. Dit zijn kits die
samengesteld zijn uit cilindrische glascuvetten en reagentia. Na toevoeging van het waterstaal
zal een reactie optreden waarvan de concentratie van het eindproduct via absorbantie kan
gerelateerd worden aan de waterparameter. Hiervoor werd gebruik gemaakt van een
thermostaat (Hach-Lange LT200) en een spectrofotometer (Hach-Lange DR2800).
Het COD-gehalte (Hach-Lange test LCK 514 100-2000 mg O2/l en LCK 414 5-60 mg O2/l)
wordt bepaald door kaliumdichromaat te oxideren tot Cr3+ in een thermostaat bij 148 °C
gedurende 120 minuten. Dit gebeurt in een zwavelzuuroplossing waarbij zilversulfaat optreedt
als katalysator. Aanwezige chloor-ionen (tot 1500 mg/l) worden met kwiksulfaat gemaskeerd.
(52)
De ammoniumconcentratie (Hach-Lange test LCK 303 2,0-47,0 mg/l NH4-N) wordt bepaald
door het waterstaal gedurende 15 minuten te laten reageren bij een pH van 12,6 met
hypochlorietionen en salicylaationen in verbinding met natriumnitroprusside tot
indofenolblauw. Indien er aminen of reductiemiddelen aanwezig zijn in het waterstaal kunnen
deze de bepaling beïnvloeden. (52)
De nitraatconcentratie (Hach-Lange test LCK 339 0,23-13,5 mg/l NO3-N) van een waterstaal
wordt bepaald door het gedurende 15 minuten te laten reageren in een zwavel- en
fosforzuuroplossing met 2,6-dimethylfenol tot 4-nitro-2,6-dimethylfenol. Indien het CODgehalte te hoog is, leidt dit tot verkleuring van de reagentia en daardoor ook tot een hoger
resultaat. Tevens kunnen te hoge nitriet concentraties, chloriden- en calciumionen de bepaling
verstoren. Dit kan verholpen worden door resp. een spatelpunt amidosulfonzuur, zilversulfaat
en EDTA toe te voegen aan het waterstaal. (52)
De nitrietconcentratie (Hach-Lange test LCK 342 0,6-6,0 mg/l NO2-N) wordt bepaald door
het waterstaal gedurende 10 minuten te laten reageren met primaire aromatische aminen tot
diazoniumzouten.
II Materiaal en Methoden
31
Deze reageren met aromatische verbindingen met een amino- of hydroxylgroep tot een
intensief gekleurde azo-kleurstof. Indien chroom(VI)- of koper (II)ionen aanwezig zijn in het
waterstaal storen ze de bepaling. (52)
De totale stikstofconcentratie (Hach-Lange test LCK 238 5-40 mg/l) wordt bepaald door al de
aanwezige stikstof vrij te stellen door oxidatie tot nitraat in een thermostaat bij 100 °C
gedurende 60 minuten. Het nitraat reageert in een zwavel- en fosforzuur oplossing met 2,6dimethylphenol tot nitrophenol. Indien er reductiemiddelen aanwezig zijn, geven ze een lager
meetresultaat. (52)
De totale fosforconcentratie (Hach-Lange test LCK 348 0,5-5,0 mg/l PO4-P) in een waterstaal
wordt bepaald door alle aanwezig fosfor eerste door hydrolyse vrij te stellen. Dit gebeurt door
de cuvetten in een thermostaat te brengen bij 100 °C gedurende 60 minuten. Daarna zullen
alle aanwezige fosfaat ionen reageren in een zure oplossing met molybdaat- en
antimoonionen. Hierdoor wordt een antimonyfosformolybdaat-complex gevormd dat door
ascorbinezuur wordt gereduceerd tot fosformolybdeenblauw. Indien er fosfonzuren aanwezig
zijn in het watermonster moet de hydrolysetijd verlengd worden tot 120 minuten. (52)
II Materiaal en Methoden
32
2.
Bepaling van de bioafbreekbaarheid van melkspoelwater
2.1
Opstelling en opvolging proces
Om het effect van het melkspoelwater op het actief slib te meten werden drie verschillende
influenten gebruikt op basis van melkspoelwater, aangezuurd melkspoelwater en volle melk.
De actief slib reactoren werden belucht door een puimsteentje aan een debiet van 8,26 l
lucht/min.
Figuur 20: opstelling actieve slib reactoren
De bioafbreekbaarheid werd gevolgd aan de hand van een respirometrische proef. Dit omvat
het meten en interpreteren van de respiratiesnelheid van actief slib met in het bijzonder
heterotrofe bacteriën. Dit werd gemeten na de beluchtingsfase met een opgeloste
zuurstofelektrode tot een waarde van 3.5 mg O2/l.min. Nadien werd er terug belucht en
gemeten tot het systeem weer stabiel werd.
Tevens werd op dag drie de pH van het actief slib gemeten voor en na toevoeging van
influent. Beiden werden gemeten zonder luchtinjectie.
Om na te gaan of het actief slib aangroeide werd het zwevend stofgehalte bepaald.
2.2
Influent op basis van melkspoelwater
Het influent van de eerste drie bokalen werd gemaakt op basis van melkspoelwater met een
COD-gehalte van 53200 mg O2/l en een pH van 11,74. Om een lage belasting te verkrijgen
van 0,19 kg COD/ kg VSS.d werd aan 1 liter slib, met een droge stof gehalte van 10,547g/l,
38 ml melkspoelwater toegevoegd. Dit influent werd verzameld uit de bovenste vloeistoflaag
van een tank waar alle deelstromen van de reiniging in samenkomen.
Dit had als gevolg dat er veel vet aanwezig was, daarom werd het melkspoelwater eerst over
een koffiefilter gebracht om het grootste deel aan vet tegen te houden. Hierdoor had het
melkspoelwater toch nog een zeer hoog COD gehalte van 53200 mg O2/l en een pH van
11,74.
II Materiaal en Methoden
33
2.3
Influent op basis van aangezuurd melkspoelwater
Het influent van de tweede reeks van drie bokalen werd gemaakt op basis van aangezuurd
melkspoelwater met een COD gehalte van 53400 mg O2/l en een pH van 8,2. Om een lage
belasting te verkrijgen van 0,19 kg COD/ kg VSS.d werd aan 1 liter slib, met een droge stof
gehalte van 10,547g/l, 38 ml aangezuurd melkspoelwater toegevoegd. Dit influent werd
verzameld uit de bovenste vloeistoflaag van een tank waar alle deelstromen van de reiniging
in samenkomen. Dit had als gevolg dat er veel vet aanwezig was, daarom werd het
melkspoelwater eerst over een koffiefilter gebracht om het grootste deel aan vet tegen te
houden. Daarna werd er 0,69ml/l 96% zavelzuur toegevoegd om een pH van 8,2 te verkrijgen.
2.4
Influent op basis van volle melk
Het influent van de derde reeks van drie bokalen werd gemaakt op basis van volle melk met
een COD-gehalte aan 195400 mg O2/l en een pH van 6,8. Er werd voor volle melk gekozen
omdat in het verkregen melkspoelwater veel vet aanwezig was. Om een lage belasting te
verkrijgen van 0,19 kg COD/ kg VSS.d werd aan 1 liter slib, met een droge stof gehalte van
10,547g/l, 10 ml volle melk toegevoegd.
II Materiaal en Methoden
34
3.
Biologische zuivering van voorspoelwater met voorgeschakelde
vetvang
In het labo werd een biologische waterzuivering voor voorspoelwater geconstrueerd.
geconstrueerd
Onderstaande figuur geeft de schematische weergave.
Figuur 21:: Constructie van het continu systeem voor zuivering van voorspoelwater
a: frigo met influentvat
b: pomp (Watson Marlow 205S)
c: vetvang
d: actief slibinstallatie
e: trickling filter
f: beluchter
etvang met duikschotten
Figuur 22: Opbouw vetvang
II Materiaal en Methoden
35
3.1
Dimensionering van het systeem
Uit voorbereidende testen met voorspoelwater met een COD-gehalte van 4g O2/l bleek dat na
24 uur de eiwitten precipiteerden en aan het oppervlak een vetlaag werd gevormd. Hierdoor
werd het COD gehalte van de fractie tussen deze twee lagen verlaagd tot 2g O2/l en bedroeg
de pH 4,9. Hierdoor werd de vetvang zo gedimensioneerd dat de verblijftijd 24 uur bedroeg.
Om geen verzuring te verkrijgen in het influentvat of de leidingen werd het influent bewaard
in een koelkast en de lengte van de leidingen zo kort mogelijk gehouden.
De trickling filters werden als een continu systeem uitgevoerd. Als filterbelasting werd er 1kg
COD/m³.d gekozen, hierdoor ontstaat er een laagbelast systeem. Het totale volume van de
kolom bevatte 3 dm³. Er kon dus een COD-gehalte van 3g O2 per dag over de trickling filter
lopen. Aan een COD-gehalte van 2g O2 per liter afkomstig na de vetvang was er per dag in
totaal 1,5l influent nodig. Dit betekende dat er een debiet van 1ml/min moest gehaald worden.
Mits de vetvang twee trickling filters voedde, diende er 2 ml/min influent vanuit de koelkast
te worden toegevoegd met een COD-gehalte van 4g O2/l. Hierdoor moest het volume van de
vetvang, rekening houdend met 24 uur verblijftijd, 3l (2x1,5l) bevatten. De trickling filter
werd gevuld met dragermateriaal verkregen van de firma Prodall Europe dat in 4 werd
geknipt voor optimale vulling van de trickling filter. Tevens werd de trickling filter onderaan
belucht met een puimsteentje met een debiet van 8,26 l/min. De trickling filter werd
geïnoculeerd gedurende 1 week door actief slib uit een rioolwaterzuiveringsinstallatie te laten
recirculeren aan 22ml/min.
Figuur 23: Dragermateriaal van de firma Prodall Europe- links volledig –rechts:
verknipt in vier
Voor de actief slib installaties werd er een slibbelasting van 0,5 kg COD/kg VSS.d gekozen.
Hierdoor ontstond tevens een laagbelast systeem. Mits het effluent na de vetvang, met een
verblijftijd van 24 uur, 2 gram per liter bedroeg en aan 1ml per min werd toegevoegd, bedroeg
de belasting 3 gram per dag. Vervolgens moest er 6 g VSS aanwezig zijn. Het droge stof
gehalte van het slib bedroeg 5,15g/l wat maakte dat er 1,2l slib moest toegevoegd worden. Het
actief slib werd belucht met twee puimsteentjes aan een debiet van elk 8,26 l lucht/min.
II Materiaal en Methoden
36
3.2
Onderhoud en opvolging proces
De pH werd gevolgd van het oud influent, nieuw influent, vetvangers en effluent. De
zuurstofconcentratie van het effluent van de trickling filters werd ook bepaald
De slibindex werd telkens gevolgd door het zwevend stof gehalte en slibhoogte in Imhoff
kegels te bepalen.
Om de prestaties van de actief slib installatie en de trickling filters op te volgen werd het
effluent onderzocht op volgende parameters: COD-gehalte, ammoniumconcentratie,
nitraatconcentratie, totale stikstofconcentratie en totale fosforconcentratie.
3.3
Retentietijd bepaling van de trickling filters
Om de retentietijd van de trickling filters te bepalen werd een doorbraakcurve opgesteld. Deze
werd bepaald in week 10 en er werd gebruik gemaakt van een groene kleurstof: “AVEVE
Bloem Cake’n party voedingskleurstof groen”. Deze had een adsorbantiepiek bij 629 nm.
Hiermee werd een oplossing gemaakt met een adsorbantie van 0,805. Dit werd verkregen
door 1 liter oplossing te maken met 1,27 ml kleuroplossing. Hierdoor werd de kleurstof 787,4
keer verdund. Op tijdstip nul werd de vloeistof over de trickling filter geleid. In de tijd werd
de absorbantie gemeten tot deze gelijk was aan de absorbantie van het influent. Deze tijd is
gelijk aan de retentietijd.
II Materiaal en Methoden
37
4.
4.1
Pilootinstallatie voor de behandeling van melkspoelwater
Opvolging van het systeem
Om de prestatie van de pilootinstallatie op te volgen werd het effluent van de trickling filter,
voorbezinker van de IBA en nabezinker van de IBA onderzocht op volgende parameters:
COD-gehalte, ammoniumconcentratie, nitraatconcentratie, totale stikstofconcentratie en totale
fosforconcentratie. Tevens werd de pH opgevolgd in de verschillende compartimenten.
4.2
Aantal bacteriën in de biofilm fluidized bed reactor
Om het aantal bacteriën in de fluidized bed reactor te bepalen werd de biofilm die zich
gevormd had op het dragermateriaal d.m.v. een spatel afgeschraapt en uitgeplaat op milk agar.
Dit is een rijk medium voor de telling van bacteriën in melkgerelateerde producten. Tevens
werd er een uitplating uitgevoerd van een waterstaal uit de biofilm fluidized bed reactor.
Hiervoor werd al het nodige materiaal (milk agar, fysiologische oplossing (8,5 g NaCl/l),
pipettips en Epperdorf tubes) geautoclaveerd en werd er een verdunningsreeks aangemaakt
van 0 tot 10-4. Van deze verdunningsreeks en een blanco werd in drievoud 100 µl uitgeplaat
via een drigalskispatel. Na 5 dagen incubatie bij 20°C werd een telling uitgevoerd.
II Materiaal en Methoden
38
III Resultaten
1.
Bepaling van de bioafbreekbaarheid van melkspoelwater
Om het effect van het melkspoelwater op het actief slib te meten werden in het labo negen
actief slib reactoren op laboschaal gemaakt door gebruik te maken van glazen bokalen. Er
werden drie verschillende influenten gebruikt op basis van melkspoelwater (COD-gehalte
53200 mg O2/l), aangezuurd melkspoelwater (COD-gehalte 53400 mg O2/l) en volle melk
(COD-gehalte 195400 mg O2/l). Om een lage belasting te verkrijgen van 0,19 kg COD/ kg
VSS.d werd aan 1 liter slib, met een droge stof gehalte van 10,55 g/l, 38 ml melkspoelwater of
10 ml volle melk toegevoegd. Hierdoor was het COD-gehalte van het influent gelijk aan een
gemiddeld reëel melkspoelwater, 2000 mg/l. Dit gemiddelde van een reëel melkspoelwater
werd berekend uit de COD-gehalten van de drie stromen die in een reinigingsbeurt
voorkomen, rekeninghoudend met hun verhoudingen (tabel 3). Elk dag, gedurende 10 dagen,
werd het effluent verwijderd door het slib 30 minuten te laten bezinken en daarna uit de
bovenstaande vloeistof evenveel effluent te verwijderen dan influent is toegevoegd
vervolgens werd het influent vernieuwd. Omdat het slib niet ververst werd, ontstond een
sequentiële batchreactor.
De bioafbreekbaarheid werd gevolgd aan de hand van een respirometrische proef. Dit omvat
het meten en interpreteren van de respiratiesnelheid van actief slib met in het bijzonder
heterotrofe bacteriën. De respiratiesnelheid is de hoeveelheid zuurstof die per tijdseenheid
wordt verbruikt door het actief slib (uitgedrukt als mg/l). Dit werd gemeten na de
beluchtingsfase met een opgeloste zuurstofelektrode tot een waarde van 3.5 mg O2/l.min.
Nadien werd er terug belucht en gemeten tot het systeem weer stabiel werd. De snelheid,
bepaald door de richtingscoëfficiënt, is een maat voor de activiteit van het slib. Hoe groter de
snelheid, hoe meer zuurstof er wordt verbruikt, hoe actiever het slib.
Op dag drie werd de pH van het actief slib gemeten voor en na toevoeging van influent.
Beiden werden gemeten zonder luchtinjectie. Hierdoor werd onderzocht of de natuurlijk
aanwezige carbonaatbuffer voldoende effect heeft op de pH. Deze buffer ontstaat doordat
bacteriën CO2 vormen bij de aerobe respiratie.
Om na te gaan of het actief slib aangroeide werd het zwevend stofgehalte bepaald.
III Resultaten
39
100%
90%
80%
O2-reductie [%]
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
4,5
5
Tijd [minuten]
Volle melk
melkspoelwater
Aangezuurd melkspoelwater
Figuur 24: Zuurstofafname i.f.v. de tijd op dag acht voor de verschillende influenten
Uit figuur 24, die de zuurstofafname in functie van de tijd weergeeft op dag acht van het
experiment, is een duidelijk verschil te merken tussen enerzijds het melkspoelwater en het
aangezuurd melkspoelwater en anderzijds de volle melk. Hierbij was de snelheid, om naar 3,5
mg O2/l te gaan, bij volle melk hoger dan bij het melkspoelwater en het aangezuurd
melkspoelwater. Er was wel geen verschil tussen het melkspoelwater en het aangezuurd
melkspoelwater. De bufferende capaciteit werd gecontroleerd door de pH te meten tien
minuten na toevoeging van het influent. Voor het melkspoelwater, pH 11,74; was dit 8,61 en
voor het aangezuurd melkspoelwater, pH 8,2; was dit 8,18.
III Resultaten
40
8,0
A
7,0
tijd (minuten)
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
B
8,0
7,0
tijd (minuten)
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
tijd (minuten)
C
8,0
7,0
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
Dag 1
Dag 2
Dag 3
Dag 8
Dag 9
Dag 10
Figuur 25: Tijd voor zuurstofdaling van 7 tot 3,5 mg/l bij de drie influenten
A) Volle melk
B) Melkspoelwater
C) Aangezuurd melkspoelwater
In figuur 25 is de tijd die nodig is voor de zuurstofdaling van 7 tot 3,5 mg/l weergeven voor
de eerste en laatste drie dagen. Deze toont aan dat naarmate de dagen verstreken de tijd steeds
afnam en dus de respiratiesnelheid steeds toenam bij de drie soorten influent. Dit kan
verklaard worden doordat er meer zuurstof werd verbruikt door aangroei van slib.
III Resultaten
41
Op dag nul was het droge stof gehalte 10,55 g/l en op dag tien was dit voor melkspoelwater
15,52 g/l, voor aangezuurd melkspoelwater 13,97 g/l en voor volle melk 17,57 g/l. Dit leidde
tot meer aanwezigheid van bacteriën die samen meer zuurstof verbruikten.
Op dag vier en elf werd het slib onder een microscoop onderzocht. Op dag vier waren er een
beetje draadvormers zichtbaar bij al het slib. Het actief slib was compact, afgerond en stevig.
Bij het melkspoelwater, pH 11,74; waren er zelfs gesteelde ciliaten waarneembaar. Dit wees
op een gezond slib mits gesteelde ciliaten zeer onderhevig zijn aan stress. Op dag elf waren er
bij het melkspoelwater en het aangezuurd melkspoelwater tevens gesteelde ciliaten zichtbaar.
Het actief slib was open, afgerond en stevig. Bij de drie soorten influenten waren er meer
draadvormers zichtbaar. Door de open vorm en de aanwezigheid van draadvormers bezonk
het slib minder goed.
Figuur 26: Gesteelde ciliaten op dag elf bij melkspoelwater en aangezuurd
melkspoelwater (400 maal vergroot)
III Resultaten
42
2.
Biologische zuivering van voorspoelwater met voorgeschakelde
vetvang
Het doel bestond erin om een biologische zuivering te vinden die het voorspoelwater in
voldoende mate kon reduceren tot concentraties die verder afbreekbaar zijn met een
traditionele IBA, zodat dit samen met het hoofdspoelwater en naspoelwater kan verwerkt
worden tot de lozingsnormen. De opbouw en dimensionering van dit systeem wordt
uitgebreid besproken in Materiaal en Methoden. Het influent, aangemaakt op basis van rauwe
melk, wordt eerst over een vetvang gestuurd. Het effluent van de vetvang wordt dan doorheen
een actief slibsysteem of een trickling filter geleid.
2.1.
Nut van het gebruik van een voorgeschakelde vetvang
Om de vetvang te dimensioneren werd een voorbereidende test uitgevoerd. Hierbij bleek dat
bij het voorspoelwater met een COD-gehalte van 4g O2/l na 24 uur de eiwitten precipiteerden
en aan het oppervlak een vetlaag werd gevormd. Dit wordt weergeven in figuur 27. Uit de
voorgaande test werd de vetvang zo gedimensioneerd dat de verblijftijd 24 uur bedroeg.
Figuur 27: Caseïne-eiwitprecipitatie voorspoelwater na 24 uur
Tabel 6 geeft de parameters weer die bepaald werden van het influent en het effluent van de
voorgeschakelde vetvang na een verblijftijd van 24 uur in week 2. De pH daalde van 7,38
voor de vetvang naar 4,68 na de vetvang. Het COD-gehalte daalde, door gebruik te maken
van een vetvang, met 56,75%, totale stikstofconcentratie 29,91% en de totale
fosforconcentratie met 25,78%. De ammoniumconcentratie steeg met 175,24%.
Tabel 6: Karakteristieken influent en effluent na vetvang met verblijftijd van 24 uur in
week 2
parameter
influent
na vetvang
pH
7,38
4,68
COD (mg O2/l)
4000
1730
ammonium (mg/l NH4-N)
2,1
5,78
nitraat (mg/l NO3-N)
2,45
1,05
totale stikstofconcentratie (mg/l)
93,6
65,6
totale fosforconcentratie (mg/l PO4-P)
17,84
13,24
III Resultaten
43
2.2.
Opvolging actief slib installaties en trickling filters
Het influent werd gemaakt uit rauwe melk (102 ml melk aangelengd tot 5l) zodat een CODgehalte verkregen werd van 4g O2/l. Dit is een gemiddelde waarde van voorspoelwater. (1)
Om zo goed mogelijk een reële situatie te verkrijgen werd het influent vernieuwd en het
effluent afgelaten op maandag, dinsdag, donderdag en vrijdag. Hierdoor bedroeg het
gemiddeld verschil in pH tussen het verse effluent en het oude influent maar 0,66. Zo
ontstond een fed-batch systeem waarbij het influent continu werd toegevoegd en het effluent
periodiek werd verwijderd. Het effluent van de actief slib installaties bevond zich bovenaan
de reactor nadat er 30 minuten niet was belucht. Tevens werd twee keer per week, op
maandag en donderdag, de vetvang ontdaan van vet en eiwitten door het geheel over een
koffiefilter te brengen en de leidingen te spoelen. Om een representatief staal van het effluent
te bekomen werd eenmaal per week een staal genomen na een 24 uren cycli met vers influent
en gereinigde vetvangers. Het effluent werd gevolgd op volgende parameters: COD-,
ammonium-, nitraat, totaal stikstof en totaal fosfor gehalte. In de laatste week werd ook de
nitrietconcentratie bepaald. Deze parameters werden voor de actief slib installatie gedurende 5
weken opgevolgd en voor de trickling filters 10 weken. Deze parameters in functie van de tijd
worden weergegeven in figuur 28. Deze werden gemeten door “Hach-Lange cuvette tests”.
Na staalname werd het droge stof gehalte van de actief slib installaties op 6g/l gehouden door
het overtollige slib te verwijderen.
A
160
COD -gehalte (mg O2/l)
140
120
100
80
60
40
20
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
tijd (weken)
actief slib 1
actief slib 2
trickling filter 1
III Resultaten
trickling filter 2
detectielimiet
44
ammoniumconcnetratie
(mg/l NH4-N)
B
25
20
15
10
5
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
5
6
tijd (weken)
7
8
9
10
7
8
9
10
tijd (weken)
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
D
40
totale stikstof concentratie (mg/)l
nitraatconcentraite (mg/l NO3-N)
C
35
0
1
2
3
4
0
1
2
3
4
30
25
20
15
10
5
0
5
6
tijd (weken)
actief slib 1
actief slib 2
trickling filter 1
III Resultaten
trickling filter 2
detectielimiet
45
totale fosforconcentratie (mg/l)
E
16
14
12
10
8
6
4
2
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
tijd(weken)
actief slib 1
actief slib 2
trickling filter 1
trickling filter 2
detectielimiet
Figuur 28: A) COD-gehalte in functie van de tijd
B) Ammoniumconcentratie in functie van de tijd
C) Nitraatconcentratie in functie van de tijd
D) Totale stikstofconcentratie in functie van de tijd
E) Totale fosforconcentratie in functie van de tijd
Voor trickling filter 2 zijn in week 2 geen parameters bepaald mits het effluent verzadigd was
met slib door afschuiven van de biofilm uit de trickling filter. Tevens zijn geen waarden
beschikbaar voor week 5 en 6 mits vlak voor week 5 de biomassa in de trickling filter
grotendeels was uitgespoeld. In week 7 was de filter hersteld (gelijk lopende waarden met
trickling filter 1). Alhoewel deze maar voor 1/3 was bedekt met biofilm. In week 5 was het
niet meer mogelijk om parameters van actief slib installatie 1 te bepalen door de zeer slechte
bezinking van het slib. Verder werd pas vanaf week 2 het totale fosforgehalte bepaald. Mits
vanaf week drie de bezinking van de actief slib installaties moeilijker werd en het slib
samenklonterde werd beslist om in week 5 de actief slib installatie af te koppelen.
Het COD-gehalte bedroeg na de vetvang en dus van het influent van de biologische zuivering
1730 mg O2/l. Het effluent van beide actief slib installaties vertoonde een steeds toenemend
COD-gehalte in de tijd. Wel was het COD-gehalte van actief slib installatie 2 steeds hoger
dan dat van actief slib installatie 1. Zo steeg het COD-gehalte voor actief slib installatie 2 zelf
naar 112,8 mg O2/l in week 4. Het COD-gehalte van het effluent van de trickling filters
schommelde tussen 28,5 mg O2/l en 85,2 mg O2/l met een gemiddelde van 54,1 mg O2/l.
Hierdoor is er een afname van gemiddeld 98,6% van het oorspronkelijke voorspoelwater.
III Resultaten
46
Bovendien is het COD-gehalte van de trickling filters steeds lager dan dat van de actief slib
installaties.
De ammoniumconcentratie bedroeg na de vetvang en dus van het influent van de biologische
zuivering 5,78 mg/l NH4-N. Voor week 3 was geen enkele ammoniumconcentratie
detecteerbaar. Alle ammoniumconcentraties lagen hoger dan deze van het influent (buiten in
week 3 voor actief slib installatie 2 en in week 6 voor trickling filter 1). De
ammoniumconcentratie van de actief slib installaties steeg vanaf week 3 en was steeds hoger
dan deze van de trickling filters (buiten voor trickling filter 1 in week 4). Vanaf week 8 steeg
de ammoniumconcentratie van de trickling filters.
De nitraatconcentratie bedroeg na de vetvang en dus van het influent van de biologische
zuivering 1,05 mg/l NO3-N. De nitraatconcentratie van de trickling filters was steeds hoger
dan deze van het influent (buiten in week 1 voor trickling filters 1 en 2). De
nitraatconcentratie steeg tot een maximum van 16,44 mg/l NO3-N. Beide trickling filters
volgden elkaar nauw en hadden een gemiddelde nitraatconcentratie van 6,26 mg/l NO3-N
waardoor er een toename is van gemiddeld 155% t.o.v. het oorspronkelijke voorspoelwater.
De nitraatconcentratie van de actief slib installaties was steeds lager dan deze van het influent
en schommelde rond de detectielimiet.
De totale stikstofconcentratie bedroeg na de vetvang en dus van het influent van de
biologische zuivering 65,6 mg/l. De totale stikstofconcentratie van de actief slib installaties en
de trickling filters steeg. De trickling filters hadden een gemiddelde totale stikstofconcentratie
van 16,9 mg/l waardoor er een gemiddelde afname was van 81,9% t.o.v. het oorspronkelijke
voorspoelwater. De actief slib installaties hadden een gemiddelde stikstofconcentratie van
10,9 mg/l waardoor er een gemiddelde afname was van 88,4% t.o.v. het oorspronkelijke
voorspoelwater.
De nitrietconcentratie van de trickling filters werd bepaald in week 10. Voor de eerste
bedroeg deze 1,16 mg/l NO2-N voor de tweede was het niet detecteerbaar.
Om de denitrificatie te stimuleren werd trickling filter 2 niet meer belucht vanaf week 9. De
zuurstofconcentratie in het effluent van trickling filter 2 bedroeg voor het stopzetten van de
beluchting 8,1 mg/l en na een week zonder beluchting 7,5 mg/l. Doordat de
zuurstofconcentratie niet sterk daalde was er ook geen extra denitrificatie meer mogelijk. Dit
werd tevens aangetoond door de nitraatconcentraties die vrijwel constant bleven (12,4 mg/l
NO3-N voor stopzetten beluchting en 11,4 NO3-N bij stopzetting.)
De totale fosforconcentratie bedroeg na de vetvang en dus van het influent van de biologische
zuivering 13,24 mg/l PO43-P. Alle waarden lagen hieronder (buiten voor trickling filter 1 in
week 10). Alle totale fosforconcentraties lagen tussen 1,66 mg/l PO43-P en 9,52 mg/l PO43-P
(buiten trickling filter 1 in week 10). De gemiddelde totale fosforconcentratie van de trickling
filters bedroeg 6,10 mg/l waardoor er gemiddeld afname was van 65,8% t.o.v. het
oorspronkelijke voorspoelwater. De gemiddelde totale fosforconcentratie van de actief slib
installaties bedroeg 5,30 mg/l waardoor er gemiddeld afname was van 70,3% t.o.v. het
oorspronkelijke voorspoelwater.
III Resultaten
47
Na doorgang in de trickling filters werd de pH gemiddeld 7,94, in de actief slib installaties
8,11. De zuurstofconcentratie bedroeg gemiddeld voor trickling filters 8,3 mg/l.
Gedurende de periode van tien weken werd er telkens wat vet en eiwit in het midden van de
filters weergevonden (figuur 29). Dit kwam omdat niet al het vet en eiwitten waren
afgescheiden in de vetvang. Door het influentbuisje bovenaan de trickling filter regelmatig
van plaats te veranderen was hiervan niets meer zichtbaar na 3-4 dagen. Vanaf week vijf
waren er vliegjes en larven aanwezig in de bovenste 8 cm van de trickling filters.
In week 9 was er duidelijk slib weg uit trickling filter 2 door de larven. In het
effluent van de trickling filters was er steeds slib aanwezig wat duidt op
slibafschuiving door aangroei.
Figuur 29: Witte afscheiding in trickling filter
2.3.
Opvolging slib in actief slib installaties
Over de periode van vijf weken bleef het slib afgerond en stevig. Wel was er een toename in
het aantal draadvormende bacteriën. Deze bemoeilijkten het bezinken van het actief slib. Er
werd de gehele periode rotiferen en zwemmende ciliaten waargenomen. Op week drie
werden er zelfs gesteelde ciliaten waargenomen, wat op een gezond slib wees. Echter de
enorme hoeveelheid aan draadvormers zorgden in week 5 ervoor dat het slib zeer moeilijk
bezonk. Deze zichtbare kenmerken zijn te verklaren doordat vanaf het opstarten van de actief
slib installaties gekozen werd voor een lage slibbelasting. Hieruit volg dat het
omzettingsrendement hoog is en er weinig slibproductie is (vergeleken met een hoge
slibbelasting). Hierdoor is de slibleeftijd hoog zodat er veel verschillende metazoa (o.a.
rotiferen) en protozoa (o.a. ciliaten) voorkomen. Deze voeden zich met losse cellen en actief
slib vlokjes. Dit leidt tot een verbeterde effluentkwaliteit en verlaging van de slibproductie.
III Resultaten
48
Maar doordat er gekozen werd voor een lage slibbelasting is de groeisnelheid van de
draadvormende bacteriën groter dan deze van vlokvormende bacteriën. Hierdoor groeit het
aantal draadvormende bacteriën aan waardoor de bezinking versclechtert. Hierdoor is het
toepassen van een actief slibinstallatie niet haalbaar. Figuur 30 geeft een microscopische
weergaven van het actief slib na 1 week, 4 weken en de bezinking van het slib in een Imhoffkegel van 1 l in week 5 voor beide actief slib installaties na 30 minuten. De slibhoogte na 30
minuten bedroeg 1000 ml/l voor actief slib installatie 1 en 925 ml/l voor actief slib installatie
2.
Figuur 30: Microscopische weergaven van actief slib (100 maal vergroot) na 1 week
(links), na 4 weken (rechts) en de bezinking in Imhoff-kegels van 1l in week 5 na 30
minuten: actief slib installatie 1 (links) en 2 (rechts)
2.4.
Effect van een nabezinker op denitrificatie bij trickling filters
Om een nabezinker te simuleren werd er 15 ml slib, dat uit de kolom werd mee gespoeld, in
een beker van 1 l gebracht. Zo ontstond er een laagje op de bodem. Het effluent werd hierin
opgevangen voor 23 uur en het nitraatgehalte werd bepaald door de “Hach-Lange cuvette
tests”. Het effluent van de trickling filters en dus het influent van de nabezinker bedroeg voor
de 1ste nabezinker 6,36 mg/l NO3-N en voor de 2de nabezinker 11,4 mg/l NO3-N. Na een
verblijftijd van 23 uur in de nabezinker bedroeg het nitraatgehalte 7,04 mg/l NO3-N voor de
nabezinker van trickling filter 1 en 7,08 mg/l NO3-N voor de nabezinker van trickling filter 2.
Bij de eerste is er geen verschil op te merken maar de tweede daalde wel. Hierdoor is het
aangewezen om een nabezinker achter de filter te plaatsen voor een betere denitrificatie.
2.5.
Retentietijd bepaling van de trickling filters
Voor trickling filter 1 bedroeg de retentietijd 2 uur en voor trickling filter 2 40 minuten. Wel
was de biomassa van trickling filter 2 in week 5 deels uitgespoeld waardoor er in week 10
minder biomassa aanwezig was vergeleken met trickling filter 1. Hierdoor bevatte trickling
filter 1 meer slib, dat voor meer weerstand van de influentstroom zorgde, waardoor er een
grotere retentietijd werd verkregen.
III Resultaten
49
3.
Bepaling doeltreffendheid vetafscheidend inoculum
Deze proef werd al eerder uitgevoerd door Wouter Taghon maar als basis voor het
voorspoelwater werd nu rauwe melk i.p.v. volle melk gebruikt. Het doel bestond erin om de
doeltreffendheid van een vetafscheidend inoculum na te gaan. Als inoculum werd GTOTM van
producent Spillaway InternationalTM gebruikt. Dit bacteriologisch product werd speciaal
ontwikkelt voor het omzetten van vet, olie en organische afval uit vetvangers tot CO2 en
water. Als opzet werden er zes bekers gevuld met 800 ml voorspoelwater met een COD
gehalte van 4g O2/l. Aan de eerste twee bekers werd geen inoculum toegevoegd, waardoor
deze als blanco’s dienden. Aan volgende twee bekers werd er 60µl inoculum toegevoegd, dit
is de aanbevolen dosis van de fabrikant, en aan de laatste twee bekers werd een overmaat,
1ml, toegevoegd. Na toevoeging van het inoculum werden de zes bekers geroerd en na zeven
dagen werd het COD-gehalte bepaald, na volledig omroeren van de bekers, door “HachLange cuvette tests”.
Figuur 31: Reeks van zes bekers op dag vier: geen inoculum (1 en 2), 60 µl inoculum (3
en 4) en overmaat inoculum (5 en 6).
Na vier dagen waren bij alle bekers de caseïne-eiwitten geprecipiteerd en was er aan het
oppervlak een vetlaag gevormd. Na zeven dagen werd na het mengen van de bekers het CODgehalte bepaald en vergeleken met het oorspronkelijke gehalte van 4 g/l. Voor de blanco’s,
waar geen inoculum werd toegevoegd, bedroeg dit 2888 mg/l, voor de bekers met de
aanbevolen toegevoegde hoeveelheid inoculum 2924 mg/l en voor de bekers met overmaat
inoculum 2824 mg/l. Omdat er vrijwel geen verschil te merken is tussen de verschillende
COD-gehalten, kan er besloten worden dat het inoculum geen effect uitoefent op de
vetafscheiding. De verlaging in COD-gehalte kan enkel verklaard worden door de
aanwezigheid van melkzuurbacteriën uit de lucht. Deze bacteriën produceren melkzuur wat
voor een verlaging van de pH zorgt. Dit werd vastgesteld: de pH daalde van 7,3 naar
gemiddeld 4,6.
III Resultaten
50
4.
Pilootinstallatie voor de behandeling van melkspoelwater
4.1
Opstelling
Voor de behandeling van melkspoelwater werd een pilootinstallatie ontworpen en gebouwd
bij een melkveehouder in Kruishoutem. De pilootinstallatie bestaat uit twee delen: een eerste
deel is de voorbehandeling van het voorspoelwater op basis van de resultaten
resultate behaald in deze
thesis en het tweede deel is conventioneel opgebouwde een IBA. Deze geconstrueerd
geconstrue
uit
polyethyleen en figuur 32 geeft de opbouw weer.
Figuur 32:: Opbouw pilootinstallatie voor de behandeling van melkspoelwater
I: voorbehandeling voorspoelwater
oelwater
II: individuele behandeling van afvalwater
a: driewegklep
b: toevoer voorspoelwater
c: toevoer hoofd- en naspoelwater
d: buffervolume voorspoelwater
e: airlift
f: vetvang met drie duikschotten
4.2
g: verdelingsysteem
h: trickling filter
i: buisbeluchter type TD63-2050
TD63
j: luchtpomp Secoh SLL-40
40 40W
k: voorbezinker
l: biofilm fluidized bed reactor
m: nabezinker
n: afvoer naar beek
Dimensionering van het systeem
Om het voorspoelwater te scheiden van het hoofdhoofd en naspoelwater werd een driewegklep die
in verbinding stond met de reinigingsautomaat geïnstalleerd. Het volume voorspoelwater per
dag bedroeg 150 l, dit werd bekomen door driemaal daags te melken waarbij telkens 50 l
voorspoelwater vrijkwam. Deze 150 l dient
dient voorbehandeld te worden in een tijdsduur van 24u
zodat het gehele afvalwatervolume dat op één dag ontstaan op één dag gezuiverd kan worden.
Hierdoor zal het debiet dus 6,25 l/u (150 l / 24 u) moeten bedragen dat door de vetvang en
trickling filter gaat. Dit debiet wordt via een airlift systeem van het buffervolume naar de
vetvang gebracht.
III Resultaten
51
De airlift bestaat uit een buis die verticaal in het buffervolume is gemonteerd. Onderaan deze
buis wordt er lucht ingeblazen waardoor het voorspoelwater meegesleurd wordt naar boven.
Omdat het airlift systeem te veel debiet gaf, werd aan de luchtpomp een tijdsklok bevestigd
(Brennenstuhl 10T40). Hierdoor wordt er om de drie kwartier gepompt gevolgd door drie
kwartier rust. Omdat na de plaatsing er maar twee keer per dag werd gemolken werd het
debiet verlaagd naar 4,5 l/u. Deze waarde werd verkregen door Q = V/t met t de verblijftijd
(24 u), V volume vetvang (0,108 m³) en Q debiet ingaand.
Uit voorbereidende testen met voorspoelwater met een COD-gehalte van 4g O2/l bleek dat na
24 uur de eiwitten precipiteerden en er aan het oppervlak een vetlaag werd gevormd. Hierdoor
werd de vetvang zo gedimensioneerd dat de verblijftijd 24 uur bedroeg waardoor het volume
0,108 m³ was. Om de goede werking van de vetvang te verhogen werden drie schotten
aangebracht.
Mits de discontinue aanvoer van influent moet aangesloten worden op een continu systeem is
een buffervolume noodzakelijk. Dit zal een volume moeten hebben van 0,075 m³. Dit werd
bekomen doordat er om 6:00 a.m. , 12 a.m. en 6:00 pm werd gemolken. Op tijdstip één zal er
50 l toekomen en zal er tegen tijdstip twee 37,5 l (6u X 6,25 l/u) weg vloeien en 12,5 l
overblijven. Op tijdstip twee komt er terug 50 l toe en zal er terug 37,5 l wegvloeien en 12,5 l
overblijven. Op tijdstip drie zal 50 l toekomen en zal er nog 25 l (2 X 12,5l) over zijn van de
vorige blokken. Hierdoor is er een volume van 0,075m³ noodzakelijk. Doordat er na de
plaatsing er maar twee keer per dag werd gemolken is dit buffervolume ruim genoeg.
Voor de trickling filter werd een belasting van 1 kg COD/ m³.d gekozen net als bij de
voorgaande testen in het labo. Om het COD-gehalte van het voorspoelwater na de vetvang te
schatten werd het COD-gehalte van het voorspoelwater bepaald (2500 mg O2/l) en
vermenigvuldigd met de reductie bekomen in het labo (56,75%) na doorgang door een
vetvang. Hierdoor zou het COD-gehalte na de vetvang 1081 mg O2/l bedragen. Hierdoor zal
er 0,1622 kg COD per dag (1081 mg/l . 150 l) over de trickling filter vloeien waardoor een
volume van 0,1622 m³ noodzakelijk was. Het dragermateriaal is hetzelfde als in het labo maar
werd niet verknipt. Om een betere verdeling van het voorspoelwater over de trickling filter te
verkrijgen wordt gewerkt met een gekante rand. De trickling filter wordt onderaan belucht via
een buizenbeluchter voor optimaal zuurstoftransport. De gebruikte buizenbeluchter heeft een
perforatie oppervlak van 0,12 m² over een lengte van 750 mm. Tevens wordt onderaan het
voorbehandelde voorspoelwater via een airlift systeem naar de voorbezinker van de IBA
gebracht. Zowel de buizenbeluchter als het airlift systeem worden gevoed via een luchtpomp.
Omdat na plaatsing de melkveehouder maar twee keer per dag meer melkte werd de trickling
filter maar voor 0,67 kg COD/ m³.d belast.
Dit werd verkregen door het COD-gehalte (1081 mg O2/l) te vermenigvuldigen met het
volume voorspoelwater (100 l) en dit geheel te delen door het volume van de trickling filter
(0,1622m³).
III Resultaten
52
Het volume melkspoelwater dat de IBA per dag verwerkt, bedraagt 450 l (3.150 l). Om de
IBA te dimensioneren werd gebruik gemaakt van de dimensies van een bestaande IBA die
Prodall Europe verkoopt (Biosafe 6). Deze verwerkt een debiet van 50 l/u en heeft een
voorbezinker van 2,2 m³, een biofilm fluidized bed reactor van 0,765 m³ en een nabezinker
van 0,63 m³. Door elk volume te delen door het debiet (50 l/u) en te vermenigvuldigen met
het nieuwe debiet van 18,75 l/u (450 l / 24 u) werden de volumes van de biofilm fluidized bed
reactor en nabezinker bekomen. De voorbezinker werd bekomen door als debiet 300 l/d te
kiezen i.p.v. de normale 450 l/d omdat het melkspoelwater weinig zwevende deeltjes bevat en
dus kleiner kan gedimensioneerd worden in vergelijking met huishoudelijk afvalwater waar
meer zwevende deeltjes aanwezig zijn. Tevens werden de volumes iets veranderd zodat de
IBA praktisch kon geplaatst worden. Hierdoor bedraagt het volume van de voorbezinker 468
l (82 l kleiner dan berekend), de biofilm fluidized bed reactor 263 l (26 l kleiner dan
berekend) en de nabezinker 263 l (27 l groter dan berekend). Het dragermateriaal is hetzelfde
als wat gebruikt werd in het labo, maar dit werd niet verknipt en werd in beweging gebracht
door de zelfde type buizenbeluchter die hierboven wordt beschreven. De voorbezinker,
biofilm fluidized bed reactor en nabezinker worden met een u-vormige buis verbonden.
De trickling filter en de biofilm fluidized bed reactor werden geïnoculeerd gedurende 1 week
door actief slib uit een rioolwaterzuiveringsinstallatie te laten recirculeren.
4.3
Opvolging van het systeem
Om de prestatie van de pilootinstallatie op te volgen werd het effluent van de trickling filter
en schepstalen van de voorbezinker van de IBA en nabezinker van de IBA vanaf dag 17
onderzocht op volgende parameters: COD-gehalte, ammonium-, nitraat-, totale stikstof- en
totale fosforconcentratie. Tevens werd de pH opgevolgd in de verschillende compartimenten.
A
800
700
COD-gehalte (mgO2/l)
600
500
400
300
200
100
0
17
24
31
38
45
tijd (dagen)
trickling filter
voorbezinker
III Resultaten
nabezinker
detectielimiet
53
7
B
6
ammoniumconcentratie
(mg/l NH4-N)
5
4
3
2
1
0
17
24
31
38
45
38
45
38
45
tijd (dagen)
3
nitraatconcentratie (mg/l NO3-N)
C
2,5
2
1,5
1
0,5
0
17
24
31
D
totale stikstofconcentratie (mg/l)
tijd (dagen)
30
25
20
15
10
5
0
17
24
31
tijd (dagen)
trickling filter
voorbezinker
III Resultaten
nabezinker
detectielimiet
54
totale fosforconcentratie (mg/l)
E
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
17
24
31
38
45
tijd (dagen)
trickling filter
voorbezinker
nabezinker
detectielimiet
Figuur 33: A) COD-gehalte in functie van de tijd
B) Ammoniumconcentratie in functie van de tijd
C) Nitraatconcentratie in functie van de tijd
D) Totale stikstofconcentratie in functie van de tijd
E) Totale fosforconcentratie in functie van de tijd
Op dag 45 werden er geen parameters bepaald voor de trickling filter omdat het effluent
verzadigd was met vet en proteïnen.
De COD-gehalten van de trickling filter, voorbezinker IBA en nabezinker IBA bleven vrijwel
constant in functie van de tijd. Het COD-gehalte van het voorspoelwater werd met 75,2 %
gereduceerd t.o.v. het voorspoelwater tot gemiddeld 620 mg O2/l en dit door gebruik te maken
van een trickling filter met voorgeschakelde vetvang. De COD-gehalten van de voorbezinker
en nabezinker van de IBA waren vrijwel constant en gelijklopend met een gemiddelde waarde
van 169 mg O2/l en ligt hoger dan de verwachte waarde voor de voorbezinker (44,89 mg
O2/l).
De ammoniumconcentratie van de trickling filter steeg in functie van de tijd met een
gemiddelde waarde van 6,22 mg/l NH4-N op dag 24 en 38. De ammoniumconcentraties van
de voorbezinker en nabezinker van de IBA waren constant en gelijklopend met een
gemiddelde van 2,10 mg/l NH4-N.
De nitraatconcentraties van de trickling filter, voorbezinker IBA en nabezinker IBA bleven
vrijwel constant in de tijd. Wel lag de nitraatconcentratie van de trickling filter steeds lager
dan deze van de voorbezinker en nabezinker van de IBA.
III Resultaten
55
De gemiddelde nitraatconcentratie van de trickling filter bedroeg 0,471 mg/l NO3-N waardoor
er een afname was van het voorspoelwater van gemiddeld 84,2 % door gebruik te maken van
een trickling filter met voorgeschakelde vetvang. De gemiddelde nitraatconcentratie voor de
IBA bedroeg 2,52 mg/l NO3-N.
De totale stikstofconcentratie steeg voor de trickling filter in functie van de tijd en had een
gemiddelde waarde van 25,5 mg/l op dag 24 en 38 waardoor er een reductie was van 32,82%
t.o.v. het voorspoelwater door gebruik te maken van een trickling filter met voorgeschakelde
vetvang. De totale stikstofconcentraties van de IBA bleven constant in functie van de tijd met
een gemiddelde waarde van 7,08 mg/l en ligt in de buurt van de verwachte waarde voor de
voorbezinker (10,13 mg/l).
De totale fosforconcentratie in de voorbezinker en nabezinker van de IBA daalde in functie
van de tijd en bleef vrijwel constant op dag 38 en 45 waarbij een gemiddelde waarde van 5,86
mg/l verkregen werd. Deze waarde ligt beduidend lager dan de verwachte waarde voor de
voorbezinker (26,47 mg/l). De totale fosforconcentratie van de trickling filter schommelde
tussen 5,28 mg/l en 11,36 mg/l.
De gemiddelde pH-waarde voor het effluent van de trickling filter bedroeg 7,83 en deze voor
de IBA 9,96. De pH-waarde van de IBA ligt dicht bij de verwachte waarde (10,3). De pHwaarde onderaan de vetvang daalde in functie van de tijd maar bleef constant op 5,41 voor
dag 38 en 45.
Vanaf dag 23 was er een beetje vet zichtbaar op de trickling filter. Op dag 45 was de trickling
filter volledig bedekt met vet. Dit vet is afkomstig uit de vetvang en wordt door het te grote
debiet aan influent uit de vetvang meegesleurd.
Figuur 34 : Trickling filter volledig bedekt met vet op dag 45 (achteraan)
Eén maand na de plaatsing van de installatie was er een witte slijmerige substantie zichtbaar
op het dragermateriaal van de biofilm fluidized bed reactor. Dit werd zichtbaar door met een
spatel op het dragermateriaal te schrapen. Van deze witte substantie en het afvalwater in de
biofilm fluidized bed reactor werd op dag 50 het aantal kolonievormende kolonies geteld op
milk agar. De resultaten van deze uitplatingen zijn weergeven in tabel 7.
III Resultaten
56
Tabel 7: Gemiddeld aantal kolonievormende eenheden op milk agar in de biofilm fluidized
bed reactor op dag 50
verdunning waterstaal dragermateriaal
blanco 100
0
0*
100
0
0
-1
10
6
1
-2
10
0
6
-3
10
1
0
-4
10
2
0
* Er werd 1 kolonievormende eenheid geteld op een van de drie platen
Om een goede telling te verkrijgen moet het aantal kolonievormende eenheden tussen 30 een
300 liggen. Omdat dit niet zo is en de tellingen onlogisch zijn, kan er gesteld worden dat er
nog geen aangroei is van microbieel leven in de biofilm fluidized reactor.
III Resultaten
57
IV Bespreking
1.
Bepaling van de bioafbreekbaarheid van melkspoelwater
Uit figuur 24, die de respirometrische data weergeeft, is een duidelijk verschil te merken
tussen enerzijds het melkspoelwater en het aangezuurd melkspoelwater en anderzijds de volle
melk. Hierbij was de snelheid, om naar 3,5 mg O2/l te gaan, bij volle melk hoger dan bij het
melkspoelwater en het aangezuurd melkspoelwater. Er was wel geen verschil tussen het
melkspoelwater en het aangezuurd melkspoelwater. Dit was te verklaren daar beide influenten
hetzelfde vetgehalte maar hoger dan dat van volle melk hadden en het systeem werd
gebufferd. Het melkspoelwater en het aangezuurd melkspoelwater hadden een groter
vetgehalte dan volle melk mits deze afkomstig waren uit de bovenste vloeistoflaag van de
tank waar alle deelstromen samen kwamen. De bufferende capaciteit werd gecontroleerd door
de pH te meten tien minuten na toevoeging van het influent. Voor het melkspoelwater, pH
11,74; was dit 8,61 en voor het aangezuurd melkspoelwater, pH 8,2; was dit 8,18. Hierdoor
kan men stellen dat de toevoeging van het sterk basische melkspoelwater geen effect had op
het slib en dus voor toepassing in een actief slib installatie niet eerst moet aangezuurd worden.
Op dag vier en elf werd het slib onder een microscoop onderzocht. Op dag vier waren er een
beetje draadvormers zichtbaar bij al het slib. Het actief slib was compact, afgerond en stevig.
Bij het melkspoelwater, pH 11,74; waren er zelfs gesteelde ciliaten waarneembaar. Dit wees
op een gezond slib mits gesteelde ciliaten zeer onderhevig zijn aan stress. Op dag elf waren er
bij het melkspoelwater en aangezuurd melkspoelwater tevens gesteelde ciliaten zichtbaar. Het
actief slib was open, afgerond en stevig. Bij de drie soorten influenten waren er meer
draadvormers zichtbaar. Door de open vorm en de aanwezigheid van draadvormers bezonk
het slib minder goed. Deze zichtbare kenmerken zijn te verklaren doordat vanaf het opstarten
van de actief slib installaties gekozen werd voor een lage slibbelasting. Hieruit volgt dat het
omzettingsrendement hoog is en er weinig slibproductie is (vergeleken met een hoge
slibbelasting). Hierdoor is de slibleeftijd hoog zodat er veel verschillende metazoa (o.a.
rotiferen) en protozoa (o.a. ciliaten) voorkomen. Deze voeden zich met losse cellen en actief
slib vlokjes. Dit leidt tot een verbeterde effluentkwaliteit en verlaging van de slibproductie.
Maar doordat er gekozen werd voor een lage slibbelasting is de groeisnelheid van
draadvormende bacteriën groter dan deze van vlokvormende bacteriën. Hierdoor groeit het
aantal draadvormende bacteriën aan met een slechte bezinking tot gevolg.
IV Bespreking
58
2
Biologische zuivering van voorspoelwater met voorgeschakelde
vetvang
Het doel bestond erin om een biologische zuivering te vinden die het voorspoelwater in
voldoende mate kon reduceren tot concentraties die afbreekbaar zijn met een traditionele IBA.
Zodat dit samen met het hoofdspoelwater en naspoelwater kan verwerkt worden tot de
lozingsnormen.
2.1
Nut van het gebruik van een voorgeschakelde vetvang
In de vetvang was de precipitatie van de eiwitten zichtbaar samen met een vetlaag aan het
oppervlak. De vetvang had een verblijftijd van 24 uur. Eiwitten komen voor als micellen en
bestaan voor 80% uit calciumzouten van caseïne-eiwitten. Deze precipeteren als de pH lager
dan 4,7 bedraagt. Deze pH werd verkregen door de aanwezigheid van melkzuurbacteriën die
afkomstig zijn uit de lucht. Bij deze lage pH zullen de calciumionen uit de micellen migreren,
daardoor zijn deze neutraal geladen en ontstaat er een onstabiel complex dat precipiteert.
Door enkel de fractie, zonder de caseïne-eiwitten en vet, naar de biologische zuivering te
sturen, kan het voorspoelwater beter afgebroken worden. Dit is te wijten aan een daling in het
COD-gehalte met 56,75%, nitraatconcentratie met 57,14%, totale stikstofconcentratie met
29,91% en de totale fosforconcentratie met 25,78%. De verlaging in het COD-gehalte is te
verklaren doordat vet en caseïne-eiwitten een hoge koolstoffractie bevatten. Over de verlaging
in nitraatconcentratie kan geen correcte verklaring gegeven worden omdat de waarden dicht
bij elkaar liggen en de fout op deze waarde niet gekend is. De verlaging in totale stikstof en
totale fosfor is te verklaren door de verwijdering van de caseïne-eiwitten die fosfor bevatten
door de posttranslationele modificatie en het stikstof afkomstig van de aminozuren. De
stijging van 175,24% bij de ammoniumconcentratie is te wijten aan het optreden van
ammonificatie (omzetting van organische stikstof naar ammonium).
Het is dan ook wenselijk om een vetvang voor de biologische zuivering te plaatsen. Deze
dient een verblijftijd van minimaal 24u te hebben en opgebouwd zijn uit minimaal twee
duikschotten. Tevens moet een aftappunt voorzien worden onderaan voor het aflaten van de
geprecipiteerde eiwitten en een vetschraper.
IV Bespreking
59
2.2
Opvolging actief slib installaties en trickling filters
Het COD-gehalte van beide actief slib installaties vertoonde een steeds toenemende trend en
dus een mindere mate van afbraak. Dit kan verklaard worden door de minder goede bezinking
van het slib waardoor slibdeeltjes in het effluent terecht kwamen. Tevens zorgde het samen
klonteren van het actief slib ervoor dat de actief slib installatie niet meer goed kon belucht en
gemengd worden. Hierdoor ontstond een slechte afbraak die op te merken was in het CODgehalte. Daarom is een actief slib installatie niet toepasbaar voor de behandeling van
voorspoelwater.
De trickling filters hadden een betere reductie van het COD mits hier geen sprake is van
slechtere bezinking die slib in het effluent kan verkrijgen.
Tabel 8 geeft de gemiddelde effluentwaarden van de trickling filters tijdens week 10 en de
lozingsnormen op oppervlaktewater weer.
Tabel 8: Gemiddelde effluentwaarden trickling filters week 10 en lozingsnormen op
oppervlaktewater (2,16)
parameter
gemiddeld effluent week 10
lozingsnormen op oppervlaktewater
COD (mg O2/l)
ammonium (mg/l NH4-N)
nitraat (mg/l NO3-N)
totale stikstofconcentratie (mg/l)
78,20
20,4
17,8
34,9
251
5
10
8,5
totale fosforconcentratie (mg/l PO4-P)
10,18
1
1 De lozingsnormen worden enkel weergegeven in BOD205-gehalte
Daarom is een trickling filter een goed systeem voor de behandeling van voorspoelwater. Wel
kan hier slib via afschuiven van het dragermateriaal in het effluent terechtkomen maar het
effluent kan geklaard worden door gebruik te maken van een nabezinker. Het lage CODgehalte van het effluent kan gemakkelijk verder afgebroken worden in een traditionele IBA
tot de lozingsnormen op oppervlaktewater.
Bij de actief slib installaties is er een toename van de ammoniumconcentratie en de totale
stikstofconcentratie vanaf week 3. Maar de nitraatconcentratie is steeds zeer laag. Dit kan
verklaard worden door de minder goede beluchting door het samen klonteren van het actief
slib waardoor de reactor niet meer goed gemengd en belucht kon worden met anoxische zones
tot gevolg. Hierdoor kan de nitrificatie, dat een aeroob proces is, minder goed doorgaan
waardoor de ammoniumconcentratie stijgt tot zelfs boven de influent waarde. Daarentegen
kan de denitrificatie wel goed doorgaan mits dit een anoxisch proces is, hierdoor is de
nitraatconcentratie zeer laag en lager dan de influentconcentratie. Door het in mindere mate
doorgaan van de nitrificatie stijgt de totale stikstofconcentratie door het accumuleren van
ammonium. Doordat de denitrificatie goed doorgaat is de totale stikstofconcentratie wel lager
dan dat van het influent omdat de totale stikstofconcentratie slechts daalt als stikstof het
systeem verlaat via stikstofgas. Door de slechte nitrificatie is een actief slib installatie niet
haalbaar voor de behandeling van voorspoelwater.
IV Bespreking
60
De totale stikstofconcentratie voor beide trickling filters steeg vanaf week 7 maar bleef onder
de influentconcentratie. Tevens steeg voor beide vanaf dan ook de ammoniumconcentratie en
de nitraatconcentratie. Dat wil zeggen dat zowel de nitrificatie als de denitrificatie in mindere
mate doorgingen. Dit kan verklaard worden door de dalende temperatuur in het labo (19
november). Denitrificatie verloopt optimaal bij temperaturen hoger dan 20°C. Doordat de
denitrificatie in minder mate doorgaat zal nitriet zich opstapelen, wat een inhibitor is voor de
nitrificatie. Een trickling filter is een goede oplossing voor het behandelen van
voorspoelwater. Wel mag de temperatuur niet te laag zakken, daarom is het aangewezen om
de ruimte rond de trickling filter te isoleren. De verkregen effluentconcentraties kunnen goed
verder worden afgebroken in een IBA tot de lozingsnormen op oppervlaktewater.
De totale fosforconcentratie van de actief slib installaties steeg vanaf week 3 en van de
trickling filters vanaf week 8. Dit is te verklaren door de lagere aangroei van slib omdat fosfor
een fundamenteel element is voor de groei van micro-organismen. Door de lagere aangroei
zullen er minder micro-organismen aanwezig zijn in de trickling filters (er sterven nog altijd
evenveel af) waardoor er minder afbraak is van koolstof- en stikstofcomponenten. Dit is ook
te zien in de lichte toename van het COD-gehalte vanaf week 8 en een sterke toename in de
ammonium-, nitraat en totale stikstofconcentratie vanaf week 8. De verkregen totale
fosforconcentraties van de trickling filters kunnen verder goed gereduceerd worden in een
IBA tot de lozingsnormen op oppervlaktewater.
IV Bespreking
61
3.
Vergelijking performantie trickling filters met voorgaand onderzoek
Hier vergelijken we de resultaten bekomen in deze thesis met deze bekomen vorige
academiejaar (2012-2013) door Wouter Taghon.
3.1
Opstelling trickling filters
Wouter Taghon heeft onderzoek gedaan naar de zuivering van voorspoelwater met influent op
basis van volle en magere commerciële melk met trickling filters. In totaal werden zes
gelijkaardige trickling filters opgesteld met dragermateriaal als in deze thesis. Trickling
filters 1 tot en met 4 kregen influent op basis van volle melk met een COD-gehalte van 5 g
O2/l. Wel waren trickling filters 1 en 2 maar voor de helft gevuld, waardoor de belasting
dubbel zo hoog was (4 kg COD/m³.d) als deze bij trickling filters 3 en 4 (2 kg COD/m³.d).
Trickling filters 5 en 6 waren volledig gevuld en het influent werd aangemaakt op basis van
magere melk met een COD-gehalte van 5 g O2/l. Hierdoor werd een belasting van 2 kg
COD/m³.d verkregen. Beide influenten werden tegen een debiet van 0,75 ml/min over de
trickling filters gebracht. Tevens werd gedurende 1 week actief slib over de trickling filters
gebracht. Hierna werd de opstelling voor 63 dagen gevolgd op volgende parameters: CODgehalte, ammoniumconcentratie, nitraatconcentratie, totale stikstofconcentratie en totale
fosforconcentratie.
Het grote verschil met de opstelling in deze thesis is dat hier gebruik werd gemaakt van rauwe
melk als influent, er een voorgeschakelde vetvang aanwezig was en dat de trickling filters
actief werden belucht. Het influent werd met een debiet van 1 ml/min over de trickling filters
gebracht en had een COD-gehalte (na de vetvang) van 1730 mg O2/l. Wel werd er maar een
belasting van 1 kg COD/m³.d opgelegd (dit is de helft van deze bij de opstelling van Wouter
Taghon). De trickling filters werden door middel van een puimsteentje onderaan belucht met
een debiet van 8,26 l/min. Tevens werden de trickling filters gedurende 1 week geïnoculeerd
met actief slib. Dit systeem werd gedurende 70 dagen opgevolgd voor dezelfde parameters.
3.2
Opvolging van het proces
Het zichtbare verschil tussen de twee opstellingen is het niet meer voorkomen van een witte
laag bestaande uit eiwitten en vetten. Deze worden grotendeels afgescheiden in de vetvang
waardoor ze de reductie van COD, stikstof en fosfor niet negatief kunnen beïnvloeden in de
trickling filters. De vetvang alleen al reduceerde het COD-gehalte met 56,75%, de totale
stikstofconcentratie met 29,91% en de totale fosforconcentratie met
25,78%. De
ammoniumconcentratie steeg met 175,24% (van 2,1 mg/l NH4-N naar 5,78 mg/l NH4-N). De
influentparameters van deze thesis en deze van Wouter Taghon zijn weergegeven in tabel 9 en
de effluentparameters in tabel 10. Alhoewel de COD-gehalten van het influent vrijwel gelijk
was,
werd
deze
sterk
gereduceerd
door
gebruik
te
maken
van
een vetvang. Tevens is de totale stikstofconcentratie beduidend lager.
IV Bespreking
62
Tabel 9: Influentparameters Wouter Taghon (op basis van volle en mager melk) en deze thesis (op basis van rauwe melk)
Influent op basis van
influentparameter
volle melk1
magere melk rauwe melk
COD (mg O2/l)
ammonium (mg/l NH4-N)
nitraat (mg/l NO3-N)
totale stikstofconcentratie (mg/l)
5420
2,1
5200
140
4000
2,1
2,45
93,6
totale fosforconcentratie (mg/l PO4-P)
17,84
17,84
1
De ammonium- en totale fosforconcentratie van rauwe melk en volle melk werden aan elkaar
gelijk gesteld omdat hun COD-gehalte vergelijkbaar is en ze beiden evenveel werden verdund.
Tabel 10: Effluentparameters Wouter Taghon (trickling filters 1-6) en deze thesis
effluentparameter
COD (mg O2/l)/ COD-reductie (%)
ammonium (mg/l NH4-N)
nitraat (mg/l NO3-N)
totale stikstofconcentratie (mg/l)/totale stikstofreductie (%)
totale fosforconcentratie (mg/l PO4-P)
gemiddelde verblijftijd (uur)
1
trickling filters 1-2 trickling filter 3-4
trickling filter 5-6
influent volle melk influent volle melk influent magere melk
4 kg COD/m³.d
2 kg COD/m³.d
2 kg COD/m³.d
853/ 84,26%
306/ 94,12%
1404/ 73%
> 21
>21
>50
<6
<6
105,8/ 24,43%
76,8/ 45,14%
> 10
> 10
6,42
4,88
5,42
Verblijftijd voor trickling filter 1 mits trickling filter 2 deels was uitgespoeld.
IV Bespreking
63
trickling filters thesis
influent rauwe melk
1 kg COD/m³.d
54,1/ 98,65%
<21
>6
16,9/ 81,9%
< 10
21
De verschillende effluentwaarden van Wouter Taghon en deze thesis kunnen vergeleken
worden mits de influentwaarden gelijkaardig zijn. Er kan geconcludeerd worden dat een
opstelling met vetvang beduidend op alle parameters, behalve nitraat, een beter rendement
geeft. Dit is vooral te wijten aan het niet meer voorkomen van een witte laag bestaande uit
eiwitten en vetten in de trickling filters. Deze worden namelijk grotendeels afgescheiden in de
vetvang. Hierdoor kunnen ze de reductie van COD, stikstof en fosfor niet negatief
beïnvloeden. Wel dient de denitrificatie in het oog gehouden te worden zodat deze voldoende
kan doorgaan in een IBA.
IV Bespreking
64
4.
Pilootinstallatie voor de behandeling van melkspoelwater
4.1.
Opvolging van het systeem
Voor de behandeling van melkspoelwater werd een pilootinstallatie gebouwd op basis van de resultaten behaald in deze thesis. De
pilootinstallatie bestaat uit twee delen: een eerste deel is de voorbehandeling van het voorspoelwater en het tweede deel is een conventioneel
opgebouwde IBA.
Tabel 11: Parameters van het gesimuleerde influent (op basis van rauwe melk) en van de spoelwaters op de site in Kruishoutem
influentparameter
influent labo-opstelling
COD (mg O2/l)
ammonium (mg/l NH4-N)
nitraat (mg/l NO3-N)
totale stikstofconcentratie (mg/l)
totale fosforconcentratie (mg/l PO4-P)
pH
voorspoelwater hoofdspoelwater
4000
2,1
2,45
93,6
17,84
7,38
2500
2
2,98
37,96
8
7,61
61
2
3,96
8,86
73
12,09
naspoelwater
40,8
2
3,1
7,06
2,6
8,8
Tabel 12: Gemiddelde effluentparameters trickling filter labo, pilootinstallatie en lozingsnormen op oppervlaktewater (2,16)
effluentparameter
COD (mg O2/l)
ammonium (mg/l NH4-N)
nitraat (mg/l NO3-N)
totale stikstofconcentratie (mg/l)
totale fosforconcentratie (mg/l PO4-P)
pH
trickling filter labo
trickling filter installatie
54,1
<21
6,26
16,9
6,1
7,94
620
5,33
0,471
22,9
8,05
7,83
voorbezinker IBA nabezinker IBA
167
2,20
2,41
7,57
10,33
9,98
171
2
2,63
6,58
7,94
9,94
$ De lozingsnormen worden enkel weergegeven in BOD205-gehalte
* De lozingsnomen worden enkele weergegeven voor nitraat en nitriet
IV Bespreking
65
lozingsnormen op oppervlaktewater
25$
5
10*
8,5
1
6,5-9
De COD-gehalten, ammoniumconcentraties en totale stikstofconcentraties van de trickling
filter lagen steeds hoger dan deze van de voorbezinker. De sterke reductie in de voorbezinker
is te wijten aan de verdunning van het effluent van de trickling filter met het hoofdspoelwater
en naspoelwater dat lage concentraties aan COD, ammonium en totale stikstof bevat. De
totale fosforconcentratie van de trickling filter en de voorbezinker van de IBA lopen vrijwel
gelijk ondanks de grote totale fosforconcentratie afkomstig van de hoofdspoeling. Dit is te
verklaren door het ontstaan van een neerslag van fosfaatzouten. De nitraatconcentratie in de
voorbezinker van de IBA lag steeds hoger dan deze van de trickling filter omdat de hoogste
nitraatconcentraties afkomstig waren van de hoofd- en naspoeling.
De COD-gehalten, ammonium- , nitraat- en totale stikstofconcentraties van de voorbezinker
en nabezinker zijn vrijwel gelijk en constant. Dit is enkel te verklaren door de slechte werking
van de biofilm fluidized bed reactor door het te weinig aanwezig zijn van microbieel leven.
Dit werd aangetoond doordat er geen groei was op de uitplatingen. Het slib kan zeer moeilijk
aangroeien omdat het influent zeer laag beladen is en reinigingsmiddelen bevat. De
fosfordaling in de nabezinker is te verklaren door het ontstaan van fosforzouten in de biofilm
fluidized bed reactor die zichtbaar aanwezig waren op het dragermateriaal.
Alhoewel het COD-gehalte van het voorspoelwater (COD-gehalte 2500 mg O2/l) bijna de
helft bedraagt dan dat van het influent op basis van rauwe melk in het labo (COD-gehalte
4000 mg O2/l) is het effluent van de trickling filter zwaarder beladen (COD-gehalte 620 mg
O2/l t.o.v. 54.1 mg O2/l). Het lagere rendement van de trickling filter is te wijten aan de grote
hoeveelheid influent, afkomstig van de vetvang, die ineens over de trickling filter vloeit door
de slechte afstelling van de airlift die de vetvang voedt. Tevens was de pH onderaan de
vetvang steeds groter dan deze die nodig is om de caseïne-eiwitten te precipiteren waardoor
deze eiwitten nog in het effluent van de vetvang zaten. Door het continu aanvoeren en
weerhouden van eiwitten (stikstofrijke fractie) in de trickling filter verlaagt het rendement van
alle stikstofparameters in de tijd voor de trickling filter. Deze daling is niet weer te vinden bij
de voorbezinker en nabezinker van de IBA omdat deze teniet wordt gedaan door de
verdunning met het voor- en naspoelwater dat lage stikstofparameters hadden. Bovendien was
1/3 van de trickling filter ondergedompeld in het effluent omdat de airlift een bepaalde
hoeveelheid effluent nodig heeft om dit naar de voorbezinker van de IBA te brengen.
Ondanks de grote verschillen met de labo-opstelling deden de stikstofparameters het even
goed of zelfs beduidend beter dan in de labo-opstelling.
Het is niet gekend of de lozingsnorm op oppervlaktewater voor het COD-gehalte werd
behaald omdat deze enkel wordt uitgedrukt in BOD205-gehalte en deze niet kon bepaald
worden in het labo. Het BOD205-gehalte hangt af van de biologische afbreekbaarheid van het
effluent omdat het verband tussen BOD205 en COD gegeven wordt door BOD205 =
0,65.f.COD waarbij de factor f tussen 0 (niet afbreekbaar) en 1 (volledig afbreekbaar) ligt. De
lozingsnormen voor alle stikstofparameters werden gehaald maar deze omtrent pH en fosfor
niet. Een oplossing om de fosfornorm te behalen is het aanwenden van een ander basisch
reinigingsmiddel.
IV Bespreking
66
Omdat het hoofdspoelwater de grootste totale fosforconcentratie bevat van al de drie
spoelingen. Dit reinigingsmiddel is reeds al op de markt bij dezelfde leverancier.
De temperatuur van het effluent mag volgens de lozingsnormen op oppervlaktewater niet
hoger zijn dan 30°C. De temperatuur werd echter niet opgemeten maar er kan uitgegaan
worden vanuit persoonlijke ervaring bij staalname dat het effluent deze waarde niet bereikte.
De andere lozingsnormen die opgenomen zijn in de literatuurstudie werden niet bepaald.
5.
Aanbevelingen
Voor verdere optimalisatie van de pilootinstallatie worden volgende zaken aanbevolen:
-
De overgang van het bufferbekken naar de vetvang moet zo continu mogelijk
zodat de verblijftijd van de vetvang 24 uur benaderd.
-
Plaats een constructie onderaan de trickling filter zodat deze zich niet in het
effluent bevindt.
-
Zorg voor een uitgebreider verdelingssysteem van het influent bovenaan de
trickling filter zodanig dat deze constant vochtig is.
-
Gebruik geen fosforhoudend reinigingsmiddel zodat de lozingsnorm op
oppervlaktewater omtrent totale fosforconcentratie kan gehaald worden.
-
Hou tevens rekening met het melkspoelwater van de melktank.
IV Bespreking
67
V Algemeen besluit
In deze masterproef werd onderzoek gedaan naar een structurele oplossing om
melkspoelwater biologisch te zuiveren. Volgende besluiten kunnen getrokken worden:
-
Actief slib is bestand tegen de basische samenstelling van het melkspoelwater.
-
Door het voorspoelwater vooraf te behandelen met een vetvang en een trickling filter
kan dit verder worden gezuiverd in een standaard IBA samen met het hoofdspoelwater
en naspoelwater.
-
De trickling filter van de pilootinstallatie behaalde een even goed of zelfs beter
rendement op de stikstofconcentraties vergeleken met de labo-opstelling maar haalde
geen goed rendement op het COD-gehalte. Er was veel eiwitafzetting op de trickling
filter door het niet verzuren van de vetvang. Tevens was het rendement van de IBA
zeer laag doordat er geen aangroei was van actief slib op het dragermateriaal.
V Algemeen besluit
68
VI Literatuurlijst
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
17.
18.
19.
20.
21.
22.
23.
24.
25.
26.
27.
Liu YY, Haynes RJ. 2011. Origin, Nature, and Treatment of Effluents From Dairy and Meat
Processing Factories and the Effects of Their Irrigation on the Quality of Agricultural Soils.
Critical Reviews in Environmental Science and Technology 41:1531-1599.
Ryckaert I, Anthonissen A, Winters J. 2008. Vlaamse overheid Departement Landbouw
Visserij Afdeling Duurzame Landbouwontwikkeling. Afvalwaterproblematiek op
melkveebedrijven.
Fauconnier K, Vanpeteghem J, Huits D, Mahieu J, Maes A, Vens V, Verhassel M,
Despierre K. 2001. Waterwegwijzer voor veehouders. Vlaamse Milieumaatschappij.
Derden A, Meynaerts E, Vercaemst P, Vrancken K. 2005. Best beschikbare technieken
voor de veeteeltsector. VITO.
VCM
vzw.
Mestdecreet.
Retrieved
17
februari
2014
from http://vcmmestverwerking.be/information/index_nl.phtml?informationtreeid=26.
Janni KA, Schmidt DR, Christopherson SH. 2007. Milk house wastewater characteristics.
University of Minnesota.
Kushwaha JP, Srivastava VC, Mall ID. 2011. An Overview of Various Technologies for the
Treatment of Dairy Wastewaters. Critical Reviews in Food Science and Nutrition 51:442-452.
VITO.
Afvalwater
rundveehouderij.
Retrieved
1
november
2013
from
http://ibbt.emis.vito.be/node/418.
N.I.S. Aantal koeien en melkveehouders 2002-2012. Retrieved 8 december 2013 from
http://www.vlam.be/nl/feitenencijfers/zuivel.
Belitz H, Grosch W, Schieberle P. 2009. Milk and dairy products, Food chemistry.
Vaclavik VA, Christian EW. 2014. Essentils of food science, 4th edition.
Wattiaux MA. Milk composition and nutritional value. University of Wisconsin Madison.
Envoronmental Protection Agency Ireland. 1995. Wast water treatment manuals
preliminary treatment.
Couper S, Tan M, Lei R. 2010. Farm dairy effluent treatment. In Collective NZLT (ed.),
Annual Conference.
VLAREM II Artikel 5BIS.19.8.4.5.5. lozing bedrijfsafvalwater in de openbare riolering,
Belgium.
VLAREM II Artikel 5BIS.15.5.4.3.4. Lozing bedrijfsafvalwater in oppervlaktewater.
Edzwald JK. 2010. Dissolved air flotation and me. Water Research 44:2077-2106.
Cohen Y. 2001. Biofiltration - the treatment of fluids by microorganisms immobilized into the
filter bedding material: a review. Bioresource Technology 77:257-274.
Castillo S, Zapico A, Doubrovine N, Lafforgue C, Fonade C. 2007. Study of a compact
bioreactor for the in-line treatment of dairy wastewaters: case of effluents produced on
breeding farms. Desalination 214:49-61.
Ravindran V, Kim SH, Badriyha BN, Pirbazari M. 1997. Predictive modeling for bioactive
fluidized bed and stationary bed reactors: Application to dairy wastewater. Environmental
Technology 18:861-881.
Agency USEP. 2000. Wastewater Technology Fact Sheet Trickling filters.
Nicolella C, van Loosdrecht MCM, Heijnen JJ. 2000. Wastewater treatment with
dynamische biofilm reactors. Journal of Biotechnology 80:1-33.
Husham IT, Qiang H, Al-Rekabi WS, Qiqi Y. 2012. Improvements in biofilm processes for
wastewater treatment. Pakistan Journal of Nutrition.
Kandasamy J, Vigneswaren S, Hoang T.T.L. Adsorption and biological filtration in
wastewater treatment.
Chaudhary DS, Vigneswaran S, Ngo HH, Shim WG, Moon H. 2003. Biofilter in water and
wastewater treatment. Korean Journal of Chemical Engineering 20:1054-1065.
Environmental Protection Agency Ireland. 1997 Waste water treatment manuals primary,
secondary and tertiary treatment.
Daigger GT, Boltz JP. 2011. Trickling Filter and Trickling Filter-Suspended Growth Process
Design and Operation: A State-of-the-Art Review. Water Environment Research 83:388-404.
VI Literatuurlijst
69
28.
29.
30.
31.
32.
33.
34.
35.
36.
37.
38.
39.
40.
41.
42.
43.
44.
45.
46.
47.
48.
49.
50.
51.
52.
Fitch MW, Pearson N, Richards G, Burken JG. 1998. Biological fixed-film systems. Water
Environment Research 70:495-518.
Canter S. 2010. Waterworld - trickling filters.
Logan BE, Hermanowicz SW, Parker DS. 1987. A fundamental model for trickling filter
process design. Journal Water Pollution Control Federation 59:1029-1042.
Water Environment Federation. 2007 Chapter 21 Trickling Filters, Rotating Biological
Contactors and Combined Processes.
Weaver JR, Bell AH, Audsley N, Stein J, Spicer M. 2006 Insect nuisance associated with
sewage treatment works.
Rodgers M, Healy MG, Mulqueen J. 2005. Organic carbon removal and nitrification of high
strength wastewaters using stratified sand filters. Water Research 39:3279-3286.
Purotek.
Kokopur?
Retrieved
24
februari
2014
from
http://www.purotek.com/productdetail.aspx?Category=8b3f1abd-1261-4b82-a7a0d07314fd8812&ID=cfba7c12-b5ed-48f6-9d49-76f909b94b28.
Merrem & la Porte. Margherita loose plastic media for trickling filters and anaerobic
digesters. Retrieved 24 februari 2014 from http://www.merrem.be/nl/vul-en-dragermateriaal/.
Merrem & la Porte. Sessil. Retrieved 24 februari 2014 from http://www.merrem.be/nl/vulen-dragermateriaal/.
Merrem
&
la
Porte.
BIO-NET.
Retrieved
24
februari
2014
from
http://www.merrem.be/nl/vul-en-dragermateriaal/.
Mendoza-Espinosa L, Stephenson T. 1999. A review of biological aerated filters (BAFs) for
wastewater treatment. Environmental Engineering Science 16:201-216.
Pramanik KB, Fatihah S, Shahrom Z, Ahmed E. 2012. Biological aerated filters (BAFs)
for carbon and nitrogen removal: a review. Journal of engineering science and technology.
Hasan HA, Abdullah SRS, Kamarudin SK. 2009 A review on the design criteria of
biological aerated filter for COD, ammonia and manganese removal in drinking water
treatment.
Moore R, Quarmby J, Stephenson T. 2001. The effects of media size on the performance of
biological aerated filters. Water Research 35:2514-2522.
BelleAqua.
BelleAqua
SAF.
Retrieved
24
februari
2014
from
http://www.belleaqua.be/waterzuivering.html.
Wijckmans Bouwmaterialen. BIOGEX. Retrieved 24 februari 2014 from
http://www.bouwmaterialen-wijckmans.be/be-nl/info/1/Home.html.
Purotek.
Oxyfix.
Retrieved
24
februari
2014
from
http://www.purotek.com/productdetail.aspx?Category=8b3f1abd-1261-4b82-a7a0d07314fd8812&ID=2d7dcf98-b95a-45ac-b56c-9f0ed3fc465e.
Sokol W, Korpal W. 2006. Aerobic treatment of wastewaters in the inverse fluidized bed
biofilm reactor. Chemical Engineering Journal 118:199-205.
Prodall
Europe.
Biosafe.
Retrieved
24
februari
2014
from
http://www.kruisbeton.be/waterzuivering.htm.
Vinckier. Kleinschalige benor waterzuiveringsinstallatie in beton. Retrieved 24 februari 2014
from http://www.vinckier-nv.be/ruwbouw/voorbereiding/waterzuivering-nl.htm.
Lin H, Ong SL, Ng WJ, Khan E. 2004. Performance of a biofilm airlift suspension reactor
for synthetic wastewater treatment. Journal of Environmental Engineering-Asce 130:26-36.
ABC fluid technology solutions. Overview of submerged, aerated, fixed film biological
treatment system package waste water treatment plants from Microbac. Retrieved from 24
februari 2014 from http://www.abcfluidtechnologysolutions.com/Pages/WaterTreatment.aspx.
Paques.
CIRCOX.
Retrieved
5
maart
2014
from
http://nl.paques.nl/pageid=501/CIRCOX%C2%AE.html.
Stichting toegepast onderzoek waterbeheer Nederland. CIRCOX process. Retrieved 5
maart
2014
from
http://www.stowaselectedtechnologies.nl/Sheets/Sheets/Circox.Process.html.
Hach-Lange.
Retrieved
31
april
2014
from
http://www.hachlange.nl/view/content/facetsearch?fn=defaultProducts&fv=64812&type=Product.
VI Literatuurlijst
70

PP REGENWATERFILTER DEVAPLUS XL

Productblad Aeropac

Download de brochure van de Filter Box voor Qeos OS en Qeos XT

Infiltratiekelder

download pdf

Decentrale warmte terugwinunit type TX-CFT

Presentatie Mathijs Oosterhuis waterschap

“Het filter is een interferentiefilter met een doorlaatvenster van iets

5. Biofil - Delabie