Masterproef Toepasbaarheid van effectieve micro-organismen in een biologische waterzuivering

Transcriptie

1 Masterproef Toepasbaarheid van effectieve micro-organismen in een biologische waterzuivering Studiegebied Industriële wetenschappen en technologie Opleiding Master in de industriële wetenschappen: Milieukunde Academiejaar Klaas Schoutteten Howest departement Academische Bachelor- en Masteropleidingen, Graaf Karel de Goedelaan 5, 8500 Kortrijk

2 WOORD VOORAF Punt.. Het laatste teken dat wordt ingetypt. Klik klik, nog snel opslaan en dan eindelijk gaan slapen. Ik denk nog even snel terug aan het verloop van de hele masterproef. Het eerste dankwoord moet ongetwijfeld gaan naar mijn closest relatives. Ma & pa en Sanne. Zij hebben hen dikwijls aangepast omdat ik nog wat verder moest en wou werken aan het afronden van een meting of het afronden van een paragraaf typen in dit werk. Typen, lezen en typen en lezen en... Schrijven, controleren en schrijven en controleren. Ten tweede gaat een al even groot dankwoord uit naar mijn interne promotor, dhr Bjorge Decostere, die op nagenoeg elk ogenblik beschikbaar was. Hij zorgde voor de praktische hulp en voor het verschillende malen nalezen en verbeteren van dit script. En daarvoor? Honderden stalen onderzocht en nog eens zoveel stalen onderzocht, en hoe meer stalen, hoe meer er in Excel moest worden gegoten! Mijn externe promotor, dhr Jürgen Degraeve, van Agriton Izegem, maakte dit onderzoek mogelijk. Hiervoor moet ik hem eveneens heel erg bedanken. En daarvoor. Tijd om er aan te beginnen, denk ik. En ik schrijf in mijn thesisschriftje: Masterproef Toepasbaarheid van effectieve waarna ik het actief slib in de reactor giet, en zo de experimenten onvermijdelijk in gang zet Klaas. I

3 ABSTRACT The biological treatment of the liquid fraction of digester effluent, in which manure was co-digested, creates big problems for effluent quality. A large amount of recalcitrant COD, mainly humic acid, is still present in the activated sludge effluent. This study investigates whether bio-augmentation of activated sludge with effective micro-organisms can provide a better removal of humic acid and thus recalcitrant COD. In this investigation, two labscale activated sludge systems treating liquid digester effluent were run. A blank activated sludge system as a reference, and another activated sludge system with bioaugmentation of effective micro-organisms. These ware added on a daily basis, economically considered in an overdose. A dsvi analysis was done and COD, BOD, NH N, NO - 3 -N, NO - 2 -N and PO 3-4 removal efficiencies were investigated. The dsvi in the blank system was 77,5ml/g, versus 58,7ml/g in the EM system. A COD removal efficiency of 67,9% was obtained in the blank system, and 71,0% in the EM system. The BOD removal efficiency was 94,9% in the blank system, compared to 95,7% in the EM system. A total nitrogen removal of 86,8% was obtained in the blank system, versus 81,7% in the EM system. Orthophosphate was removed for 60,6% in the blank system, and for 59,3% in the EM system. In general the EM did not give a substantial difference in removal efficiencies. The COD and total nitrogen removal efficiencies differ a bit but not enough in a feasible economical way. It can be concluded that the bio-augmentation can t provide a better aerobe/anoxic treatment of the liquid fraction of digester effluent. II

4 INHOUDSTAFEL Woord vooraf... I Abstract... II Inhoudstafel... III Lijst van gebruikte afkortingen... VI Lijst van figuren... VII Lijst van tabellen... IX 1. Inleiding Situering Bedrijf Kernpunten van het onderzoek Literatuurstudie Inkadering onderwerp Vergisting Eigenschappen van digestaat Behandeling van digestaat Eigenschappen van de dunne fractie van digestaat Eigenschappen na biologische zuivering van de dunne fractie van digestaat Sectorale lozingsnormen voor mestbewerking- en mestverwerkinginstallaties Biologische waterzuivering Biologische afvalwaterbehandeling: situering en inleiding Actief slib systeem voor stikstofverwijdering Gebruik van organische verbindingen en nutriënten voor celopbrengst Biologische stikstofverwijdering Ammonificatie Nitrificatie Nitrificatie inhibitie III

5 Denitrificatie CZV verwijdering Effectieve micro-organismen Bioaugmentatie Samenstelling van effectieve micro-organismen Fotosynthetiserende bacteriën Melkzuurbacteriën Gisten Actinomyceten Fermenterende schimmels Toepassingen van effectieve micro-organismen Geurhinderbestrijding Bodemverbeteraar Compostversneller Silage van voedergewassen Waterzuivering Eigenschappen van EM Materiaal en methoden Opstelling en instellingen reactor Analysemethoden Fotospectrometer DR Uitplaten van EM op een selectieve bodem Zuurstofverbruik Ammoniumgehalte Nitraatgehalte Nitrietgehalte Chemisch zuurstofverbruik Biochemisch zuurstofverbruik na 5 dagen bij 20 C Orthofosfaatgehalte IV

6 Slibkarakteristieken Slibvolumeindex Verdunde slibvolumeindex Droge stof gehalte Vluchtige stof gehalte Resultaten en bespreking Uitplaten EM op selectieve bodem Visuele vergelijking van de reactors van beide systemen Vergelijking slibvlokken Vergelijking zuurstofverbruik Analyseresultaten van het EM systeem Ammoniumgehalte in de actief slib reactor van het EM systeem Stikstofverbindingen in het effluent van het EM systeem Verwijderingsrendementen CZV en BZV van het EM systeem Verwijderingsrendement ammonium van het EM systeem Verwijderingsrendement totale stikstof van het EM systeem Verwijderingsrendement orthofosfaat van het EM systeem Verwijderingsrendementen van het EM systeem dsvi van het slib van het EM systeem Analyseresultaten van het blanco systeem Ammoniumgehalte op de actief slib reactor van het blanco systeem Verwijderingsrendementen van het blanco systeem dsvi van het slib van het blanco systeem Vergelijking gemiddelde verwijderingsrendementen van het blanco systeem en het EM systeem Besluit Referenties Bijlagen V

7 LIJST VAN GEBRUIKTE AFKORTINGEN A 2 O AOB AS bczv BZV CZV DO DS dsvi EM EM-A FA FNA GGA HRT IBA NOB ph SRT SVI VS WKK anaeroob-anoxisch-oxisch ammonium oxiderende bacteriën actief slib biodegradeerbaar chemisch zuurstofverbruik biochemisch zuurstofverbruik chemisch zuurstofverbruik opgeloste zuurstof droge stof verdunde slib volume index effectieve micro-organismen geactiveerde effectieve micro-organismen vrije ammoniak vrij salpeterigzuur gist-glucose-agar hydraulische verblijftijd individuele behandeling van afvalwater nitrite oxiderende bacteriën Sörensen zuurtegraad slib retentie tijd slib volume index vluchtige stof warmtekrachtkoppeling VI

8 LIJST VAN FIGUREN Figuur 2.1.: Schematische voorstelling van een actief slibsysteem met N-verwijdering Figuur 2.2.: Activiteit van nitrificerende bacteriën in functie van de temperatuur Figuur 2.3.: Activiteit van nitrificerende bacteriën in functie van de ph Figuur 2.4.: Ammoniumconsumptie en nitrietconsumptie (via accumulatie) van nitrificerende bacteriën in functie van de ph Figuur 2.5.: Ammoniumconsumptie en nitrietconsumptie (via accumulatie) van nitrificerende bacteriën in functie van de opgeloste zuurstof Figuur 2.6.: Inhibitie van nitrificatie volgens Anthonisen Figuur 2.7.: Effectieve micro-organismen in microferm Figuur 3.1.: Intermitterend actief slib systeem Figuur 3.2.: Hach-Lange DR 2800 fotospectrometer Figuur 3.3.: Imhoffkegels Figuur 4.1.: Gisten en schimmels op een selectieve voedingsbodem Figuur 4.2.: EM systeem: vóór steady state Figuur 4.3.: EM systeem: na steady state Figuur 4.4.: Blanco systeem: effluent na steady state Figuur 4.5.: Blanco systeem: Slibvlok aan einde test Figuur 4.6.: EM systeem: Slibvlok aan einde test Figuur 4.7.: Blanco systeem: zuurstofverbruik Figuur 4.8.: EM systeem: zuurstofverbruik Figuur 4.9.: EM systeem: Concentratie ammoniumstikstof op actief slib reactor Figuur 4.10.: EM systeem: Concentraties stikstofverbindingen op het effluent Figuur 4.11.: EM systeem: Verwijderingsrendementen van CZV en BZV Figuur 4.12.: EM systeem: Verwijderingsrendementen van ammoniumstikstof Figuur 4.13.: EM systeem: Verwijderingsrendementen van totale stikstof Figuur 4.14.: EM systeem: Verwijderingsrendement orthofosfaat VII

9 Figuur 4.15.: EM systeem: dsvi van het actief slib in de reactor Figuur 4.16.: Blanco systeem: Concentratie ammoniumstikstof op actief slib reactor Figuur 4.17.: Vergelijking gemiddelde verwijderingsrendementen VIII

10 LIJST VAN TABELLEN Tabel 2.1.: Eigenschappen van de dunne fractie van digestaat... 6 Tabel 2.2.: Effluentkwaliteit na biologische behandeling... 7 Tabel 2.3.: Maximale bemestingsnormen op landbouwgrond, voor kwetsbaar gebied Water, in Vlaanderen vanaf 1 januari Tabel 2.4a.: Effluentlozingsnormen voor varkensmest afkomstig van grootschalige installaties... 8 Tabel 2.4b.: Effluentlozingsnormen voor kalvergier... 9 Tabel 2.5.: Karakteristieken van autotrofe nitrificeerders bij 15 C Tabel 3.1.: Selectie van monstervolume Tabel 4.1.: EM systeem: Gemiddelde verwijderingsrendementen van de verschillende parameters Tabel 4.2.: Blanco systeem: Gemiddelde verwijderingsrendementen van de verschillende parameters Tabel 4.3.: Vergelijking gemiddelde verwijderingsrendementen IX

11 1. INLEIDING 1.1. Situering Bedrijf Dit onderzoek is een samenwerking van de Hogeschool West-Vlaanderen, departement academische bachelors en masters, te Kortrijk en de onderneming EM Agriton BVBA. De hoofdzetel van EM Agriton ligt in Noordwolde in Nederland, een Belgische afdeling bevindt zich in Izegem, West-Vlaanderen. De algemeen directeur van EM Agriton heet Jan Feersma-Hoekstra, en EM Agriton Izegem staat onder leiding van Jürgen Degraeve. EM Agriton is leverancier en producent van natuurlijke producten met als belangrijkste doelgroep de agrarische sector. Deze producten zijn erop gericht om tegelijkertijd zowel de chemische, de fysische als de biologische aspecten in de kringloop bodem-plant-diermest te verbeteren. De drie processen (chemisch, fysisch en biologisch) zijn onafscheidelijk met elkaar verbonden. Via de natuurlijke producten van EM Agriton wordt gewerkt aan een duurzame land- en tuinbouw. Eén van de gebruikte producten bij EM Agriton zijn effectieve micro-organismen, die gebruikt zullen worden in deze studie. EM Agriton verkoopt de effectieve microorganismen aan particuliere landbouwers. Naast de verkoop van producten staat kennisoverdracht, research en development bij EM Agriton hoog in het vaandel, vandaar dat zij graag meewerkten aan dit onderzoek Kernpunten van het onderzoek Mestverwerking is een van de grote problemen die zich reeds enkele jaren stelt in Vlaanderen. Een populaire piste is om de organische verbindingen in de mest te gaan valoriseren door vorming van biogas in een vergistingproces. Dit biogas wordt verbrand in een WKK, waarmee zowel elektriciteit als warmte geproduceerd wordt. Het nadeel aan de vergisting is dat dit een restproduct oplevert, digestaat genoemd, waarvan de afzet heel duur is. Verwerking van dit restproduct gebeurt onder andere in een biologische 1

12 afvalwaterbehandeling. Dit levert een effluent op dat niet loosbaar is en dat uitgereden wordt op landbouwgrond. In dit onderzoek zal onderzocht worden als effectieve micro-organismen (EM), een speciale selectie van verschillende micro-organismen, toegepast kunnen worden in een conventionele biologische waterzuivering van dunne fractie van digestaat. Het vermoeden bestaat erin dat deze effectieve micro-organismen de recalcitrante CZV, in digestaat voornamelijk als humuszuren, kunnen afbreken in kleinere molecules, waardoor de effluentwaarden van CZV lager kunnen zijn. Bijkomend hieraan is dat er meer biodegradeerbare CZV (bczv), afkomstig van de afgebroken recalcitrante CZV, beschikbaar zou zijn voor denitrificatie, waardoor de methanolbehoefte in de denitrificatie verlaagd zou kunnen worden. In deze thesis zal eerst een grondige literatuurstudie aan bod komen met betrekking tot het onderwerp. Daarna komt de werkwijze van de experimenten aan bod gevolgd door de resultaten en de bespreking ervan. 2

13 2. LITERATUURSTUDIE 2.1. Inkadering onderwerp In deze studie wordt onderzocht of effectieve micro-organismen een meerwaarde kunnen betekenen in een biologische waterzuivering. Het onderzoek beperkt zich tot de biologische waterzuivering van de dunne fractie van digestaat. In dit hoofdstuk wordt het onderzoek in zijn context geplaatst Vergisting Vele processen leveren als afvalproduct biomassa, of organisch materiaal, op. Een van de mogelijkheden om zich op een nuttige manier van biomassa te ontdoen is de biomassa te laten vergisten met gasproductie. Dit gebeurt in een anaerobe vergistinginstallatie. Hierbij wordt % van de, in de biomassa aanwezige, afbreekbare organische koolstof omgezet in biogas met een methaangehalte van vol% CH 4, een CO 2 gehalte van 30 vol% en nog enkele restfracties zoals NH 3, H 2 S, (VITO, 2001). Dit biogas kan vervolgens gebruikt worden, na verwijdering van het corrosieve H 2 S, in een verbrandingsinstallatie om alternatieve energie op te wekken. Veelal wordt een warmtekrachtkoppeling (WKK) gebruikt om naast elektriciteit ook warmte op te wekken. De overheid subsidieert het gebruik van een WKK door het uitreiken van groenestroomcertificaten en warmtekrachtcertificaten. Tijdens de vergisting wordt er naast biogas ook een restproduct gevormd, het zogenaamde digestaat. 3

14 Eigenschappen van digestaat Digestaat is rijk aan organische verbindingen, nutriënten en zouten (VITO, 2001). Het is een laagcalorisch mengsel. Digestaat heeft een droge stof gehalte van gemiddeld 5 20 % droge stof (Biogas-E, 2007). Het gehalte aan organische stof bedraagt % van de droge stof, afhankelijk van de afkomst van het digestaat. De ph van volledig uitgegist digestaat is licht alkalisch en ligt tussen 7,4 en 8. Het totaalgehalte aan stikstof bestaat voor % uit NH + 4 -N. De andere stikstof komt voor onder organische vorm. Digestaat bevat nagenoeg geen nitraatstikstof omdat vergisting een anaeroob proces is, en er dus geen mineralisatie doorgaat. (Biogas-E, 2007) De ammoniumstikstof bindt zich bij uitstrooiing op de grond aan het negatieve kleihumuscomplex en zorgt zo voor een vrij stabiele, langdurige verblijftijd in de grond. De organisch gebonden stikstof in digestaat, %, dient door in de bodem aanwezige organismen gemineraliseerd te worden naar nitraat, alvorens die beschikbaar is voor planten. Dit kan pas gebeuren onder bepaalde omstandigheden, bijvoorbeeld een gepaste temperatuur. Hierdoor komt de organisch gebonden stikstof traag vrij over een lange tijd. Daarom kan digestaat gebruikt worden als meststof-bodemverbeteraar. Deze bemesting gebeurt vóór het zaaien of planten van gewassen (Biogas-E, 2007). Tijdens de vergisting worden enkel de organisch afbreekbare componenten afgebroken tot biogas. Minerale fracties blijven aanwezig in het digestaat. Gezien er een volumevermindering plaatsvindt, worden deze minerale niet vergistbare fracties opgeconcentreerd in het achterblijvende digestaat. Dit kan zorgen voor een probleem indien het digestaat als meststof-bodemverbeteraar gebruikt wordt, bijvoorbeeld in het geval van aanwezige zware metalen. Ook zouten blijven achter in het digestaat, en kunnen voor verzilting zorgen van landbouwgrond. Er is een overschot aan digestaat, deels omwille van de ontoepasbaarheid van digestaat wegens de mogelijk ongewenste samenstelling ervan, en deels omdat er naast digestaat ook veel andere meststoffen gebruikt worden. 4

15 Behandeling van digestaat Na het vergistingproces wordt het digestaat ontwaterd door te centrifugeren of te persen. (Indaver, jaar onbekend) Op deze manier bekomt men twee fracties van het digestaat: de dunne, waterige, fractie en de dikke, vaste, fractie. Tijdens het scheiden kunnen polyelektrolieten als flocculant gebruikt worden om een betere verwijdering van vaste deeltjes te verkrijgen. Deze polyelektrolieten brengen een grote kost met zich mee. Dit komt omdat er een grote hoeveelheid aan polyelektrolieten gedoseerd moeten worden om een goede scheiding te bekomen. Digestaat wordt door een centrifuge gescheiden tot een verhouding van 15 % dikke fractie en 85 % dunne fractie. (VITO, 2007) Na scheiding in een dikke en dunne fractie bevinden de nutriënten zich elk in een andere fractie: de fosforgebonden nutriënten bevinden zich hoofdzakelijk (ongeveer 75 %) in de dikke fractie van het digestaat en de stikstof- en kaliumgebonden nutriënten bevinden zich hoofdzakelijk in de dunne fractie (respectievelijk ongeveer 80 % en 90 %) van het digestaat. (VITO, jaar onbekend) De dikke fractie kan nagecomposteerd worden of geperst en gedroogd worden tot een mestkorrel. De dunne fractie kan ingedampt worden waarna enkel minimale residu s overblijven. Ze kan ook behandeld worden in een waterzuiveringsinstallatie. Dit kan fysisch gebeuren via membraanfiltratie, of het kan biologisch gezuiverd worden in een actief slibsysteem (Biogas-E, 2007). Na de behandeling via membraanfiltratie bekomt men meestal een direct loosbaar water, of zelfs een herbruikbaar water dat bvb als proceswater of drinkwater voor dieren kan gebruikt worden. Het effluent van de biologische zuivering is niet geschikt voor lozing in oppervlaktewater. Daarom wordt in West-Europa geopteerd om dit effluent uit te rijden op landbouwgrond. Hierbij moet rekening gehouden worden met de bemestingsnormen, weergegeven in tabel 2.3. onder paragraaf

16 Eigenschappen van de dunne fractie van digestaat De samenstelling van de dunne fractie van digestaat varieert volgens de inputstroom van het te vergisten afval. In tabel 2.1. worden de parameters van de dunne fractie in geval van covergisting van mest weergegeven. (VITO, 2001) (VITO, Jaar onbekend) De inputstromen van deze covergisting bestaan uit mest, energiegewassen en organischbiologisch afval. Tabel 2.1.: Eigenschappen van de dunne fractie van digestaat Parameter Eenheid Concentratie BZV mg O 2 /l < 5000 CZV mg O 2 /l N tot (NO 3 -, NO 2 -, NH 4 +, org. N) mg N/l Ptot mg P/l Metalen mg/l afhankelijk van de input Zouten µs/cm > Zoals in tabel 2.1. te zien is heeft de dunne fractie van digestaat hoge BZV-, CZV- en stikstofwaarden. Omdat de verwijdering van dergelijk zwaar vervuilde afvalwaters dikwijls problemen met zich meebrengt, wordt soms geopteerd om de dunne fractie van het digestaat op te concentreren en te storten als vloeibaar afval (VITO, 2001). Er kan ook geopteerd worden om de dunne fractie van digestaat uit te rijden op landbouwgrond, als bemesting. De hoeveelheid die uitgereden mag worden in kilogram per hectare per jaar is echter beperkt en wordt weergegeven in tabel 2.3. In de meeste gevallen vindt echter eerst een zuivering van de dunne fractie plaats, en afhankelijk van de kwaliteit van het effluent wordt dit effluent geloosd of uitgereden. Wegens het overschot aan digestaat (zie ), is er ook een overschot aan de dunne fractie van digestaat. Door de bemestingsnormen kan niet alle dunne fractie van digestaat uitgereden worden. Anderzijds is de dunne fractie niet altijd toepasbaar, wegens zijn samenstelling, om uit te rijden op landbouwgrond als meststof. Indien de dunne fractie gezuiverd wordt met als doel het effluent te lozen in oppervlaktewater dienen de lozingsnormen gerespecteerd te worden. Voor bedrijfsafvalwater afkomstig van de co-vergisting van dierlijke mest, gelden de sectorale 6

17 voorwaarden van Vlarem voor mestbewerking- en mestverwerkinginstallaties. Deze worden weergegeven in paragraaf Eigenschappen na biologische zuivering van de dunne fractie van digestaat Wegens de opgelegde bemestingsnormen dient de dunne fractie van het digestaat eerst behandeld te worden in een waterzuiveringsinstallatie om de meeste nutriënten te verwijderen, wat een grote kost met zich meebrengt. In België wordt dit onder andere biologisch gedaan. Gezien de grote concentraties aan BZV, CZV en stikstof wordt niet altijd een voldoende zuivering verkregen. De doorsnee effluentkwaliteit wordt weergegeven in tabel 2.2. (Schiettecatte, W. en VCM, 2008) Tabel 2.2.: Effluentkwaliteit na biologische behandeling Parameter Eenheid Concentratie BZV mg O 2 /l CZV mg O 2 /l N tot (NO - 3, NO - 2, NH + 4, org. N) mg N/l 500 P tot mg P/l Zouten µs/cm > De concentratie van deze parameters hangt sterk af van de biomassa dat vergist wordt. Vergeleken met de influentwaarden, te zien in tabel 2.1., wordt een totale stikstofverwijdering van ongeveer 90 % en een CZV verwijdering van 50 % à 80 % gerealiseerd. De absolute concentraties van het effluent zijn echter veel te hoog om te kunnen lozen in oppervlaktewater. Indien dit effluent toch geloosd wordt, moet een heffing betaald worden. In België wordt, zoals reeds vermeld, meestal geopteerd om dit effluent uit te rijden op landbouwgrond, waarbij rekening gehouden wordt met de bemestingsnormen, weergegeven in tabel 2.3. (VLM, 2010) 7

18 Tabel 2.3.: Maximale bemestingsnormen op landbouwgrond, voor kwetsbaar gebied Water, in Vlaanderen vanaf 1 januari 2010 Gewasgroep P 2 O 5 (kg/ha* jaar) Totale N N (kg/ha*jaar) N uit dierlijke mest N uit andere meststoffen N uit kunstmest niet-zandgrond zandgrond Grasland Maïs Gewassen met lage N- behoefte Andere leguminosen dan erwten en bonen Suikerbieten Graangewassen Andere gewassen Sectorale lozingsnormen voor mestbewerking- en mestverwerkinginstallaties Een vergistinginstallatie voor de co-vergisting van mest valt onder de sectorale voorwaarden voor bedrijfsafvalwater, afkomstig van mestbewerking- en mestverwerkinginstallaties. Deze normen luiden als volgt: (Besluit van de Vlaamse Regering, Vlaams reglement betreffende de milieuvergunning, 2010) Voor gezuiverd afvalwater afkomstig van grootschalige installaties (> ton/jaar) voor varkensmest gelden de lozingsvoorwaarden, weergegeven in tabel 2.4a. Tabel 2.4a.: Effluentlozingsnormen voor varkensmest afkomstig van grootschalige installaties Parameter Concentratie (mg/l) CZV 125 BZV 25 Totaal stikstof 15 Totaal fosfor 2 Chloriden 1000 Totale hoeveelheid gesuspendeerde stoffen 35 Het gezuiverde afvalwater van installaties voor kalvergier (alle groottes) moet voldoen aan de lozingsvoorwaarden weergegeven in tabel 2.4b. 8

19 Tabel 2.4b.: Effluentlozingsnormen voor kalvergier Parameter Concentratie (mg/l) CZV 125 BZV 25 Totaal stikstof 15 Totaal fosfor 2 Chloriden 2800 Totale hoeveelheid gesuspendeerde stoffen 35 Het gezuiverde afvalwater van overige installaties moet aan volgende normen voldoen: Tenzij anders bepaald in de milieuvergunning, gelden voor de kleinschalige en middelgrote installaties voor varkensmest en alle andere installaties die niet onder punt a) of b) vallen, dezelfde normen als vermeld onder punt a), met uitzondering van de norm voor chloriden. 9

20 2.2. Biologische waterzuivering Biologische afvalwaterbehandeling: situering en inleiding Biologische afvalwaterbehandeling is één van de meest toegepaste systemen om een afvalwater dat belast is met, in eerste instantie, biodegradeerbare organische stoffen te zuiveren tot water en anorganische substraten. Deze biodegradeerbare organische stoffen worden omgezet tot voornamelijk CO 2, H 2 O en biomassa. Voor deze afbraak wordt gebruik gemaakt van micro-organismen. Uit deze organische componenten kunnen ook andere anorganische stoffen vrijgesteld worden. Uit aminozuren kunnen met name ammonium en orthofosfaat vrijgesteld worden. Het is echter ook mogelijk dat deze verbindingen reeds in het afvalwater in gemineraliseerde vorm voorkomen. Het is belangrijk op te merken dat naast verwijdering van organische stof ook een verwijdering van stikstofgebonden componenten (zoals ammonium) en fosforgebonden componenten (zoals orthofosfaat) kan optreden. De stikstofverwijdering kan bijvoorbeeld gebeuren via het opeenvolgende nitrificatieproces en denitrificatieproces, via het sharonproces of ook via een anammoxproces. Het nitrificatie/denitrificatieproces wordt het meest toegepast in een biologische afvalwaterzuivering, het anammoxproces staat nog maar in zijn kinderschoenen en wordt op dit moment nog maar op heel beperkte plaatsen full-scale toegepast. De fosforverwijdering gebeurt via accumulatie in celmateriaal van aanwezige bacteriën. Deze fosforaccumulatie kan in een A 2 O proces verbeterd worden, waarbij fosfaataccumulerende bacteriën gestimuleerd worden meer fosfaat op te nemen in hun celmateriaal. Fosfor kan eveneens via fysicochemische behandeling van het afvalwater verwijderd worden door ijzerdosering, waarbij ijzerfosfaat neerslaat. Anorganische stikstof- en fosforverbindingen worden ook nog nutriënten of voedingsstoffen genoemd. Het zijn de bouwstoffen voor levende organismen. Anorganische stikstofverbindingen bestaan uit ammonium (NH + 4 ), ammoniak (NH 3 ), nitriet (NO - 2 ) en nitraat (NO - 3 ), een anorganische fosforverbinding kan bijvoorbeeld orthofosfaat (PO 3-4 ), metafosfaat (vb. P 3 O 3-9 ) of polyfosfaat (vb. P 3 O 5-10 ) zijn. Een teveel aan nutriënten in een oppervlaktewater leidt tot eutrofiëring of vermesting. In zoet water zorgt fosfor meer voor eutrofiëring dan stikstof (Waterloket Vlaanderen, jaar onbekend). 10

21 Eutrofiëring veroorzaakt een toenemende groei van algen. Indien de eutrofiëring ver gevorderd is kunnen de algen beginnen woekeren wat nefast is voor het biologisch evenwicht van het oppervlaktewater. Een woekering van algen zorgt voor een daling van het invallende zonlicht in het water, en zorgt voor een onbalans van opgeloste zuurstof in het water. Het tapijt van algen zorgt ervoor dat andere waterplanten niet genoeg licht meer krijgen om te groeien en bijgevolg afsterven. Overdag produceren algen zuurstof. Indien de algen overvloedig aanwezig zijn kunnen zij het water verzadigen met opgeloste zuurstof, wat irritatie bij vissen teweegbrengt, en ook nefast is voor denitrificerende bacteriën. Indien denitrificatie niet meer doorgaat stapelt nitraat zich op in het water wat nog meer voedingsstoffen betekent voor de algen. s Nachts verbruiken de algen zuurstof. Dit kan zo snel gaan dat nagenoeg alle opgeloste zuurstof verdwijnt waardoor vissen ademhalingsproblemen krijgen en sterven (Groen.net, 2009). Naast de algengroei is een te hoge ammoniakconcentratie ook nefast voor vissen. Ammoniak is sterk toxisch voor vissen, vanaf een concentratie van 1 mg NH 3 -N/l (Verstraete, W., 2003). Daarnaast zal een hoge ammoniumconcentratie zorgen voor nitrificatie met verbruik van opgeloste zuurstof, wat op zijn beurt ook ademhalingsproblemen voor vissen veroorzaakt. Eutrofiëring is dus een probleem dat vermeden dient te worden, de nutriënten moeten met andere woorden uit het afvalwater verwijderd worden alvorens het geloosd kan worden in een oppervlaktewater. Nutriënten zijn zoals reeds gezegd bouwstoffen voor levende organismen, waaronder bacteriën, bijvoorbeeld de bacteriën die in een biologische zuivering werken. Indien de nutriënten in een kleine concentratie aanwezig zijn waarbij organische stoffen relatief gezien veel meer aanwezig zijn, zal een nutriëntenverwijdering in de afvalwaterbehandeling niet nodig zijn. De aanwezige nutriënten zullen allemaal gebruikt worden voor de celopbouw van de bacteriën. In dit geval kan de biologische behandeling volledig afgesteld worden op de afbraak van organische componenten. In sommige afvalwaters is er wel een grotere fractie aan nutriënten aanwezig dan er nodig is voor celopbouw, waardoor de biologische waterzuivering hoogst waarschijnlijk ook afgestemd moet worden op een bijkomende nutriëntenverwijdering om de lozingsnormen te behalen. 11

22 Actief slib systeem voor stikstofverwijdering Het meest toegepaste biologische systeem om organische verontreinigingen en nutriënten, voornamelijk stikstof, te verwijderen uit een afvalwater is het conventioneel actief slib systeem voor stikstofverwijdering. De stikstofverwijdering gebeurt via een aerobe nitrificatie en een anoxische denitrificatie. De CZV vuillast wordt verwijderd in beide stappen. Een mogelijke opstelling voor actief slib met N-verwijdering wordt weergegeven in figuur 2.1. (VITO, 2010). Hierbij doorloopt het afvalwater drie fasen. De eerste fase is een anoxische zone waar denitrificatie (zie verder) en CZV-verwijdering doorgaat. Hierna stroomt het afvalwater door naar de tweede fase, de aerobe reactor. In de aerobe reactor gaan nitrificatie (zie verder) en verdere CZV-verwijdering door. Figuur 2.1.: Schematische voorstelling van een actief slibsysteem met N-verwijdering Er wordt een deel van het slib met afvalwater vanuit de aerobe reactor, dat nitraten bevat, teruggestuurd naar de anoxische eerste reactor. Dit gevormde nitraat wordt samen met CZV van nieuw influent omgezet in stikstofgas. Eventueel overschot aan CZV dat niet verbruikt werd met nitraat wordt in de aerobe stap omgezet tot CO 2 en H 2 O. Als laatste fase wordt het slib in een nabezinker gebracht, waar het slib gescheiden wordt van het behandelde water. Het effluent wordt naar de volgende zuiveringsmodule gebracht, of geloosd. Het slib wordt zoveel mogelijk teruggevoerd naar de actief slibreactoren. Dit slib heet het retourslib. Een deel van het slib, het overtollige spuislib, wordt afgevoerd naar een nabehandeling voor slib. (VITO, 2010) 12

23 Gebruik van organische verbindingen en nutriënten voor celopbrengst Biodegradeerbare organische verbindingen en nutriënten worden in eerste plaats door de micro-organismen in het actief slib gebruikt voor hun eigen groei en vermenigvuldiging. Dit gebeurt volgens r 2.1. (EPAS N.V., 2010). Organische verbindingen + O 2 + NH PO 4 3- CH 1.8 O 0.5 N 0.2 P CO 2 + H 2 O r Zoals te zien is in r 2.1. wordt er naast CO 2 en H 2 O ook biomassa (CH 1.8 O 0.5 N 0.2 P 0.02 ) geproduceerd wat neerkomt op een opslag van 0,12 kg N en 0,025 kg P voor 1 kg biomassa, er wordt dus een deel van de vuillast gebruikt voor opbouw van nieuw celmateriaal. Voor een groot aantal afvalwaters is het verbruik van stikstof en fosfor voor celopbrengst al genoeg voor een quasi volledige verwijdering van nutriënten. Dit is het geval indien de CZV/N/P verhouding 200/5/1 (EPAS N.V., 2010) is. Het studie- en consultingbureau Epas zegt dat onder normale omstandigheden van belasting de slibopbrengst ongeveer 0,2 kg VSS / kg CZV verwijderd bedraagt. Indien er 0,2 kg biomassa geproduceerd wordt, en dus 1 kg organische stof verbruikt wordt, wordt er 0,2 kg * 0,12 kg N = ongeveer 25 g N, en 0,2 kg * 0,025 kg P = 5 g P verbruikt. Dit geeft de ideale CZV/N/P verhouding weer van 1000/25/5 of vereenvoudigd: 200/5/1. Dejans P. spreekt over een ideale CZV/N/P verhouding van 180/5/1 (Dejans, P., 2008). In vele gevallen zal de CZV/N/P verhouding niet ideaal zijn wat met zich meebrengt dat de biologische zuivering moet afgestemd worden op een bijkomende nutriënten- of organische stofverwijdering Biologische stikstofverwijdering Een afvalwater is doorgaans een complexe matrix van verschillende verbindingen. Hierin kan stikstof onder verschillende vormen voorkomen: Organische stikstof: org. N Ammoniumstikstof: NH + 4 -N Ammoniakstikstof: NH 3 -N Nitrietstikstof: NO - 2 -N Nitraatstikstof: NO - 3 -N 13

24 Hierin is: Totale stikstof: de som van organische stikstof, totale ammoniakale stikstof en nitriet- en nitraatstikstof. Totale ammoniakale stikstof (TAN): de som van ammoniumstikstof en ammoniakstikstof. Kjeldahlstikstof (Kj. N): de som van organische stikstof en totale ammoniakale stikstof. Minerale stikstof: de som van de totale ammoniakale stikstof en de nitriet- en nitraatstikstof. Omrekenen van concentraties ammonium, ammoniak, nitriet en nitraat naar hun overeenkomende concentraties uitgedrukt in ammoniumstikstof, ammoniakstikstof, nitrietstikstof en nitraatstikstof en vice versa gebeurt via de verhouding van de molaire massa van stikstof met de molaire massa s van de verbinding. Voor bijvoorbeeld een concentratie van 10 mg/l ammoniakstikstof bedraagt de ammoniakconcentratie: 17 * 10 mg NH 3-N = 12,14 mg/l NH 14 l 3. De concentratie aan ammoniumstikstof staat in evenwicht met de concentratie aan vrije ammoniak afhankelijk van de ph en temperatuur, en dit volgens vergelijking 2.1., opgesteld door Anthonisen et al. (Randall, C. W., et. al., 1992): vgl 2.1. Met: FA = free ammonia = NH 3 (mg/l) TAN = totale ammoniakale stikstof = de som van ammoniumstikstof en ammoniakstikstof, uitgedrukt in N (mg/l) t = temperatuur, uitgedrukt in C. 14

25 De concentratie nitrietstikstof staat in evenwicht met de concentratie aan vrij salpeterigzuur, afhankelijk van de ph en temperatuur, en dit volgens vergelijking 2.2., opgesteld door Anthonisen et al. (Randall, C. W., et. al., 1992): Met: FNA = free nitrous acid= HNO 2 (mg/l) vgl 2.2. NO = de som van totaal vrij salpeterigzuurstikstof en geïoniseerd nitrietstikstof, uitgedrukt in N (mg/l) t = temperatuur, uitgedrukt in C. In de praktijk wordt het FA gehalte (benaderend) berekend uit enkel de concentratie ammonium. Dit mag enkel bij een ph waarde die lager is dan 8, daar bij ph waardes lager dan 8 het aandeel aan niet-geïoniseerd NH 3 heel laag is. Bij 20 C is het aandeel niet-geïoniseerd NH 3 3,8 % van de totale ammoniakale stikstof (Lawson, T. B. 1994). De berekening voor FA wordt dan weergegeven in vgl 2.3. vgl 2.3. Het FNA gehalte wordt op zijn beurt dan enkel (benaderend) berekend uit de concentratie nitriet. Dit mag enkel bij een ph waarde die hoger is dan 6, daar bij dergelijke ph waardes het aandeel niet-gedissocieerd salpeterigzuur te verwaarlozen is (EPAS N.V., 2010). De berekening voor FNA wordt dan weergegeven in vgl 2.4. vgl 2.4. Organische stikstofverbindingen kunnen omgezet worden tot ammoniakale stikstof via ammonificatie. Ammoniakale stikstof kan over nitrietstikstof naar nitraatstikstof omgezet worden via nitrificatie. Nitraatstikstof wordt ten slotte over nitriet, stikstofmonoxide en distikstofoxide omgezet naar stikstofgas via denitrificatie Ammonificatie Ammonificatie kan doorgaan onder zowel anaerobe als aerobe omstandigheden. In een biologische afvalwaterbehandeling gaat de ammonificatie aeroob door. De organische stikstofhoudende molecule wordt dan afgebroken tot NH 4 + en CO 2. Het spreekt voor zich 15

26 dat de ammonificatie enkel doorgaat indien de organische molecule biologisch afbreekbaar is Nitrificatie Indien een afvalwater dus meer stikstofverbindingen bevat dan opgenomen kunnen worden door de bacteriën voor celopbrengst (ammonium wordt het makkelijkst opgenomen voor celgroei) (EPAS N.V., 2010), kan het overtollige ammonium via nitrificatie omgezet worden tot nitraat. Hierbij wordt NH + 4 geoxideerd onder aerobe condities tot NO - 2 en NO - 3. Dit houdt in dat er genoeg opgeloste zuurstof aanwezig moet zijn in het afvalwater. De oxidatie van ammonium tot nitriet gebeurt door ammonium oxidizing bacteria (AOB) via r De oxidatie van nitriet tot nitraat gebeurt door nitrite oxidizing bacteria (NOB) via r AOB: NH O 2 NO H + + H 2 O kj r NOB: NO O 2 NO kj r De globale nitrificatiereactievergelijking wordt weergegeven in r Globaal: NH O 2 NO H + + H 2 O kj r Indien rekening gehouden wordt met celopbrengst worden de reactievergelijkingen voor AOB en NOB weergegeven in r. 2.5 en r (Terada A., et. al., 2003): AOB: 55 NH O HCO - 3 C 5 H 7 O 2 N + 54 NO H 2 O H 2 CO 3 r NOB: 400 NO NH H 2 CO 3 + HCO O 2 C 5 H 7 O 2 N NO H 2 O r AOB bacteriën kunnen van de geslachten Nitrosomonas, Nitrosococcus, Nitrosospira, Nitrosolobus, Nitrosovibrio, zijn, terwijl NOB bacteriën van de geslachten Nitrobacter, Nitrococcus, Nitrospira, Nitrospina (Verstraete, W., 2003) (Hagopian, D. S., et. al., 1998) kunnen zijn. Al deze geslachten (behorende tot de Nitrobacteraceae familie) zijn chemolitho-auto-trofe bacteriën. Ze gebruiken dus een anorganische bron (zoals ammonium) als elektronenbron en een anorganische koolstofverbinding (zoals bicarbonaat of koolstofdioxide) voor de opbouw van biomassa. Opgeloste zuurstof (O 2 ) is gewoonlijk de elektronenacceptor (Verstraete, W., 2003) (Hagopian, D. S., et. al., 1998). 16

27 De vrijgekomen energie uit de reacties van nitrificatie wordt gebruikt voor celopbrengst. Indien 0,15 g biomassa uit 1 g N gemaakt wordt, wordt de nitrificatiereactievergelijking r (EPAS N.V., 2010) NH ,83 O 2 + 1,98 HCO - 3 0,021 C 5 H 7 O 2 N + 0,98 NO ,041 H 2 O + 1,88 H 2 CO 3 r Deze reactievergelijking wordt bevestigd door Terada K. et al. Door r. 2.5 en r. 2.6 te combineren bekomt men quasi dezelfde reactievergelijking (de voorgetallen verschillen minimaal) (Terada A., et. al., 2003). Ook Campos J.L. et al. ondersteunt deze reactievergelijking. (Campos, J.L. et. al.,1998) Enkele karakteristieken, opgesteld door Focht en Verstraete, van nitrificeerders worden weergegeven in tabel 2.5. (Focht en Verstraete, 1977) Tabel 2.5.: Karakteristieken van autotrofe nitrificeerders bij 15 C Groeisnelheid (d -1 ) maximaal Groeisnelheid (d -1 ) in praktijk Celopbrengstcoëfficiënt (g biomassa/g N geoxideerd) Specifieke nitrificatiesnelheid (g N/g biomassa.d) Nitrosomonas Nitrobacter 0,3-2,0 0,3-1,5 0,1-0,3 0,1-0,2 0,3 0,08 1,0 2,0 De maximale oxidatiesnelheid van ammonium voor nitrificeerders bij 20 C bedraagt volgens Wiesmann 5,2 g NH + 4 -N / g VSS. d (Campos, J.L. et. al.,1998). Een studie van Campos J.L. et al. toonde een ammoniumoxidatie van 0,5 à 0,7 g NH + 4 -N / g VSS. d, en Epas stelt dat in de praktijk doorgaans waarden van 0,02 à 0,04 g NH + 4 -N / g VSS. d bekomen worden, maar vermeldt ook dat onder bepaalde omstandigheden veel hogere waarden bekomen kunnen worden. Focht en Vestraete vermeldt een maximale nitrificatiesnelheid van 1,0 g stikstof per gram biomassa, per dag (zie tabel 2.5.). De AOB en NOB zijn obligaat aerobe bacteriën. Om deze reacties door te laten gaan is er dus zuurstof nodig, zoals ook te zien is in de reactievergelijkingen. Daarom is het nodig om het actief slib met afvalwater te beluchten tijdens de nitrificatieperiode. 17

28 Bij de ammoniumoxidatie tot nitriet worden een hoeveelheid protonen vrijgesteld. Nitrificatie brengt dus verzuring met zich mee. De ph van de reactor zal dus moeten bijgestuurd worden. Volgens Verstraete W. gaat nitrificatie door in een ph range van 5,5 tot 9,0 en bij een temperatuur tussen de 5 en 40 C; echter de nitrificatiesnelheid daalt bij ph waarden lager dan 7. De optimale ph bedraagt 7,5. Volgens Hagopian D.S. bedraagt de optimale ph 7,8. De nitrificatie daalt snel boven 42 C en onder 5 C en de optimale temperatuur voor nitrificatie wordt vermeld als 25 C, echter de optimale temperatuur voor AOB mag tussen de 7 C en 35 C liggen, terwijl er gezegd wordt dat de optimale temperatuur voor NOB lager ligt dan deze waarden. Bock et al. stelt dat de optimale temperatuur voor nitrificeerders 25 C - 30 C is. Epas vermeldt een nitrificatieactiviteit van minimaal 80 % tussen 25 C en 46 C, waarbij de maximale nitrificatieactiviteit bij 36 C ligt. Dit wordt weergegeven in figuur 2.2. (EPAS N.V., 2010) Obaja D. et al. vond dat nitrificatiesnelheid acceptabel is voor temperaturen hoger dan 16 C (Obaja, D., et. al., 2003). Voor ph waarden vermeldt Epas dat nitrificatie doorgaat tussen een ph van 5,5 en 9, met de maximale nitrificatieactiviteit bij een ph van 8,15. Dit wordt weergegeven in figuur 2.3. (EPAS N.V., 2010) Uit onderzoek van Ruiz G. et al. bleek dat complete nitrificatie doorging tussen een ph van 6,45 en 8,95. Lagere ph waarden dan 6,45 en hogere dan 8,95 inhibeerden zowel AOB en NOB volledig. Dit wordt grafisch voorgesteld in figuur 2.4. (Ruiz, G., et. al., 2003). Figuur 2.2.: Activiteit van nitrificerende bacteriën in functie van de temperatuur 18

29 Figuur 2.3.: Activiteit van nitrificerende bacteriën in functie van de ph Figuur 2.4.: Ammoniumconsumptie en nitrietconsumptie (via accumulatie) van nitrificerende bacteriën in functie van de ph Legende: X: % NH 4 + -N consumptie; : % NO 2 - -N accumulatie Volgens Hagopian D.S. kan nitrificatie optreden bij een dissolved oxygen (DO; opgeloste zuurstof) concentratie van 0,05 mg/l, en ging de nitrificatie goed door aan een DO concentratie van 0,2 mg. (Verstraete, W., 2003) houdt het op een minimum van 0,5 mg/l. Ook Epas vermeldt een minimale opgeloste zuurstofconcentratie van 0,5 mg/l, en breidt dit uit tot een optimale DO concentratie van meer dan 4 mg/l. Concentraties tussen 0,5 en 4 mg/l leveren volgens Epas wisselende resultaten op maar bij een stijging van de DO concentratie stijgt ook de nitrificatiesnelheid. Volgens Ruiz G. et al. gaat de ammoniumoxidatie voor ongeveer 100% door bij een DO van 0,7 mg/l. Hierbij bereikt nitrietaccumulatie zijn maximum wat impliceert dat verdere oxidatie van nitriet tot nitraat 19

30 heel slecht doorgaat. De nitrietaccumulatie is minimaal (dus er is volledige oxidatie van ammonium tot nitraat) vanaf een DO van 3,5 mg/l. Bij een DO van 1,7 mg/l is de nitrietaccumulatie slechts 5%. De bevindingen van Ruiz G. et al. worden weergegeven in figuur 2.5. (Ruiz, G., et. al., 2003) Figuur 2.5.: Ammoniumconsumptie en nitrietconsumptie (via accumulatie) van nitrificerende bacteriën in functie van de opgeloste zuurstof Legende: : % NH 4 + -N consumptie; : % NO 2 - -N accumulatie Nitrificatie inhibitie Nitrificatie is onderhevig aan inhibitie van allerlei organische molecules. AOB worden geïnhibeerd door onder andere nitrapyrin, allylthiourea, acetyleen, natriumazide, zware metalen zoals zink, koper, nikkel, chroom en vooral belangrijk: vrije ammoniak (FA) en vrij salpeterigzuur (FNA). Anthonisen vermeldt inhibitie voor Nitrosomonas van vrije ammoniak bij concentraties van 10 à 150 mg/l, en inhibitie voor Nitrobacter van 0,1 à 1 mg/l. De concentratie aan vrije ammoniak is afhankelijk van de temperatuur en de ph, en kan worden berekend volgens vgl 2.3. Ook vrij salpeterigzuur inhibeert de nitrificatie. Zowel Nitrosomonas als Nitrobacter worden geïnhibeerd bij een concentratie van 0,22 à 2,8 mg/l. De inhibitie van FA en FNA op nitrificatie volgens Anthonisen wordt weergegeven in figuur 2.6. (Anthonisen, A.C., et. al., 1976) Hierin stelt zone 3 volledige nitrificatie voor. 20

31 Figuur 2.6.: Inhibitie van nitrificatie volgens Anthonisen Inhibitie door andere componenten is ook mogelijk. Allylthiourea en nitrapyrin zijn de meest gebruikte stoffen die een (al dan niet opzettelijke) volledige nitrificatieinhibitie met zich meebrengen Denitrificatie Denitrificatie kan enerzijds doorgaan door opname van nitraat door micro-organismen met als doel de aanmaak van nieuw celmateriaal. Nitraat wordt enkel gebruikt voor celgroei indien ammonium niet aanwezig is. Anderzijds gebeurt denitrificatie, met zicht op afvalwaterbehandeling, voornamelijk door nitraat om te zetten tot stikstofgas. Deze denitrificatie is eigenlijk een gevolg van CZV verwijdering, en gaat enkel en alleen door indien er geen zuurstof aanwezig is om de organische stoffen om te zetten. Voor CZV verwijdering kan O 2 gebruikt worden waarbij organisch degradeerbaar materiaal door micro-organismen omgezet wordt tot CO 2 en H 2 O. Indien er echter geen O 2 aanwezig is, kunnen deze micro-organismen overschakelen op nitraat, waarbij naast CO 2 en H 2 O ook N 2 gevormd wordt. Denitrificatie gaat dus enkel en alleen door in anoxisch 21

32 milieu, als er dus geen O 2 aanwezig is, en kan gepaard doorgaan met CZV verwijdering, in het geval van heterotrofe micro-organismen (benodigen een organische koolstofbron als elektronendonor). Denitrificatie kan ook door autotrofe micro-organismen gebeuren (benodigen een anorganische koolstofbron als elektronendonor, bvb HCO - 3 of CO 2 ). Voorbeelden van heterotrofe denitrificerende bacteriën zijn bacteriën van de geslachten Achromobacter, Acinetobacter, Bacillus, Flavobacterium, Paracoccus, Pseudomonas, Rhizobium, Spirillum, waarvan Pseudomonas het meest voorkomende geslacht is. Niet alle bacteriën zetten nitraat om tot stikstofgas, sommige kunnen het enkel omzetten tot nitriet, en andere hebben als product lachgas (N 2 O), een sterk broeikasgas. Het gebruikte CZV substraat hangt af van het geslacht van de denitrificeerder, sommigen kunnen enkel eenvoudige organische bestanddelen gebruiken zoals alcoholen, anderen kunnen complexere verbindingen gebruiken. Als CZV bron wordt in de literatuur meestal methanol (CH 3 OH) opgegeven om de reactievergelijking van denitrificatie op te stellen. De omzetting van nitraat tot stikstofgas gebeurt met bacteriën (indien zij tot stikstofgas denitrificeren) via volgende stappen: NO - 3 NO - 2 NO N 2 O N 2, waarbij energie voor de bacterie vrijkomt. De reactievergelijkingen voor nitraat met methanol worden weergegeven in r en r CH 3 OH + 6 NO H 2 O + 6 NO CO 2 r NO CH 3 OH 3 N CO H 2 O + 6 OH - r Rekening houdend met celopbrengst wordt de globale reactievergelijking weergegeven in r (EPAS N.V., 2010) 1,083 CH 3 OH + NO - 3 0,065 C 5 H 7 O 2 N + 0,758 HCO ,242 OH - + 1,439 H 2 O + 0,468 N 2 r Indien acetaat (van bvb azijnzuur of natriumacetaat) gebruikt wordt als koolstofbron wordt de denitrificatievergelijking weergegeven in r (Elefsiniotis. P. et. al., 2004) 1,061 CH 3 COO - + NO ,697 H 2 CO 3 0,152 C 5 H 7 O 2 N + 2,061 HCO ,727 H 2 O + 0,424 N 2 r

33 Indien propionaat (van bvb propionzuur) gebruikt wordt als koolstofbron wordt de denitrificatievergelijking weergegeven in r (Elefsiniotis. P. et. al., 2004) 0,606 CH 3 CH 2 COO - + NO ,545 H 2 CO 3 0,152 C 5 H 7 O 2 N + 1,606 HCO ,727 H 2 O + 0,424 N 2 r Indien butyraat (van bvb boterzuur) gebruikt wordt als koolstofbron wordt de denitrificatievergelijking weergegeven in r (Elefsiniotis. P. et. al., 2004) 0,424 CH 3 CH 2 CH 2 COO - + NO ,485 H 2 CO 3 0,152 C 5 H 7 O 2 N + 1,424 HCO ,727 H 2 O + 0,424 N 2 r Zoals in deze reactievergelijkingen te zien is wordt een deel zuur verbruikt, en wordt er alkaliteit geproduceerd. Denitrificatie brengt dus een ph verhoging met zich mee. Deze ph verhoging is niet evenredig met de ph daling tijdens de nitrificatie, maar wegens het bufferend effect van het afvalwater is bijstellen van de ph doorgaans niet nodig. Een continue ph meting wordt echter wel altijd gedaan omdat dit een eerste aanwijzing is van een onderbroken nitrificatie of denitrificatie. Denitrificatie gaat, zoals reeds vermeld, door in anoxische omstandigheden. Epas vermeldt als temperatuurgrenzen 5 C en 60 C voor denitrificatie. De optimale ph bedraagt 7 à 8. Denitrificatie gaat enkel door indien er biodegradeerbare CZV aanwezig is, als er onvoldoende bczv aanwezig is stopt de denitrificatie. De optimale CZV/N verhouding bedraagt volgens Epas: 5; Obaja D. et al. houdt het op een C/N ratio van 1,7 voor volledige denitrificatie, wat omgerekend een CZV/N ratio van 4,3 geeft, inden de koolstofbron azijnzuur was. Zoals te zien is in Rvgl 3.8. kan naast nitraat ook nitriet gedenitrificeerd worden. Indien nitriet gedenitrificeerd wordt is de benodigde CZV/N ratio voor een volledige denitrificatie van nitriet lager, Terada A. et al. gaf een C/NO - 2 -N ratio van 1,13 terwijl Bernet et al. een C/NO - 2 -N ratio van 1,08 gaf. Dit komt overeen met CZV/NO - 2 -N ratio s van 3,0 respectievelijk 2,9. Deze ratio s voor volledige denitrificatie zijn in de praktijk best iets hoger omdat er een deel van de toegevoegde CZV ook door andere micro-organismen (die niet denitrificeren) verbruikt zal worden. 23

34 Indien er te weinig bczv aanwezig is, gaat men voor een volledige denitrificatie extra bczv gaan toevoegen. Indien dit onder de vorm van methanol is, kan deze methanolbehoefte berekend worden via vgl 2.5., opgesteld door McCarthy et al (McCarthy et. al., 1969). [CH 3 OH] = 2,47 * [NO - 3 -N] + 1,53 * [NO - 2 -N] + 0,87 * [DO] vgl 2.5. Met: alle concentraties in mg/l Deze vergelijking stelt een CZV/N verhouding van 3,71 voor nitraat, en 2,3 voor nitriet, indien methanol gebruikt wordt als koolstofbron. Epas vermeldt nog een veel voorkomende denitrificatiesnelheid van 0,06 g N / g VSS. d (EPAS N.V., 2010) CZV verwijdering Zoals reeds aangegeven in de denitrificatie (paragraaf ) wordt bczv verwijderd, samen met nitraat en nitriet. De denitrificate kan door dezelfde micro-organismen gebeuren als diegene die CZV verwijdering met zich meebrengen, in dit geval gaat het om heterotrofe micro-organismen (benodigen een organische koolstofbron als elektronendonor). In afwezigheid van zuurstofgas worden de heterotrofe micro-organismen verplicht om een andere elektronenacceptor te gaan zoeken, met name nitraat. CZV verwijdering door denitrificeerders gebeurt dus samen met nitraatverwijdering. Niet alle CZV kan verwijderd worden, enkel biodegradeerbare CZV (bczv) kan verbruikt worden door de micro-organismen. CZV verwijdering kan perfect doorgaan bij hoge concentraties aan FNA of FA, zelfs bij volledige inhibitie van nitrificeerders. In dit geval gaat de CZV verwijdering grotendeels aeroob door. Het deel, indien van toepassing, dat niet aeroob doorgaat is de bczv die met nitraat, gevoed vanuit het influent, verwijderd wordt. 24

35 Indien er meer bczv aanwezig is om alle stikstofverbindingen te denitrificeren kan de resterende bczv verwijderd worden in aeroob milieu onder vorming van CO 2 en H 2 O. Dit wordt in r voor methanol weergegeven. 2 CH 3 OH + 3 O 2 2 CO H 2 O r Omdat CZV aeroob afgebroken wordt zonder nitraat afbraak te verkrijgen, wordt het influent in de praktijk meestal gevoed in een anoxische tank waar de nitraatconcentraties het hoogst zijn. Zo wordt de meeste CZV verbruikt samen met nitraat, en kan de behoefte aan externe koolstofbron gereduceerd worden. Indien gewerkt wordt met een intermitterend systeem (één reactor die afwisselend in de tijd belucht wordt en anoxisch gehouden wordt), wordt de CZV best enkel toegevoegd tijdens de anoxische periodes zodat zoveel mogelijk CZV verbruikt wordt in de denitrificatie. Indien er continu gevoed en voor de helft van de tijd belucht zou worden, dan zou de CZV/N ratio in werkelijkheid slechts de helft zijn dan deze berekend op de influentconcentraties aan CZV en N. Dit kan in veel gevallen de behoefte aan een externe koolstofbron vermeerderen, terwijl eigenlijk de helft van de beschikbare CZV al aeroob omgezet zou worden. 25

36 2.3. Effectieve micro-organismen Effectieve micro-organismen (EM) zijn een recent product. Het werd in Japan ontwikkeld door Prof. Dr. Higa, en wordt gebruikt in de natuurlijke landbouw om gezond voedsel te produceren, zonder giftige, chemische stoffen. De effectieve micro-organismen moeten de bodemvruchtbaarheid verbeteren, pathogene bacteriën onderdrukken en de efficiëntie van organische voedingsstoffen verbeteren. Door toevoeging van EM zullen deze de schadelijke rottingsbacteriën, die giftige stoffen produceren, onderdrukken. (Van Vliet P.C.J. et al., 2005) De positieve werking van EM zit in de speciale combinatie van de micro-organismen. Alle soorten micro-organismen in EM kunnen zonder elkaar negatief te beïnvloeden naast elkaar bestaan in een gemengde cultuur. Meer zelfs, de effecten van elke aparte soort worden synergetisch versterkt wanneer de soorten samen ingezet worden. Het effect van hun samenwerking is dus groter dan de afzonderlijke effecten samengeteld. EM bestaat uit ongeveer 80 soorten vrij in de natuur voorkomende micro-organismen. Ze kunnen opgedeeld worden in 5 groepen: fotosynthetiserende bacteriën, melkzuurbacteriën, gisten, actinomyceten en fermenterende schimmels. Hiervan zijn de melkzuurbacteriën en de gisten in de grootste concentraties aanwezig. Er zijn ongeveer 1 miljard micro-organismen per milliliter EM1, het EM product dat in Nederland en België gebruikt wordt. (Van Vliet P.C.J. et al., 2005) Effectieve micro-organismen moeten geactiveerd worden voor ze gebruikt kunnen worden. Dit gebeurt door ze te incuberen met melasse, een stroperig bijproduct uit de suikerproductie, en water. De incubatie gebeurt bij een gecontroleerde periode voor een bepaalde tijdsduur, bij C (SKB, 2003). Na de incubatieperiode wordt de suspensie Activated EM (EM-A) genoemd. 26

37 Bioaugmentatie Bioaugmentatie is een mogelijke manier om sommige (complexere) verontreinigingen te verwijderen indien de reeds aanwezige micro-organismen dit niet kunnen. Normaal nietafbreekbare componenten worden dan verwijderd door speciaal geselecteerde microorganismen toe te voegen die het afvalwater wel van deze bestanddelen kunnen ontdoen. Zo werden bijvoorbeeld fenolen, chlooraniline, chloorbenzoaat, gechloreerde solventen en aromatische koolwaterstoffen succesvol via bioaugmentatie van actief slib verwijderd. Bioaugmentatie werkt echter niet altijd wegens verschillende redenen. Zo moeten de toegevoegde micro-organismen kunnen overleven in het systeem waaraan zij toegevoegd werden. Protozoa kunnen de toegevoegde micro-organismen verorberen. De toegevoegde micro-organismen kunnen eveneens uit het systeem uitspoelen. Een ander probleem is dat de toegevoegde micro-organismen andere, makkelijker afbreekbare, verontreinigingen veel aantrekkelijker vinden om te gebruiken voor celopbouw. Zij laten dan de moeilijker afbreekbare componenten links liggen en kiezen voor dezelfde voeding als de reeds aanwezige micro-organismen in het actief slib. (Quan, X., et al., 2004) De opzet in deze masterproef is dat recalcitrante CZV, voornamelijk humuszuren, door in de EM aanwezige schimmels en gisten kunnen verwijderd worden. Het is reeds aangetoond dat recalcitrante verbindingen, zoals bijvoorbeeld de kleurstof malachietgroen, door gisten en schimmels afgebroken kunnen worden. (Jadhav, J.P., et al., 2006) (Eichlerova, I., et al., 2006). Andere recalcitrante verbindingen zoals de betreffende humuszuren zelf werden eveneens door schimmels en gisten verwijderd uit afvalwater. Zhou, J.L. et al. rapporteerde dat de schimmel Rhizopus arrhizus efficiënt humuszuren verwijderde van afvalwater via biosorptie, en suggereerde dat verder onderzoek naar de toepassing hiervan in afvalwaterbehandeling gedaan moest worden. Hij toonde ook aan dat een andere schimmel Allomyces macrogynus deze biosorptie van humuszuren efficiënt uitvoerde. (Zhou, J.L. et al., 1993) (Zhou, J.L., 1992) Andere schimmels zoals Aspergillus Niger, Aspergillus ustus en Stachybotrys sp. werden eveneens onderzocht, door Marija, V., et al, en gaven goede resultaten qua biosorptie van humuszuren. De Aspergillus Niger uit deze studie moet even aangestipt worden omdat deze van dezelfde familie is als de Aspergillus Orizae, die aanwezig is in het mengsel EM. (Marija, V., et al., 2008) (Szymanski, N., et al., 2003) Hasset, D.J., et al., gaf aan dat gisten groei vertoonden in een humuszuurrijk milieu, maar kon niet bewijzen of dit lag 27

38 aan directe biosorptie van humuszuren of aan de assimilatie van afbraakproducten van humuszuren. (Hasset, D.J., et al., 1988) Door Dan, N.P., et al., werd aangetoond dat gisten in aerobe waterbehandeling beter bestand waren tegen hoge zoutgehaltes dan bacteriën. Heel hoge zoutconcentraties inhiberen de groei en de werking van bacteriën, terwijl gisten hier beter bestand tegen zijn, en een goede CZV verwijdering realiseerden. (Dan, N.P., et al., 2003) Bioaugmentatie van het actief slib met EM (wat gisten bevat) kan mogelijk een positief effect hebben op CZV verwijdering van dunne fractie van digestaat, wat een hoog zoutgehalte heeft. 28

39 Samenstelling van effectieve micro-organismen Zoals reeds vermeld bestaan EM uit fotosynthetiserende bacteriën, melkzuurbacteriën, gisten, actinomyceten en fermenterende schimmels. Iedere soort draagt op zijn eigen manier bij tot de positieve werking van effectieve micro-organismen. De fotosynthetiserende bacteriën zijn echter de belangrijkste van alle soorten. Deze ondersteunen namelijk de andere aanwezige soorten in het EM mengsel, en verbruiken restproducten van de andere soorten. De werking van de vijf groepen micro-organismen in EM wordt hier verduidelijkt. (Higa T. et al., jaar onbekend) Fotosynthetiserende bacteriën Fotosynthetiserende bacteriën zijn bacteriën die fotosynthese uitvoeren. Fotosynthese is een proces waarbij CO 2 en water met licht omgezet worden in glucose. Hierbij wordt zuurstofgas als afvalproduct gevormd. De bruto reactie van fotosynthese wordt weergegeven in r H 2 O + 6 CO 2 + licht C 6 H 12 O O H 2 O r Fotosynthese bij planten gebeurt in de celorganellen: de chloroplasten, waar chlorofyl aanwezig is. Fotosynthetiserende bacteriën hebben geen chloroplasten, maar er is toch chlorofyl aanwezig in de cel. Bij bacteriën vindt de fotosynthese dan ook direct in de cel plaats. De fotosynthetiserende bacteriën gebruiken zonlicht en omgevingswarmte als energiebron, waarbij organische stof door de bacteriën omgezet wordt in aminozuren, nucleïnezuren, suikers en bioactieve stoffen. Fotosynthetiserende bacteriën kunnen ook instaan voor een verwijdering van fosforgebonden verontreinigingen. Zoals te zien is in tabel 2.1. is er ook fosfor aanwezig in de dunne fractie van digestaat, hoewel het merendeel van de fosforgebonden verbindingen zich in de dikke fractie bevindt. 29

40 Voorbeelden van aanwezige fotosynthetiserende bacteriën zijn: Rhodopseudomonas palustrus, Rhodobacter spaeroides. (Szymanski, N., et al., 2003) Melkzuurbacteriën Melkzuurbacteriën zetten suikers en andere koolhydraten om tot melkzuur. De suikers en koolhydraten zijn onder andere afkomstig van het restproduct van fotosynthetiserende bacteriën en gisten. Ze breken onder andere lignine en cellulose, producten die aanwezig zijn in digestaat (OVAM, 2007), af via een fermentatieproces. Deze fermentatie produceert geen schadelijke stoffen. De melkzuurbacteriën onderdrukken sterk andere schadelijke micro-organismen en versnellen het afbraakproces van organische bestanddelen. Voorbeelden van aanwezige melkzuurbacteriën zijn: Lactobacillus plantarum, L. casei, Streptoccus lactis. (Szymanski, N., et al., 2003) Gisten Gisten breken aminozuren en suikers af. Deze worden door fotosynthetiserende bacteriën uitgescheiden en zijn als organische stof aanwezig. De stofwisselingsproducten van gisten worden op hun beurt dan weer afgebroken door melkzuurbacteriën en actinomyceten. Voorbeelden van aanwezige gisten zijn: Saccharomyces cerevisiae, Candida utilis. (Szymanski, N., et al., 2003) 30

41 Actinomyceten Actinomyceten produceren antimicrobiële stoffen uit aminozuren, het restproduct van fotosynthetiserende bacteriën, en organische stof. Deze antimicrobiële stoffen onderdrukken schadelijke micro-organismen zoals schadelijke bacteriën en schimmels. Voorbeelden van aanwezige actinomyceten zijn: Streptomyces albus, S. griseus. (Szymanski, N., et al., 2003) Fermenterende schimmels Fermenterende schimmels zorgen voor een snelle afbraak van organische stof tot alcoholen, esters en antimicrobiële stoffen. Hierdoor wordt stankvorming gereduceerd en wordt de aantasting van grotere organismen, zoals insecten en maden, voorkomen. Voorbeelden van aanwezige fermenterende schimmels zijn: Aspergillus oryzae, Mucor hiemalis. (Szymanski, N., et al., 2003) Toepassingen van effectieve micro-organismen EM vinden reeds talrijke toepassingsgebieden. Ze worden voornamelijk in Zuidoost-Azië gebruikt. De belangrijkste toepassingen worden hier opgesomd Geurhinderbestrijding EM worden gebruikt als bestrijdingsmiddel tegen geurhinder. Het EM product wordt bijvoorbeeld gesproeid over vuilnisbelten. De effectieve micro-organismen onderdrukken de pathogene micro-organismen. Met de verdwijning van de pathogene micro-organismen verdwijnt ook de stankproductie. Dit systeem wordt bijvoorbeeld toegepast in Thailand op een vuilnisbelt van 20 hectare in het dorpje Praekkasa. In Vietnam worden EM op iedere vuilnisbelt toegepast. 31

42 EM werden ook gebruikt aan de kust van de Indische Oceaan, na de tsunami van Het product werd verspreid aan de kustlijn, om de geur van lijken te verminderen. EM worden ook gebruikt in stallen, tegen kwalijke geuren. (EM Naturally Active, 2007) Bodemverbeteraar Een andere toepassing van EM vindt zich in de landbouw. EM wordt toegediend aan landbouwgrond als bodemverbeteraar. Door enting van effectieve micro-organismen in de bodem verhoogt de microbiële verscheidenheid. Hierdoor verbetert de vruchtbaarheid van de bodem, en wordt er een beter microbieel milieu voor plantengroei verwezenlijkt, waardoor de groei, de opbrengst en de kwaliteit van de gewassen verbetert. EM hebben volgende nuttige effecten wanneer ze toegepast worden in de bodem: 1. Bevordering van kiemen, bloeien, vruchtzetting en rijping van gewassen. 2. Verbetering van de fysische, chemische en biologische toestand van de bodem en onderdrukking van de door de bodem voortgebrachte ziekten en plagen. 3. Verhoging van de benutting van de fotosynthese door de gewassen. 4. Verzekering van een beter kiemen en een beter wortelstelsel van de plant. 5. Verhoging van het rendement van bemesting met organische stof. EM fermenteren nitraat tot ammonium, waardoor er minder uitspoeling van nutriënten is. Al deze effecten verhogen de biologische immuniteit van de gewassen en brengen een hogere opbrengst en betere kwaliteit van de gewassen met zich mee. (Higa T. et al., jaar onbekend) Compostversneller EM vinden een toepassing als compostversneller in composteringsprocessen. 32

43 Silage van voedergewassen Een andere toepassing vindt zich in silage van voedergewassen zoals kuilmaïs. De melkzuurbacteriën in EM produceren melkzuur. Hierdoor verlaagt de ph en wordt de kuil stabieler en langer houdbaar. De andere soorten micro-organismen in het EM product zorgen voor een voorfermentatie, waarbij er anti-oxidanten en vitaminen vrijkomen. Op deze manier worden complexere voedingsstoffen opgesplitst in makkelijker opneembare voedingsstoffen. (EM Agriton BVBA, Jaar onbekend) Waterzuivering Effectieve micro-organismen worden ook reeds toegepast in waterzuiveringen, onder meer in vervuilde oppervlaktewaters. In Nakornrajsima, Thailand, werd een grote vervuilde, stinkende vijver behandeld door EM te gieten in de vijver. Het organisch slib werd afgebroken, het water werd helder en de geur verdween. Een andere toepassing vond plaats in de rioolwaterzuivering van Sutthiparinyanont, Thailand. Een EM-oplossing werd toegevoegd aan het rioolwater, waarop het water een eerste zuivering kende en helder werd. In een kippenkwekerij werd een test gedaan naar reiniging van de drinkwaterleidingen van de lege stallen. EM werden toegevoegd aan het spoelwater om de ontstane biofilm te verwijderen. 33

44 Eigenschappen van EM De gebruikte effectieve micro-organismen zijn van het type microferm. Microferm betekent dat de EM in een oplossing van melasse zitten en reeds geactiveerd zijn. Het droge stof (DS) gehalte van de microferm bedraagt 35,65 g/l, en het VSS gehalte bedraagt 27,12 g/l. Dit komt overeen met 76,09 % VSS van het DS gehalte. De soortelijke massa van de microferm bedroeg 1,01150 kg/l. De viscositeit van de microferm oplossing bij 25,0 ± 0,5 C bedroeg 1,085 mm²/s, of 1,097 mpa.s. Er werd geen bezinking vastgesteld van de microferm oplossing. EM heeft een kostprijs van 1,5 euro per liter. Een foto van microferm bij een 400x vergroting wordt weergegeven in figuur 2.7. Figuur 2.7.: Effectieve micro-organismen in microferm 34

45 3. MATERIAAL EN METHODEN 3.1. Opstelling en instellingen reactor Er wordt gebruik gemaakt van een intermitterend actief slib systeem. Dit systeem bestaat uit een influent pomp, een actief slib bekken, een nabezinker, een opgeloste zuurstof (DO) meter, een beluchter, een roerelement en een nabezinker met effluent overlooprand. Het volledige systeem wordt gestuurd door een PLC type Siemens. Figuur 3.1. toont de opstelling. Figuur 3.1.: Intermitterend actief slib systeem De inhoud van het intermitterend aeroob/anoxisch actief slib bekken bedraagt 50 liter. De inhoud van de nabezinker bedraagt 3 liter. 35

46 Er wordt telkens voor 30 minuten belucht in de aerobe periode, waarop een anoxische periode van 30 minuten volgt. In de aerobe periode wordt de opgeloste zuurstof (DO) concentratie gestuurd tussen 1 en 3,5 mg O 2 /l. Deze range omvat zowel het optimale groeigebied van ammonium oxiderende bacteriën, als nitriet oxiderende bacteriën. (Verstraete, W., et al., 1998) (Ruiz, G., et al., 2003) De voeding met dunne fractie van digestaat gebeurt enkel in de anoxische fase, opdat zoveel mogelijk bczv beschikbaar zou zijn voor denitrificatie. Het debiet van het influent bedraagt 2,88 l/dag. De hydraulische retentietijd (HRT) in het intermitterend bekken bedraagt hiermee 17,4 dagen, de HRT in de nabezinker bedraagt 1 dag. Deze lange verblijftijd is gebaseerd op gebruikte verblijftijden in de praktijk (VITO, 2007). De dunne fractie van digestaat is afkomstig van Eneco, afdeling Roeselare. Deze dunne fractie werd eerst gezeefd met een zeef met maaswijdte 1 mm, om het van te grote deeltjes te ontdoen, zodat de pompen en leidingen van de reactor niet zouden verstoppen. Het actief slib is afkomstig uit een continue conventionele biologie, van Shanks Vlaanderen, afdeling Roeselare. Het droge stof gehalte bedraagt 16 g/l, en deze slibconcentratie werd gedurende het hele verloop van de experimenten behouden door op regelmatige tijdstippen te spuien. Ook VITO vermeldt hoge droge stof gehaltes die tot 20 g/l kunnen oplopen voor biologische afvalwaterbehandelingen van mestverwerkingen en dunne digestaatfractie verwerkingen. (VITO, 2007) De SRT of slibverblijftijd bedraagt 207 dagen. Dit werd berekend volgens vergelijking 3.1. (Verstraete, W., 2003). Dit is een heel grote SRT. Hierdoor wordt het afgestorven slib grotendeels verteerd in de reactor zelf. vgl 3.1. Met: SRT = slibverblijftijd (dag) V = reactorvolume (l) Q w = spuidebiet (l/dag) X r = slibconcentratie in de retour (g DS/l) X = slibconcentratie in de reactor (g DS/l) 36

47 De slibconcentratie X r in de retour bedraagt 25,116 g/l, terwijl de slibconcentratie X in de reactor op 16 g/l gehouden wordt. Het spuidebiet is een gemiddelde waarde over de hele periode en bedraagt 0,1538 l/dag. De hoeveelheid dunne fractie digestaat in de voeding wordt afgesteld op de ammoniumconcentratie in het actief slib bekken, rekening houdende met mogelijke nitrificatie-inhibitie bij te hoge ammoniumstikstof (NH + 4 -N) concentraties. Indien de ammoniumstikstof concentratie stijgt richting 100 mg NH + 4 -N/l, wordt de dunne fractie aangelengd met kraanwater. Zo blijft inhibitie uit. Indien de ammoniumstikstof concentratie boven de 100 mg/l NH + 4 -N gaat wordt de voeding voor een dag stilgelegd. Driemaal per week, wordt een staal genomen van zowel het influent en het effluent, waarop verschillende parameters geanalyseerd worden (zie paragraaf 3.2.) In het EM systeem worden EM dagelijks toegevoegd, in een verhouding van 1/500 e van het influentdebiet. Dit komt neer op 5,76 ml/dag microferm oplossing (geactiveerde effectieve micro-organismen in een melasse oplossing) die toegevoegd wordt. In een voorgaande studie, waarin het effect van EM getest werd op zuiveringsresultaten en slibproductie in een individuele behandeling van afvalwater (IBA), werd gekozen voor een dosering van 1/7500 e van het influent. De resultaten van dit onderzoek zijn dat niet kon geconcludeerd worden dat EM een merkelijk beter resultaat gaven van zuiveringsresultaten en slibeigenschappen. (Theunissen, J.C.J et al., 2005) In samenspraak met dhr. Degraeve van Agriton BVBA Izegem, werd besloten om een dosering van 1/500 e te gebruiken. Met zicht op economische haalbaarheid worden de EM overgedoseerd toegediend. Dit is om zeker effect te zien indien er verschil is door bioaugmentatie van actief slib met EM. Het blanco systeem dient als referentie en hieraan worden dan ook geen extra microorganismen toegevoegd aan het actief slib. Indien je een biologische reactor opstart met entslib van een andere reactor, is het belangrijk dat je een steady state toestand bekomt vooraleer je meetgegevens als betrouwbaar mag gaan beschouwen. Een steady state toestand bekomt men als de concentraties van de desbetreffende parameters constant blijven, en is doorgaans drie keer de hydraulische verblijftijd. 37

48 3.2. Analysemethoden Fotospectrometer DR 2800 Veel parameters worden fotospectrometrisch bepaald. Dit gebeurde met de DR 2800 fotospectrometer van het merk Hach-Lange. Dit is een VIS fotospectrometer waarmee allerhande bepalingen op afvalwater gedaan kunnen worden. De spectrometer heeft een golflengtebereik van 340 tot 900 nm, en heeft een intern geheugen met opgeslagen testprogramma s. Het toestel heeft een barcodeherkenningssysteem en kan meten in directe concentratie-eenheden, absorptie of procentoverdracht. De DR 2800 beschikt over een houder voor vierkante kuvetten, en voor cilindervormige kuvetbuisjes met barcode. Een foto van de DR 2800 wordt weergegeven in figuur 3.2. (Hach-Lange, 2008) Figuur 3.2.: Hach-Lange DR 2800 fotospectrometer Het principe van de VIS-fotospectrometer steunt op het feit dat chemische stoffen een bepaalde golflengte van het spectrum absorberen. Er wordt monochromatisch licht (licht van één bepaalde golflengte) gestuurd door het monster. Als dat monochromatisch licht botst met de corresponderende molecule, krijgt deze een hogere energietoestand, en wordt een deel van het uitgezonden licht geabsorbeerd. Door de absorptie te bepalen, kan ook de concentratie bepaald worden. (Dumoulin, A., 2008) (Hach-Lange, 2008) 38

49 Uitplaten van EM op een selectieve bodem Om te verifiëren dat er werkelijk gisten en schimmels in het mengsel van effectieve microorganismen zitten, werden deze uitgeplaat op een selectieve bodem. Voor de telling van gisten en schimmels wordt een selectieve voedingsbodem gebruikt, die speciaal samengesteld is om de groei van gisten en schimmels te optimaliseren. De betreffende bodem is een Gist-Glucose-Agar (GGA). Op deze bodem groeien bacteriën ook weelderig, en omdat EM een mengsel is van zowel schimmels, gisten en bacteriën, moeten deze bacteriën onderdrukt worden met een breedspectrum antibioticum, oxytetracycline. Dit antibioticum onderdrukt de groei van de bacteriën. Van het mengsel effectieve micro-organismen werd een verdunningsreeks aangemaakt, dit houdt in dat er een reeks proefbuizen gemaakt worden met telkens een 10 maal kleinere concentratie van EM in. Voor deze proef werden verdunningen van 10-1 tot 10-7 gemaakt. De bodem wordt in petriplaten gegoten en eens gestold kan vanuit iedere proefbuis 100 µl gepipetteerd worden op de vaste bodem. Met behulp van een Drigalski spatel wordt dit verspreid over de hele bodem. Op deze manier wordt er een reeks petriplaten bekomen waarin er telkens een 10 maal kleinere concentratie van EM aanwezig is. Er wordt ook een blanco meegenomen, om te verifiëren of er steriel gewerkt werd tijdens het maken van de verdunningsreeks en het uitplaten op de petriplaten. Dit alles wordt in het tweevoud gemaakt. De petriplaten worden geïncubeerd bij 25 C voor 3 dagen en vervolgens wordt het aantal kolonies geteld. Petriplaten waarop er tussen de 15 en 150 kolonies aanwezig zijn mogen beschouwd worden als statistisch correct. Indien het aantal kolonies van twee petriplaten met dezelfde verdunning erg van elkaar verschilt mag er eveneens geen rekening gehouden worden met deze kolonies. (Handleiding Tellen van gisten en schimmels, 2010) 39

50 Zuurstofverbruik Zowel nitrificatie als verwijdering van organische stoffen tot CO 2 en H 2 O verbruiken zuurstof. De opgeloste zuurstofconcentratie (DO) in de actief slib reactor werd continu gemeten en uitgezet in een grafiek. De beluchting in de aerobe fase wordt gestuurd op deze meting van opgeloste zuurstof. Telkens wanneer de DO onder de ingestelde minimumwaarde komt zal de beluchting geactiveerd worden, waarna deze uitgeschakeld wordt indien de DO de ingestelde maximumwaarde overschrijdt. Zo zullen in de aerobe fase verschillende pieken zichtbaar zijn in de grafiek. In de anoxische fase wordt niet belucht en zal de DO concentratie naar 0 mg/l gaan. Een stabiel verloop is een indicatie dat het systeem naar behoren werkt, en dat nitrificatie en CZV verwijdering doorgaat naar behoren. Indien in de grafiek plots een verandering merkbaar is, betekent dit dat een zuiveringsproces verstoord is. Zo kan het voorkomen dat er tijdelijk minder pieken aanwezig zijn in de aerobe fase. Dit duidt op minder zuurstofverbruik en kan het gevolg zijn van bijvoorbeeld een onvolledige nitrificatie Ammoniumgehalte Het ammonium (NH 4 + ) gehalte is een parameter voor de gereduceerde vorm van stikstof. De ammoniumconcentratie in oplossing hangt af van de ph. In zuur milieu zal er ammonium aanwezig zijn, in alkalisch milieu ammoniak (NH 3 ). Het ammoniumgehalte werd gemeten met een Hach-Lange kuvettentest. De gebruikte kuvetten waren van het type LCK 305, die een meetbereik hebben van 1 12 mg NH 4 + /l of 1,3 15 mg NH 4 + -N/l. Het staal werd verdund tot dit bereik. Deze methode is gebaseerd op de gewijzigde Berthelot kleurreactie. In de kuvetten reageren ammoniumionen bij een ph waarde van 12,6 met hypochlorietionen, dat gevormd werd door alkalische hydrolyse van natriumdichloorisocyanuraat. Er wordt chlooramine gevormd dat met salicylaationen reageert in verbinding met natriumnitroprusside als katalysator tot indofenol-blauw. De concentratie van dit 40

51 kleurcomplex is evenredig met de ammoniumconcentratie, en wordt fotospectrometrisch bepaald. Het monster moet een ph hebben van 4 tot 9, en de temperatuur van het monster en de reagentia moet 20 C bedragen. Het monster moet zo snel mogelijk na de monstername onderzocht worden om een voldoende nauwkeurig resultaat te verkrijgen. Primaire aminen die aanwezig zijn in het monster worden meegeregistreerd en geven een te hoog resultaat. Aanwezige reductiemiddelen beïnvloeden de meting en geven te lage resultaten. Volgende ionen beïnvloeden de meting niet tot de aangegeven concentraties: (VITO, 2010) (Audenaert, W., 2008) (Hach Lange, 2010) 1000 mg/l: Cl - 2-, SO mg/l: K +, Na +, Ca mg/l: CO 2-3, NO - 3, Fe 3+, Cr 3+, Cr 6+, Zn 2+, Cu 2+, Co 2+, Ni 2+, Hg mg/l: Fe 2+ 5 mg/l: Pb 2+ 2 mg/l: Ag + De meetmethode gaat als volgt: - De afdekfolie wordt voorzichtig verwijderd, en het dopje wordt van de kuvet geschroefd. - Er wordt exact 0,5 ml monster gepipetteerd. - Het dopje wordt er onmiddellijk terug opgeschroefd. - De kuvet wordt krachtig geschud. - Na 15 minuten wachten wordt de buitenkant van de kuvet grondig gereinigd, en wordt de kuvet in de fotospectrometer gezet om de kleurintensiteit te meten bij 695 nm. - Eventueel moeten de afgelezen concentraties omgerekend worden naar NH + 4 -N of NH + 4, afhankelijk van de instellingen van het toestel. De LCK 305 kuvetten beschikken over een barcode op de kuvet, die door de fotospectrometer gelezen kan worden. Hierdoor kiest de fotospectrometer automatisch het programma. 41

52 Nitraatgehalte Het nitraat (NO - 3 ) gehalte is een parameter voor de meest geoxideerde vorm van stikstof. Het nitraatgehalte werd gemeten met een Hach-Lange powder pillowtest. De gebruikte powder pillows zijn van het type NitraVer 5 HR Nitrate Reagent Powder Pillows voor een 10 ml test. Deze powder pillows bepalen het nitraatgehalte via de cadmium reductie methode. In de test worden nitraten door cadmium gereduceerd tot nitriet. In zuur medium reageert nitriet met sulfanilzuur tot een intermediair diazoniumzout, dat op zich bindt met gentisinezuur tot een amberkleurige oplossing. De amberkleurintensiteit is evenredig met de concentratie nitraat in het monster, en wordt gemeten bij 500 nm. De test heeft een meetbereik van 0,3 30,0 mg NO - 3 -N/l. Het staal werd verdund tot het nitraatgehalte in dit meetbereik zat. (Hach Lange, 2010) Mogelijke interferenties van de meting zijn Fe 3+ en NO - 2. Cl - geeft bij concentraties hoger dan 100 mg/l een te lage waarde. Extreme ph waardes van het monster kunnen de bufferende capaciteit van het reagens beïnvloeden en storing van de meting geven, en sterke oxiderende of reducerende stoffen interfereren eveneens met de meting. (Hach Lange, 2010) De meetmethode gaat als volgt: - Op de DR 2800 spectrofotometer wordt programma 355 gekozen. - In een vierkanten glazen kuvet wordt 10 ml monster gepipetteerd. - De inhoud van 1 powder pillow wordt toegevoegd in de kuvet, en de kuvet wordt met een rubberen stop dichtgemaakt. - De kuvet wordt voor 1 minuut geschud. - Na het schudden wordt er 5 minuten gewacht. - Ondertussen wordt in een tweede kuvet opnieuw 10 ml monster gepipetteerd. Deze kuvet dient als blanco dus wordt er niets toegevoegd. - De buitenkant van de kuvetten worden grondig gereinigd. De blanco kuvet wordt in de Hach Lange DR 2800 spectrofotometer geplaatst, en de toets nul wordt ingedrukt. Het nulpunt wordt nu ingesteld. - De kuvet met gereageerd monster wordt voorzichtig in de spectrofotometer geplaatst, en de toets meten wordt ingedrukt. Er werd tijdens de analyses ondervonden dat er bij een minimale werveling luchtbelletjes in het monster in de kuvet komen. Indien dit gebeurt moet er een aantal seconden worden gewacht 42

53 voor op de toets meten gedrukt mag worden. Luchtbellen kunnen de lichtbundel, die door het monster gestuurd wordt voor de meting, verstoren. - Eventueel moeten de afgelezen concentraties omgerekend worden naar NO - 3 -N of NO - 3, afhankelijk van de instellingen van het toestel Nitrietgehalte Het nitriet (NO 2 - ) gehalte is een parameter voor een andere geoxideerde vorm van stikstof. Nitriet wordt gevormd door reductie van nitraat tot nitriet, of door oxidatie van ammonium tot nitriet. Het nitrietgehalte werd gemeten met een Hach-Lange powder pillowtest. De gebruikte powder pillows zijn van het type NitriVer 3 LR Nitrite Reagent Powder Pillows voor een 10 ml test. Deze powder pillows bepalen het nitrietgehalte via de diazotizatie methode. In de test reageren nitrieten met sulfanilzuur tot een intermediar diazoniumzout. Dit diazoniumzout bindt met chromotroopzuur tot een roze gekleurd complex. Dit roze kleurig complex is evenredig met het nitrietgehalte, en wordt gemeten bij 507 nm. De test heeft een meetbereik van 0,002 0,300 mg NO - 2 -N/l. Het staal werd verdund tot dit meetbereik. (Hach Lange, 2010) Volgende ionen beïnvloeden de meting door neerslagvorming met reagens: Sb 2+, Au 3+, Bi 3+, PtCl 2-6, Fe 3+, Pb 4+, Hg 2+, VO - 3, Ag +. Cu 2+ en Fe 2+ kunnen te lage meetwaarden geven. Van nitraat in concentraties hoger dan 100 mg/l N kan een klein deel een reductie tot nitriet ondergaan. Sterke oxiderende of reducerende stoffen interfereren eveneens met de meting. (Hach Lange, 2010) De meetmethode gaat als volgt: - Op de DR 2800 spectrofotometer wordt programma 371 gekozen. - In een vierkanten glazen kuvet wordt 10 ml monster gepipetteerd. - De inhoud van 1 powder pillow wordt toegevoegd in de kuvet. - De kuvet wordt enkele malen gezwenkt om het poeder op te lossen. - Na het zwenken wordt er 20 minuten gewacht. 43

54 - Ondertussen wordt in een tweede kuvet opnieuw 10 ml monster gepipetteerd. Deze kuvet dient als blanco dus wordt er niets toegevoegd. - De buitenkant van de kuvetten worden grondig gereinigd. De blanco kuvet wordt in de Hach Lange DR 2800 spectrofotometer geplaatst, en de toets nul wordt ingedrukt. Het nulpunt wordt nu ingesteld. - De kuvet met gereageerd monster wordt in de spectrofotometer geplaatst, en de toets meten wordt ingedrukt. - Eventueel moeten de afgelezen concentraties omgerekend worden naar NO - 2 -N of NO - 2, afhankelijk van de instellingen van het toestel Chemisch zuurstofverbruik Het chemisch zuurstofverbruik (CZV) is een parameter die weergeeft wat de zuurstofvraag is om organische bestanddelen in afvalwater te oxideren met een sterk chemisch oxidans. Ammonium, de gereduceerde vorm van stikstof, wordt niet geoxideerd omdat er een te lage concentratie aan vrije chloride-ionen aanwezig is in de reagentia van de methode. Het CZV gehalte werd bepaald met een Hach-Lange kuvettentest. Het type CZV kuvetten was LCK 314, die een meetbereik hebben van mg O 2 /l. De monsters werden verdund tot dit bereik. (Hach Lange, 2010) In deze kuvetten reageren oxideerbare stoffen met een zwavelzure kaliumdichromaatoplossing, in aanwezigheid van een katalysator: zilversulfaat. Cr 6+, dat een oranjegele kleur heeft, wordt gereduceerd naar Cr 3+, dat een groene kleur heeft. Deze reactie wordt weergegeven in reactievergelijking 3.1. K 2 Cr 2 O H 2 SO 4 K 2 SO 4 + Cr 2 (SO 4 ) H 2 O + 3/2 O 2 r Aanwezige chloride wordt gemaskeerd met kwiksulfaat door vorming van kwikhalogenide complexen, echter in de LCK 314 kuvetten is dit gelimiteerd tot een chloridegehalte van maximaal 1500 mg/l. Indien chloride niet wordt gemaskeerd zal het chloride geoxideerd worden door het aanwezige dichromaat, wat weergegeven wordt in reactievergelijking 3.2. (Audenaert, W., 2008) (Hach Lange, 2010). 44

55 6 Cl - + Cr 2 O H + 3 Cl Cr H 2 O r In reactie 3.1. komt zuurstof vrij, die het aanwezige organische materiaal oxideert, met zilvernitraat als katalysator. Dit wordt weergegeven in reactievergelijking 3.3., met glucose als voorbeeld voor organisch materiaal. C 6 H 12 O O 2 6 H 2 O + 6 CO 2 r De hoeveelheid Cr 6+ dat gereduceerd wordt naar Cr 3+ hangt af van de hoeveelheid organisch oxideerbaar materiaal. Hoe meer Cr 3+ er gevormd wordt, hoe intenser de groene kleur. De methode kan beïnvloed worden in monsters met een chloridegehalte dat hoger ligt dan 1500 mg/l. (Hach Lange, 2010) De meetmethode gaat als volgt: - De aanwezige bezinking in de kuvetten wordt door schudden in suspensie gebracht. - Er wordt exact 2,0 ml monster gepipetteerd in de kuvet. - De kuvet wordt gesloten en licht geschud. - De kuvet wordt in een thermostaat gezet bij 148 C voor 2 uur om het monster te destrueren. - De kuvet wordt voorzichtig twee maal gezwenkt, en in een rek gezet ter afkoeling. - Na grondige reiniging van de buitenkant van de kuvet wordt de kuvet in de fotospectrometer gezet om de resterende Cr 6+ te meten bij een golflengte van 605 nm. De aanwezige vaste stof moet echter volledig bezonken zijn voor de meting. De LCK 314 kuvetten beschikken over een barcode op de kuvet, die door de fotospectrometer gelezen kan worden. Hierdoor kiest de fotospectrometer automatisch het programma. 45

56 Biochemisch zuurstofverbruik na 5 dagen bij 20 C Het biochemisch zuurstofverbruik (BZV 20 5 ) is een parameter die weergeeft wat de zuurstofvraag is om organische verontreiniging in afvalwater biologisch af te breken en om anorganisch materiaal (vb sulfiden) te oxideren. Het kan ook de benodigde zuurstof bevatten om gereduceerde vormen van stikstof te oxideren, tenzij deze oxidatie tegengehouden wordt door een inhibitor (zoals allylthiourea of nitrapyrin), wat meestal gedaan wordt (APHA, AWWA, WPCF, 1985). BZV 20 5 meet het zuurstofverbruik op een temperatuur van 20 C over een periode van 5 dagen. (VITO, 2010) (Handleiding WTW, 2010). De BZV 20 5 werd gemeten met het OxiTop systeem. Dit systeem is gebaseerd op de drukverandering in de fles met afvalwater. In de fles zullen micro-organismen de biodegradeerbare organische stoffen afbreken tot CO 2 en H 2 O, en biomassa. Er worden NaOH tabletten toegevoegd die het gevormde CO 2 absorberen tot vorming van NaHCO 3. Zo wordt een onderdruk gecreëerd in de OxiTop fles. Deze onderdruk is een directe maat voor de verbruikte zuurstof. De fles is donker zodat geen zuurstof door fotosynthese geproduceerd wordt. De meetmethode gaat als volgt: - De meetfles wordt grondig gewassen en voorgespoeld met monster. - Er wordt homogeen monster toegevoegd aan de meetfles. - Het benodigde toe te voegen volume wordt bepaald volgens volgende methode: Het verwachte BZV gehalte wordt geschat. Een praktische regel is dat het BZV 5 gehalte van een afvalwater ongeveer 80 % van het CZV gehalte zal zijn. Dit is geldig voor het influent. Voor het effluent zal het BZV 20 5 gehalte minder zijn dan 80 % van het CZV effluent gehalte, want na een biologische reactor is in principe alle aanwezige BZV vanuit het influent afgebroken tot CO 2 en H 2 O waarbij enkel de recalcitrante CZV overblijft. - Uit tabel 3.1. wordt het meetbereik (kolom: measuring range) gekozen wat overeenkomt met de verwachte BZV 20 5 waarde. De kolom factor geeft voor ieder verschillend meetbereik een andere factor, die in rekening gebracht moet worden tijdens het berekenen van de BZV 20 5 waarde (zie vgl en vgl. 3.2.). Uit tabel 3.1. blijkt dat 20 het sample volume daalt indien het maximale meetbereik groter wordt. Een hogere BZV 5 concentratie in het monster zal meer zuurstof nodig hebben om een volledige afbraak van organische verbindingen te hebben. Die zuurstof is afkomstig uit de headspace (bovenste 46

57 laag lucht) in de fles. Hoe groter de concentratie BZV 5 20, hoe meer zuurstof er nodig zal zijn, en hoe groter de headspace moet zijn in de fles. Het is mogelijk dat de verwachte BZV 20 5 waarde hoger zal zijn dan de maximale BZV 20 5 te bepalen waarde (2000 mg/l bij een sample volume van 43,5 ml). In dit geval kan verdunningswater gebruikt worden om het staal te verdunnen tot het totale volume (deel staal + deel verdunningswater) één van de sample volumes vanuit tabel 3.1. is. Zie verder over hoe dit verdunningswater aangemaakt moet worden. Tabel 3.1.: Selectie van monstervolume - In het geval van dunne fractie digestaat is de verwachte BZV 20 5 waarde hoger dan mg/l. Voor de BZV 5 meting moet het staal dus aangelengd worden met verdunningswater. Deze verdunning vormt het monstervolume (sample volume). Rekening houdend met de verhouding monster/verdunningswater en het meetbereik (measuring range) wordt een monstervolume bepaald. - Het bepaalde volume zuiver monster wordt exact in een overloop meetbeker (overflow measuring beaker) gepipeteerd. Deze overloop meetbeker wordt aangevuld tot de rand met verdunningswater, zodat het exacte monstervolume voor de BZV 20 5 bepaling bereikt wordt. Dit mengsel van monster/verdunningswater wordt in de OxiTop fles gegoten. Het monster dat in de overloop meetbeker gepipetteerd wordt moet homogeen verdeeld zijn, eventueel bezinkbare deeltjes moeten dus ook aanwezig zijn in de juiste verhouding. - Het magnetische roerstaafje wordt in de fles gebracht, en er wordt een rubberen stop (met gat) op de fles geplaatst. - 2 natriumhydroxide (NaOH) tabletjes worden in de rubberen stop gebracht. Deze mogen niet in contact komen met het water, omdat anders de ph van het staal zal stijgen en bacteriële activiteit nadelig kan beïnvloeden. - De OxiTop dop wordt op de fles gedraaid, en de meting wordt gestart door de knoppen S en M tegelijkertijd in te drukken tot de display 00 aangeeft. Hiermee worden eerder opgeslagen waarden verwijderd uit het geheugen. 47