Ontwerp van processen voor behandeling van natte stromen

Transcriptie

1 Lettinga Associates Foundation for environmental protection and resource conservation Ontwerp van processen voor behandeling van natte stromen Datum: 9 juli 2007 Projectnummer: Lettinga Associates Foundation Postbus 500 Eindrapport A. Veeken AM Wageningen 3 e concept I. Bisschops, D. Kragić, A. Veeken Tel: e concept I. Bisschops, D. Kragić Fax: Revisie A. Veeken Concept I. Bisschops, D. Kragić

2 Inhoudsopgave 1. Inleiding Achtergrond Raamwerk lozing van afvalwater Lozing op oppervlaktewater Lozing op het riool Inhoud van dit rapport Bevindingen literatuurstudie Samenstelling vloeibare afvalstromen Kenmerken zuiveringstechnieken Uitwerking scenariostudies Scenario 0 Referentiesituatie Scenario 1 Externe aanvoer van varkensmest, co-vergisting Scenario 2 Geen externe aanvoer van varkensmest, geen co-vergisting Scenario 3 Externe aanvoer van varkensmest, co-vergisting zonder dierlijk afval Bevindingen van het Waterschapsbedrijf Limburg Conclusies en aanbevelingen Uitgebreide karakterisering van afvalstromen Mogelijkheid van gescheiden behandeling van slachthuisafvalwaterstromen Scheiding van varkensmest en digestaat in vaste en vloeibare fractie Gebruik van overtollige warmte uit WKK voor afvalwaterzuivering Referenties...19 Appendix 1 - Samenstelling van de te behandelen stromen...21 Slachthuisafvalwater...21 Vloeibare fractie varkensmest en vloeibare fractie digestaat...22 Appendix 2 - Procesbeschrijvingen...23 Roosters / filters / zeven...23 Egalisatietank...23 Luchtflotatie Dissolved Air Flotation (DAF)...24 Anaërobe opstroomreactor type UASB...25 Filtratie van mest...26 Sharon/Anammox...29 Struvietprecipitatie...30 Strippen van NH Kaldnes moving bed (KMB) Natrix process...33 Sequencing Batch Reactor (SBR)

3 1. Inleiding 1.1 Achtergrond In Horst werken verschillende agrarische bedrijven aan het Nieuw Gemengd Bedrijf: een regionaal samenwerkingsverband gericht op nuttige toepassing van rest/nevenstromen en productie van duurzame energie voor het geplande nabijgelegen glastuinbouwcomplex. Het project Uitwerking ontwerp bio-energiecentrale NGB heeft betrekking op een beoogde installatie waarin pluimvee- en varkensmest samen met andere biomassa wordt omgezet in duurzame energie; de duurzame energie kan (deels) worden afgezet bij het glastuinbouwcomplex. Het onderzoek is gericht op het ondersteunen van de ondernemers bij hun keus voor een specifieke procesopzet door het uitwerken van de inpasbaarheid van verschillende deelprocessen. Het project wordt in fasen uitgevoerd. 1. Fase 1, inclusief ontwerpsessie, is afgerond. In fase 1 zijn een aantal deelprocessen beschreven en is een eerste voorstel gedaan voor een integraal proces. 2. In fase 2 wordt het resultaat van fase 1 uitgewerkt tot het voorontwerp van een beperkt aantal integrale processen (maximaal 3) op basis van nader te bepalen programma van eisen. Onderdeel van fase 2 is een technische risicoanalyse en het globaal vaststellen van de economische haalbaarheid. 3. Fase 3: tests met beoogde materialen/brandstof (indien nodig) 4. Fase 4: opstellen businessplan op basis van een voorontwerp 5. Fase 5: detailontwerp, bouw en inbedrijfname kuikenslachterij (slacht)afvalwater vet-afscheider, deeltjes m3/jr afscheider 1.6 MWe 2 MW thermisch min. 3.7 milj m3 methaan 1 UASB m3/jr methaangas 2 aerobe/anoxische nabehandeling oppervlaktewater / riool varkensmest ton/jr + co-producten (incl. slachtafval) vergisten scheiden nat deel dikke fractie verwerking nat deel 7 vergassen motor 2-4MWe stoomketel met e-generator kuikenmest 6 drogen? 8 verbranden 10 compostering digestaat met kuikenmest 9 toepassing in potgrond Figuur 1 - Deelprocessen binnen het NGB. Processen 1, 2 en 5 worden uitgewerkt door LeAF. Per deelproces zijn in fase 1 verschillende ontwerpopties naar voren gekomen. Op basis van het gedetailleerdere programma van eisen en op basis van eisen/voorkeuren die voortkomen uit beoogde koppelingen tussen deelprocessen worden in fase 2 de ontwerpen concreter uitgewerkt in verschillende scenario s. De doelstellingen voor fase 2 zijn: - Opstellen programma van eisen (PvE) - Korte beschrijving deelprocessen op basis van PvE. - Beantwoorden vraagpunten per deelproces. 3

4 - Opstellen van 2 à 3 scenario s van integrale processen die voldoen aan het PvE. Van elk integraal proces wordt een globale economische haalbaarheid opgesteld; deze wordt gedetailleerd op globale omvang van de stromen, transportbewegingen, massa- en energiebalansen, economisch plaatje: indicatie van investeringen, kosten en opbrengsten, ruimtelijke inpasbaarheid - Gezamenlijk identificeren van vervolgstappen Figuur 1 is een schema van de deelprocessen zoals die voorzien zijn binnen het NGB. Van deze processen zijn nummer 1, 2 en 5 in dit rapport uitgewerkt door LeAF. Voor processen 2 en 5 zijn verschillende uitwerkingen mogelijk, zowel voor wat betreft verschillende technieken als voor combinaties van te behandelen stromen. In het plan van aanpak (document 06_0530 Plan van aanpak Uitwerking ontwerp bioenergiecentrale NGB.doc ) worden in ieder geval de volgende deelprocessen genoemd: UASB reactor voor slachtafvalwater, aërobe/anoxische nabehandeling, struvietprecipitatie, sharon/anammox of CANON, strippen van NH Raamwerk lozing van afvalwater In het plan van aanpak voor het NGB worden twee mogelijke uiteindelijke bestemmingen van de behandelde vloeibare afvalstromen genoemd: lozing op het riool of lozing op het oppervlaktewater Lozing op oppervlaktewater Voor het mogen lozen op oppervlaktewater is een WVO vergunning nodig, deze moet aangevraagd worden bij het Waterschapsbedrijf Limburg. Algemeen geldende voorwaarden voor directe lozing op het oppervlaktewater worden gegeven in Tabel 1. De gegeven waarden kunnen afhankelijk van de bedrijfssituatie en de aard van het ontvangende oppervlaktewater aangepast worden door de waterkwaliteitsbeheerder. In principe worden nieuwe lozingen op klein ontvangend oppervlaktewater niet meer toegestaan, en is het uitgangspunt aansluiting op de gemeentelijke riolering. Tabel 1 - Lozingeisen voor oppervlaktewater (FO-Industrie 2005) Parameter Lozingseis chemisch zuurstofverbruik (CZV) < 125 mg/l biologisch zuurstofverbruik (BZV) < mg/l totaal stikstof < mg/l totaal fosfor < 1-2 mg/l temperatuur < o C ph 6,5-8,5 chloride < mg/l onopgeloste bestanddelen < mg/l Gezien de samenstelling van de vloeibare afvalstromen en de te verwachten zuiveringsrendementen is vergaande zuivering voor lozing op het oppervlaktewater geen reëel doel. Gezien de aard van de verontreinigingen in het afvalwater (voornamelijk voor de dunne fractie van mest en co-vergister) lijkt lozing op het oppervlaktewater geen haalbare kaart. Daarom richten we ons in dit onderzoek slechts op de behandeling voor lozing op het riool (zie paragraaf 1.2.2). De nieuwe EU kaderrichtlijn water (KRW) gaat niet uit van lozingseisen voor het oppervlaktewater in de vorm van maximale concentraties, maar van de kwaliteitsdoelstelling voor het ontvangende oppervlaktewater. Uitleg over de KRW door het ministerie van VROM (VROM 2006): De Kaderrichtlijn water (KRW) is een Europese richtlijn gericht op de verbetering van de kwaliteit van het oppervlakte- en grondwater. De KRW is sinds december 2000 van kracht en maakt het mogelijk om waterverontreiniging van oppervlaktewater en grondwater internationaal aan te pakken. De kaderrichtlijn is geen vrijblijvende richtlijn, ze vormt een Europese verplichting, waar de waterbeheerder (Rijk, waterschappen, provincies en gemeenten) niet omheen kan. De belangrijkste uitgangspunten van de KRW zijn: - De vervuiler betaalt - De gebruiker betaalt 4

5 - Na 2000 geen achteruitgang van de chemische en ecologische toestand van het water - Resultaatsverplichting in Stroomgebiedbenadering Via de Implementatiewet EG-kaderrichtlijn water is de KRW vertaald in de Nederlandse wetgeving Lozing op het riool Ook waterstromen die op het riool geloosd worden moeten voldoen aan bepaalde kwaliteitseisen. Deze worden algemeen geformuleerd in de zogenaamde vangnetbepaling (Infomil 2006): Bedrijfsafvalwater wordt overigens slechts in een openbaar riool gebracht, indien door de samenstelling, eigenschappen of hoeveelheid ervan: 1. de doelmatige werking niet wordt belemmerd van een openbaar riool, een door een bestuursorgaan beheert zuiveringstechnisch werk, of de bij een zodanig openbaar riool of zuiveringstechnisch werk behorende apparatuur, 2. de verwerking niet wordt belemmerd van slib, verwijderd uit een openbaar riool of een door een bestuursorgaan beheerd zuiveringstechnisch werk, en 3. de nadelige gevolgen voor de kwaliteit van het oppervlaktewater zoveel mogelijk worden beperkt. De kosten voor lozing op het riool worden berekend op basis van het aantal te lozen vervuilingseenheden (VE). Het aantal vervuilingeenheden wordt berekend aan de hand van het lozingsdebiet en de concentraties aan vervuilende stoffen. De belangrijkste parameters hierbij zijn het chemisch zuurstofverbruik (CZV) en stikstofcomponenten (zie vergelijking hieronder), maar ook hoge concentraties fosfor, sulfaat en zware metalen kunnen worden meegerekend door de waterkwaliteitsbeheerder (Rijkswaterstaat RIZA, 2006). N VE Q = ( CZV +,57 N ) Kj Waarin: N VE aantal VE Q debiet (m 3 /jaar) CZV chemisch zuurstofverbruik van het afvalwater (mg/l) Kjeldahl-stikstofgehalte van het afvalwater (mg/l) N Kj Één VE komt overeen met 49,6 kg CZV/jaar en 10.8 kg N/jaar. Indien ook fosfor en sulfaat worden meegenomen in de berekening, geldt dat 1 VE gelijk staat aan 20 kg fosfor per jaar en 650 kg sulfaat per jaar. Voor zware metalen is dit afhankelijk van het soort metaal 0,5 of 1 kg per jaar. In dit rapport wordt uitgegaan van lozingskosten van 48,04 per VE. In de rapportage worden de bedragen afgerond op 1000,-. Gezien de vangnetbepaling en de lozingskosten zouden de vloeibare afvalstromen van het NGB voorgezuiverd moeten worden om in ieder geval zoveel mogelijk zwevende stof, CZV, N en P te verwijderen om te mogen lozen en om de lozingskosten te beperken. Precieze eisen voor lozing op het riool, de lozingsvoorschriften, worden gewoonlijk opgenomen in de vergunning volgens de Wet Milieubeheer. Aangezien er geen algemeen geldende voorschriften zijn, zijn de uitgewerkte scenario s 0, 1, 2 en 3 voorgelegd aan het Waterschapsbedrijf Limburg. Hun bevindingen en commentaren worden besproken in hoofdstuk Inhoud van dit rapport De afvalwaterstromen die in dit project onderzocht zijn, zijn het slachthuisafvalwater, de vloeibare fractie van varkensmest en de vloeibare fractie van het digestaat uit de co-vergister. Van deze laatste stroom worden twee typen bekeken: met en zonder slachtafval in de vergister. Dit rapport is als volgt opgebouwd: - Hoofdstuk 1 met inleidende achtergrond en inhoudelijke beschrijving van het onderzoek - Hoofdstuk 2 waarin de bevindingen van de literatuurstudies zijn samengevat; de literatuurstudie naar de samenstelling van slachtafvalwater, dunne fractie van digestaat en dunne fractie van 5

6 verse mest zijn in appendix 1 opgenomen; de literatuurstudie naar de verschillende proceseenheden voor afvalwaterbehandeling zijn in appendix 2 gegeven - Hoofdstuk 3 waarin de afvalwaterbehandeling (deelprocessen 1, 2 en 5) is uitgewerkt voor vier scenario s uitgewerkt; referentiesituatie (scenario 0), externe aanvoer varkensmest, inclusief vergisting; inclusief verwerking slachtafval en kadavers (scenario 1), zonder externe aanvoer; geen mestvergisting; geen verwerking (scenario 2) en als 1 zonder slachtafval (scenario 3). - Hoofdstuk 4 geeft de bevindingen en commentaren van Waterschapsbedrijf Limburg weer op het voornemen het behandelde afvalwater van de vier scenario s te lozen op het riool. - Hoofdstuk 5 met aanbevelingen voor de volgende projectfase. 6

7 2. Bevindingen literatuurstudie Zuiveringstechnieken voor afvalwater en andere vloeibare afvalstromen worden gewoonlijk ontworpen op basis van een grondige karakterisering van eigenschappen, zeker wanneer aan bepaalde lozingseisen voldaan moet worden. De belangrijkste parameters hierbij zijn het debiet, de ph, temperatuur, CZV, BZV, ZS, N tot, N NH4, P tot en P PO4. Daarnaast kunnen er voor elke specifieke afvalwaterstroom nog additionele parameters van belang zijn, zoals bijvoorbeeld het gehalte oliën en vetten of zware metalen. Dit rapport behandelt de zuivering van pluimveeslachtafvalwater, de vloeibare fractie van mest en de vloeibare fractie van vergiste mest. Voor deze drie afvalwaterstromen waren slechts schattingen beschikbaar voor slechts enkele van de relevante parameters om een afvalwaterbehandeling te ontwerpen. Om een beter inzicht te krijgen in de mogelijke samenstelling is er een literatuurstudie uitgevoerd (zie Appendix 1), waarvan de resultaten in paragraaf 2.1 samengevat zijn. Daarnaast is er een literatuurstudie verricht naar de mogelijke afvalwaterbehandelingstechnieken voor de drie genoemde afvalwaterstromen (zie Appendix 2), hiervan worden de resultaten samengevat in paragraaf Samenstelling vloeibare afvalstromen Op basis van de gegevens die binnen het NGB als uitgangspunt dienden en de gegevens uit de literatuurstudie zijn aannames gedaan voor de samenstelling van slachthuisafvalwater en de vloeibare fractie van mest en vergiste mest. Tabel 2 geeft de uiteindelijke aangenomen waarden weer, inclusief de parameters die niet beschikbaar of gevonden waren maar wel van belang zijn voor de volgende fase van het project. De samenstelling in Tabel 2 is als uitgangspunt voor het ontwerp en kostenberekeningen van de afvalwaterbehandeling de vier de scenariostudies. Tabel 2 Aangenomen samenstelling slachthuisafvalwater (scenario 1,2 en 3), vloeibare fractie van varkensmest (scenario 2) en vloeibare fractie van digestaat uit de co-vergistingsinstallatie (scenario 1 en 3). Onbekende maar gewenste parameters zijn aangegeven met -. Slachthuisafvalwater Dunne fractie scenario 1 Dunne fractie scenario 2 Dunne fractie scenario 3 Temperatuur ( C) ph (-) CZV 1 (g/l) 4 22,8 15,6 22,8 BZV (g/l) 3, Droge stof (g/l) 1, Organische stof (g/l) Oliën en vetten (g/l) Totaal stikstof (g N/l) 0,35 6,96 5,32 6,58 Organisch gebonden N (g N/l) - 1,39 1,63 1,32 NH 4 (g N/l) - 5,57 3,67 5,26 NO 3 (g N/l) Fosfor - totaal P (g P/l) 0, Fosfor - PO 4 (g P/l) CZV voor dunne fracties is berekend aan de hand van het OS-gehalte. Aanname: 1 g OS = 1,2 g CZV. 2.2 Kenmerken zuiveringstechnieken In de literatuur en op internet is gezocht naar informatie over de samenstelling en de behandeling van slachtafvalwater en de dunne fractie van mest en vergisters. De gevonden informatie over bewezen technologieën en de kosten voor deze specifieke afvalwaterstromen is helaas beperkt omdat gedetailleerde informatie vaak niet gedocumenteerd is of het om vertrouwelijk informatie van o.a. advies- en ingenieursbureaus gaat. Daarom is als referentie de informatie over de behandeling van huishoudelijk afvalwater meegenomen aangezien hieraan de meeste studies zijn verricht en deze informatie vaker openbaar is. De keuze voor een bepaald proces voor de behandeling van de afvalwaterstromen worden in de desbetreffende scenariostudies onderbouwd. 7

8 Tabel 3 - Vergelijking van bewezen zuiveringstechnieken voor vloeibare afvalstromen (zie appendix 2) Proces Bewezen voor Kritische elementen voor functioneren Zuiveringsrendement Kosten ( ) CZV (%) N (%) P (%) Investering O&O Opmerking Roosters en zeven Slachthuisafvalwater ,01 /m 3 Buffertank Afvalwater algemeen ,013 /m m3 /h DAF Slachthuisafvalwater ,22 /m 3 UASB Industrieel algemeen Aanwezigheid toxische stoffen ,38 /m 3 Sharon/Anammox * Huishoudelijk afvalwater Lange opstartfase /kg N 2000 m 3 /d, 1200 kg N/d 8 Struvietprecipitatie $ Huishoudelijk afvalwater Verhouding te ,5 /kg P precipiteren ionen Mest (vers of vergist) > 95% 90 onder toevoegen van chemicaliën Mest Strippen van NH 3 Vloeibare fractie vergist RWZI slib 6-8 /kg N Schaal RWZI: pe Kaldnes bewegend bed Industrieel afvalwater % BZV verwijdering SBR Slachthuisafvalwater ,25 /m 3 Membraanfiltratie voor deeltjesverwijdering Mest (dunne fractie) microfiltratie van 3600 ton dunne fractie Huishoudelijk afvalwater ,08 /m 3 Ultrafiltratie *Innovatieve technologie, één praktijkinstallatie draaiend $ Innovatieve technologie, beperkt aantal praktijkinstallaties

9 3. Uitwerking scenariostudies 3.1 Scenario 0 Referentiesituatie Gezien de samenstelling van slachtafvalwater moet het minstens een beperkte vorm van zuivering hebben ondergaan voordat het op het riool geloosd kan worden (FO-Industrie 2005, en zie ook sectie en appendix 1). Daarom wordt in de referentiesituatie uitgegaan van een primaire behandeling voor de afscheiding van vaste stof en vet uit het slachthuisafvalwater, waarna de resterende vloeibare fractie op het riool geloosd wordt. De afscheiding van vet en deeltjes uit slachthuisafvalwater is een bewezen techniek en wordt in de praktijk vaak uitgevoerd door het gebruik van een combinatie van grove afscheiding (d.m.v. een rooster en/of zeef) en luchtflotatie (DAF, afkorting van de Engelse naam Dissolved Air Flotation). Het processchema is in Figuur 2 weergegeven. Slachthuisafvalwater Zeef Buffertank DAF Effluent naar riool Verwerking vaste fractie Figuur 2 - Schematische weergave van scenario 0, gedeeltelijke behandeling van het slachthuisafvalwater gevolgd door lozing op het riool De verwijderingpercentages voor CZV, N en P, de samenstelling van de te lozen afvalwaterstroom en de kosten voor rioollozing staan gegeven in Tabel 4. Een indicatie van de investeringskosten en de kosten voor operatie en onderhoud staan gegeven in Tabel 5. Tabel 4 Kosten voor rioollozing scenario 0 voor een lozingsdebiet van m 3 /jaar (totaalbedrag afgerond op ,-). CZV N tot P tot Totale kosten Slachthuisafvalwater (mg/l) Verwijderings-% zeef + DAF Te lozen op riool (mg/l) Lozingskosten ( / jaar) , , , ,- Uitgaande van een droge stofgehalte van 5% voor het flotaat van de DAF zou 778 ton/jaar aan flotaat naar een verwerker afgevoerd moeten worden, samen met de vaste fractie uit de zeef. De verwerkingskosten zijn 76,04 per ton wanneer er meer dan 5 ton per keer wordt opgehaald. Het ophaaltarief is 10,11 per keer (Timmerman 2006). Tabel 5 Behandelingskosten scenario 0 voor een lozingsdebiet van m 3 /jaar (totaalbedrag afgerond op ,-). Investering ( ) O&O ( /m 3 ) Buffertank ,013 Lozing op riool Verwerking vaste fractie Trommelzeef + DAF , ton/jaar Totaal investering Jaarlijkse kosten Jaarlijkse kosten ( /jaar) , , , , ,- 1 10% van investeringskosten 2 Bij wekelijks ophalen 9

10 3.2 Scenario 1 Externe aanvoer van varkensmest, co-vergisting In scenario 1 is de behandeling van het slachthuisafvalwater gecombineerd met verwerking van de vloeibare fractie van de co-vergister. Het slachthuisafvalwater wordt voorbehandeld op de manier van de referentiesituatie, met een trommelzeef en DAF. In plaats van het voorbehandelde water direct te lozen op het riool wordt het eerst verder gezuiverd in een anaërobe reactor voor vergaande CZVverwijdering waarbij biogas wordt geproduceerd. De vaste fractie uit de voorbehandeling wordt samen met de varkensmest, het slachtafval, de kadavers en overige co-producten verwerkt in de covergistinginstallaties. Het digestaat ondergaat een scheiding waarna de vloeibare fractie samen met het behandelde slachthuisafvalwater nabehandeld wordt voor CZV-, stikstof- en fosforverwijdering en vervolgens op het riool wordt geloosd. Gezien de samenstelling van zowel het effluent uit de UASB en de vloeibare fractie van het digestaat is gekozen voor een gezamenlijke behandeling. Een kritisch element is de kwaliteit van de vloeibare fractie van het digestaat na scheiding met een decanteercentrifuge. Indien er teveel zwevende stof in de vloeibare fractie aanwezig is dan moet het gehalte aan zwevende stof verder teruggebracht worden met een ultrafiltratiemembraan. Het processchema voor de afvalwaterbehandeling is in Figuur 3 gegeven. Er is gekozen voor deze configuratie omdat: Struvietprecipitatie een bewezen technologie is en het product (struviet = magnesiumammoniumfosfaat = MgNH 4 PO 4 ) in de fosfaatindustrie als grondstof kan worden gebruikt. Hierdoor vindt afzet buiten de landbouw plaats. SBR (sequencing batch reactor) een flexibele en veel gebruikte techniek is voor de verwijdering van CVZ, N en P uit agro-industrieel afvalwater. Er is niet gekozen voor: Strippen van ammoniak omdat het een relatief dure techniek is en voor de afzet van het product (ammoniumsulfaat = NH 4 SO 4 ) buiten de landbouw niet direct een markt aanwezig is. Sharon/Anammox omdat deze technologie ondanks zijn grote potentie op dit moment niet voldoende bewezen is Kaldnes bewegend bed omdat dit geen evidente voordelen biedt boven de SBR technologie. Roosters / zeven Slachthuisafvalwater Vloeistoffractie Buffertank DAF Vloeistoffractie UASB Effluent Vaste fractie Struvietprecipitatie SBR Lozing op riool Varkensmest Slachtafval Kadavers Co-producten Co-vergister Digestaat Scheiding Vloeistoffractie Ultrafiltratie Verwerking vaste fractie Figuur 3 - Schematische weergave van scenario 1, gezamenlijke nabehandeling van UASB effluent en vloeibare fractie digestaat. Ultrafiltratie is optioneel. De verwijderingpercentages voor CZV, N en P voor de behandelingsstappen, en de resulterende te lozen waterstroom staan gegeven in Tabel 6. Een indicatie van de investeringskosten en de kosten voor operatie en onderhoud staan gegeven in Tabel 8. 10

11 Tabel 6 Kosten voor rioollozing scenario 1 voor een totaal lozingsdebiet van m 3 /jaar (totaalbedrag afgerond op ,-). CZV N tot P tot Totaal Slachthuisafvalwater na DAF (mg/l) Verwijderings-% UASB UASB-effluent (mg/l) Dunne fractie digestaat (mg/l) Totale concentratie (mg/l) foutief opgeteld Verwijderings-% struviet Verwijderings-% SBR Te lozen op riool (mg/l) Lozingskosten ( / jaar) , , , ,- Tabel 7 gecorrigeerd Kosten voor rioollozing scenario 1 voor een totaal lozingsdebiet van m 3 /jaar (totaalbedrag afgerond op ,-). CZV N tot P tot Totaal Slachthuisafvalwater na DAF (mg/l) Verwijderings-% UASB UASB-effluent (mg/l) Dunne fractie digestaat (mg/l) Totale concentratie (mg/l) gecorrigeerd Verwijderings-% struviet Verwijderings-% SBR Te lozen op riool (mg/l) Lozingskosten ( / jaar) ,- De totale lozingskosten van het te lozen water komen neer op een bedrag van ,- op basis van de te verwachten CZV-, N- en P-gehaltes. Indien ook lozingskosten betaald moeten worden voor overige componenten zoals sulfaat en zware metalen zal dit bedrag hoger uitkomen. Daar staat tegenover dat indien de dunne fractie van het digestaat beter voorbehandeld kan worden (bijvoorbeeld met ultrafiltratie) dit aanzienlijk zou kunnen schelen in de uiteindelijke lozingskosten. Om het voordeel van een uitgebreidere voorbehandeling mee te kunnen verrekenen in dit overzicht zouden de mogelijkheden daarvoor nader uitgezocht moeten worden. Tabel 8 Behandelingskosten scenario 1 voor een totaal lozingsdebiet van m 3 /jaar (totaalbedrag afgerond op ,-). Investering ( ) O&O ( /m 3 ) Jaarlijkse kosten Buffertank ,013 Trommelzeef + DAF ,215 UASB ,433 Struvietprecipitatie ,210 SBR nitrificatie ,250 SBR - methanol voor denitrificatie - 0,514 1 Totaal investering 1,383,337 - Jaarlijkse kosten ( /jaar) , , ,- 1 3 kg methanol / kg NO 3, 275 /ton methanol 2 10% van investeringskosten De totale jaarlijkse kosten voor het afvalwaterbehandelingssysteem komen neer op een bedrag van ,- op basis van de kosten voor investering en O&O. Indien ook de lozingskosten meegerekend worden geeft dit jaarlijkse kosten van ,-. 11

12 Energieproductie De uitgangspunten voor het ontwerp van de UASB zijn volledig gebaseerd op aannames voor de karakteristieken van het influent, de reactorconfiguratie, het te verwachten behandelingsrendement en biogasproductie. De basisaspecten van het ontwerp zijn: - Afvalwatertemperatuur 15 C - Concentratie oliën en vetten in influent erg laag - 85% verwijdering van CZV - Geen verwijdering van N en P De UASB kan in principe bedreven worden bij de lage afvalwatertemperatuur van 15 C, maar zou efficiënter werken bij een procestemperatuur van 30 C. Het nadeel van werken bij 30 C is dat het opwarmen van het afvalwater energie kost. De te verwachten methaanproductie uit de UASB ligt rond de 150 m 3 CH 4 /d wat neerkomt op een energieproductie van 5 GJ/d. Het opwarmen van het afvalwater zou meer energie kosten dan het systeem zelf aan biogas produceert, namelijk zo n 15 GJ/d bij een debiet van 240 m 3 /d. De keuze voor wel of niet opwarmen hangt daarom af van de beschikbare ruimte (opwarmen leidt tot een significante reductie van het reactorvolume) en van eventuele overschot aan restwarmte uit de WKK. Verder zou het interessant zijn om te kijken naar de mogelijkheid om bepaalde zeer koude afvalwaterstromen apart te behandelen of direct op het riool te lozen (zie paragraaf 5.2). Het geproduceerde biogas zal ook waterstofsulfide (H 2 S) bevatten, maar de hoeveelheid is niet te voorspellen zonder goede karakterisering van het afvalwater. De aanwezigheid van H 2 S maakt het noodzakelijk om het systeem goed af te dichten, dit om stankoverlast naar de omgeving te voorkomen. Afhankelijk van het H 2 S-gehalte van het gas kan het nodig zijn om dit eerst uit het biogas te verwijderen voordat het in de WKK gebruikt kan worden als brandstof. 3.3 Scenario 2 Geen externe aanvoer van varkensmest, geen co-vergisting In scenario 2 is de behandeling van het slachthuisafvalwater gecombineerd met verwerking van de vloeibare fractie van varkensmest. De stromen worden in dit scenario samengevoegd en behandeld in een UASB-reactor waar de afbreekbare CVZ wordt omgezet in biogas. Het slachthuisafvalwater wordt eerst voorbehandeld op de manier van de referentiesituatie, met roosters/zeven en DAF. De varkensmest wordt mechanisch gescheiden in een vaste en een vloeibare fractie. Het effluent van de UASB wordt verder nagezuiverd op CZV, N en P voordat het op het riool wordt geloosd. Het processchema voor de afvalwaterbehandeling is in Figuur 4 gegeven. De onderbouwing voor de gekozen proceseenheden is al in paragraaf 3.2 beschreven. Slachthuisafvalwater Roosters / zeven Vloeistoffractie Vloeistoffractie Buffertank DAF Vaste fractie UASB Struvietprecipitatie SBR Verwerking vaste fractie Scheiding Ultrafiltratie Vloeistoffractie Lozing op riool Varkensmest Figuur 4 - Schematische weergave van scenario 2, gezamenlijke behandeling van voorbehandeld slachthuisafvalwater en vloeibare fractie varkensmest 12

13 De verwijderingpercentages voor CZV, N en P en de kosten voor rioollozing staan gegeven in Tabel 9. Een indicatie van de investeringskosten en de kosten voor operatie en onderhoud staan gegeven in Tabel 10. Tabel 9 Kosten voor rioollozing scenario 2 voor een totaal lozingsdebiet van m 3 /jaar (totaalbedrag afgerond op ,-). CZV N tot P tot Totaal Slachthuisafvalwater na DAF (mg/l) Dunne fractie varkensmest (mg/l) Verwijderings-% UASB UASB-effluent (mg/l) Verwijderings-% struviet Verwijderings-% SBR Te lozen op riool (mg/l) Lozingskosten ( / jaar) , , , ,- De totale lozingskosten van het te lozen water komen neer op een bedrag van ,- op basis van de te verwachten CZV-, N- en P-gehaltes. Indien ook lozingskosten betaald moeten worden voor overige componenten zoals sulfaat en zware metalen zal dit bedrag hoger uitkomen. Daar staat tegenover dat indien de dunne fractie van de mest beter voorbehandeld kan worden (bijvoorbeeld met ultrafiltratie) dit aanzienlijk zou kunnen schelen in de uiteindelijke lozingskosten. Om het voordeel van een uitgebreidere voorbehandeling mee te kunnen verrekenen in dit overzicht zouden de mogelijkheden daarvoor nader uitgezocht moeten worden. Tabel 10 Behandelingskosten scenario 2 voor een totaal lozingsdebiet van m 3 /jaar (totaalbedrag afgerond op ,-). Investering ( ) O&O ( /m 3 ) Buffertank ,013 Verwerking vaste fractie Trommelzeef + DAF , ton/jaar UASB ,433 Struvietprecipitatie ,200 SBR - nitrificatie ,250 SBR - methanol voor denitrificatie - 0,372 1 Totaal investering Jaarlijkse kosten Jaarlijkse kosten ( /jaar) , ,- 1 3 kg methanol / kg NO 3, 275 /ton methanol 2 10% van investeringskosten 3 Bij wekelijks ophalen vaste stof DAF+zeef De jaarlijkse kosten voor de energieproductie en afvalwaterbehandeling komen neer op een bedrag van ,- op basis van de kosten voor investering en O&O. Meerekenen van de lozingskosten en de kosten voor verwerking van de vaste fractie van DAF en zeef geeft totale jaarlijkse kosten van ,-. Energieproductie De uitgangspunten voor het ontwerp van de UASB zijn net als in scenario 1 (paragraaf 3.2) volledig gebaseerd op aannames voor de karakteristieken van het influent, de reactorconfiguratie, het te verwachten behandelingsrendement en biogasproductie. De basisaspecten van het ontwerp zijn: - Temperatuur van afvalwater en van mest gemiddeld 15 C - Concentratie oliën en vetten in influent erg laag - 85% verwijdering van CZV - Geen verwijdering van N en P 13

14 De UASB kan in principe bedreven worden bij de lage afvalwatertemperatuur van 15 C, maar zou efficiënter werken bij een procestemperatuur van 30 C. Het nadeel van werken bij 30 C is dat het opwarmen van het afvalwater energie kost. De te verwachten methaanproductie uit de UASB ligt rond de 1200 m 3 CH 4 /d wat neerkomt op een energieproductie van 43 GJ/d. Het bedrijven van de UASB bij 30 o C levert netto een lagere energieproductie omdat voor het opwarmen van het afvalwater 20 GJ/d energie nodig is bij een debiet van 315 m 3 /d. De keuze voor wel of niet opwarmen hangt daarom vooral af van de beschikbare ruimte (opwarmen leidt tot een significante reductie van het reactorvolume) en van eventuele overschot aan warmte uit de WKK. Net als voor scenario 1 geldt ook hier dat het interessant zou zijn om te kijken naar de mogelijkheid om bepaalde zeer koude afvalwaterstromen apart te behandelen of direct op het riool te lozen (zie paragraaf 5.2). Het geproduceerde biogas zal ook waterstofsulfide (H 2 S) bevatten, maar de hoeveelheid is niet te voorspellen zonder goede karakterisering van het afvalwater. De aanwezigheid van H 2 S maakt het noodzakelijk om het systeem goed af te dichten, dit om stankoverlast naar de omgeving te voorkomen. Afhankelijk van het H 2 S-gehalte van het gas kan het nodig zijn om dit eerst uit het biogas te verwijderen voor het in de WKK kan worden toegepast. 3.4 Scenario 3 Externe aanvoer van varkensmest, co-vergisting zonder dierlijk afval Scenario 3 is vergelijkbaar met scenario 1, maar dan zonder de behandeling van dierlijk afval (kadavers en vast slachtafval) in de co-vergister. Verwerking van het slachthuisafvalwater wordt gecombineerd met verwerking van de vloeibare fractie van de co-vergister. De configuratie van het processchema voor de afvalwaterbehandeling is in Figuur 5 gegeven. De onderbouwing voor de gekozen proceseenheden is gelijk aan die in scenario 1 en al in paragraaf 3.2 beschreven. Roosters / zeven Slachthuisafvalwater Vloeistoffractie Buffertank DAF Vloeistoffractie UASB Effluent Vaste fractie Struvietprecipitatie SBR Lozing op riool Verwerking vaste fractie Vaste fractie Vloeistoffractie Varkensmest Co-producten Co-vergister Digestaat Scheiding Ultrafiltratie Figuur 5 - Schematische weergave van scenario 3, gezamenlijke behandeling van voorbehandeld slachthuisafvalwater en vloeibare fractie digestaat. Geen vergisting van dierlijke resten. De verwijderingpercentages voor CZV, N en P voor de behandelingsstappen en de resulterende te lozen waterstroom staan gegeven in Tabel 11. Een indicatie van de investeringskosten en de kosten voor operatie en onderhoud staan gegeven in Tabel

15 Tabel 11 Kosten voor rioollozing scenario 3 voor een totaal lozingsdebiet van m 3 /jaar (totaalbedrag afgerond op ,-). CZV N tot P tot Totaal Slachthuisafvalwater na DAF (mg/l) Verwijderings-% UASB UASB-effluent (mg/l) Dunne fractie digestaat (mg/l) Totale concentratie (mg/l) Verwijderings-% struviet Verwijderings-% SBR Te lozen op riool (mg/l) Lozingskosten ( / jaar) , , , ,- De totale lozingskosten van het te lozen water komen neer op een bedrag van ,- op basis van de te verwachten CZV-, N- en P-gehalten. Indien ook lozingskosten betaald moeten worden voor overige componenten zoals sulfaat en zware metalen zal dit bedrag hoger uitkomen. Daar staat tegenover dat indien de dunne fractie van het digestaat beter voorbehandeld kan worden (bijvoorbeeld met ultrafiltratie) dit aanzienlijk zou kunnen schelen in de uiteindelijke lozingskosten. Om het voordeel van een uitgebreidere voorbehandeling mee te kunnen verrekenen in dit overzicht zouden de mogelijkheden daarvoor nader uitgezocht moeten worden. Tabel 12 Behandelingskosten scenario 3 voor een totaal lozingsdebiet van m 3 /jaar (totaalbedrag afgerond op ,-). Investering ( ) O&O ( /m 3 ) Buffertank ,013 Verwerking vaste fractie Trommelzeef + DAF , ton/jaar UASB ,433 Struvietprecipitatie ,178 SBR - nitrificatie ,250 SBR - methanol voor denitrificatie - 0,457 1 Totaal investering Jaarlijkse kosten Jaarlijkse kosten ( /jaar) , , , ,- 1 3 kg methanol / kg NO 3, 275 /ton methanol 2 10% van investeringskosten 3 Zie scenario 0 De jaarlijkse kosten voor de afvalwaterbehandeling komen neer op een bedrag van ,- op basis van de kosten voor investering en O&O. Meerekenen van de lozingskosten en de kosten voor verwerking van de vaste fractie van DAF en zeef geeft totale jaarlijkse kosten van ,-. Energieproductie De energieproductie uit slachthuisafvalwater is hetzelfde als in scenario 1. 15

16 4. Bevindingen van het Waterschapsbedrijf Limburg De samenstelling en belasting van het geproduceerde afvalwater dat op het riool geloosd wordt is voor de vier scenario s in Tabel 13 gegeven. Deze gegevens zijn samen met de beschrijving van de afvalwaterbehandeling op NGB aan het Waterschapsbedrijf Limburg (WBL) ter beoordeling voorgelegd. Tabel 13 Samenstelling en belasting van afvalwater dat op riool geloosd wordt voor de vier uitgewerkte scenario s Scenario 0 Scenario 1 Scenario 2 Scenario 3 Debiet (in m 3 /dag)* 241 (0,3) 453 (0,7) 317 (0,5) 364 (0,5) Samenstelling (mg/l) CZV N-kj NO P-totaal 37, Belasting (kg/dag)* CZV 530 (1,8) 3246 (11) 1590 (5,4) 2608 (8,8) N-kj 63 (2,4) 348 (13,1) 177 (6,6) 250 (9,4) NO 3 0 (0 # ) 282 (49,7 # ) 143 (25,2 # ) 202 (35,6 # ) P-totaal 9,0 (1,6) 18,5 (3,3) 12,3 (2,2) 12 (2,2) * tussen haakjes is het procentuele aandeel van het afvalwater op het totale debiet en belasting van RWZI Venlo gegeven; de huidige belasting van RWZI Venlo is als volgt: afvalwaterdebiet m 3 /dag, CZV belasting kg/dag, belasting N-kj kg/dag, belasting NO3 41 kg/dag, belasting P-totaal 568 kg/dag # voor NO 3 is de belasting als % van P-totaal gegeven omdat NO 3 een negatieve invloed heeft op de biologische defosfatering Door het Waterschapsbedrijf Limburg is aangegeven dat lozing van het afvalwater voor de 4 scenario s mogelijk is. Zij plaats daarbij wel de volgende kantekeningen: - de opgegeven hoeveelheid van alle scenario's is via het WBL transportgemaal te verpompen naar de RWZI Venlo. Wel dient er een rioolleiding naar het transportgemaal aangelegd te worden. Indien deze leiding door de gemeente zou worden aangelegd (welke een inzamelplicht heeft) is dit voor alle partijen het eenvoudigst. Het is ook bespreekbaar om zelf aan te sluiten op het gemaal. Hiervoor dient echter een aparte overeenkomst tussen bedrijf en WBL afgesloten te worden; - het effluent van alle opgegeven scenario's is onder omstandigheden te verwerken op de RWZI Venlo. Sommige scenario's gaan eenvoudiger dan andere, vandaar dat WBL wel voorkeuren heeft. Vooral de P-belasting is aanzienlijk en vergt extra inspanningen van de zijde van WBL; - minder CZV verwijderen is uiteraard wenselijk (niet persé noodzakelijk) De conclusie is dus dat rioollozing van het afvalwater na behandeling mogelijk. In de volgende fase van het project moet direct met WBL contact moet worden opgenomen om de te plannen afvalwaterbehandeling in nauw overleg met WBL te ontwikkelen. De belasting op RWZI Venlo is namelijk aanzienlijk (het geplande NGB zou de grootste klant van WBL worden). 16

17 5. Aanbevelingen 5.1 Uitgebreide karakterisering van afvalstromen De keuze, ontwerp en kostenberekening voor een specifieke afvalwaterzuiveringtechniek wordt vergemakkelijkt als relevante eigenschappen van het afvalwater bekend zijn. Dit zijn naast de bulkparameters CVZ, N en P ook de specifieke fysisch-chemische vormen (speciatie) van CZV, N en P en de aanwezigheid van andere bestanddelen die ook verwijderd moeten worden (zoals sulfaat, zware metalen) of het zuiveringsproces kunnen verstoren. Enkele voorbeelden: - voor CVZ is tevens belangrijk of het biologisch afbreekbaar is, het in opgeloste vorm of zwevende stof aanwezig is - voor N is belangrijk of het aanwezig is als NH 4, NO 3 gebonden aan organische stof en daarnaast of deze vormen opgelost of zwevend zijn - voor P is belangrijk of het aanwezig is als PO 4 of in andere vormen - oliën en vetten verstoren het UASB proces Zeker wanneer men een bepaald zuiveringrendement wil behalen kunnen ogenschijnlijk kleine verschillen in afvalwatersamenstelling de keuze en het ontwerp van een installatie beïnvloeden. Voor de volgende fase is het daarom noodzakelijk dat er een goede karakterisering van de te verwachten vloeibare afvalstromen wordt uitgevoerd. Aangezien het NGB nog gebouwd moet worden kan er niet aan de werkelijke stromen gemeten worden, maar het moet mogelijk zijn om gegevens te verkrijgen van vergelijkbare afvalstromen van bestaande bedrijven. Parameters die in ieder geval bekend moeten worden voor zowel afvalwater als de vloeibare fracties van mest en digestaat zijn: debiet, temperatuur, ph, CZV, BZV, zwevende stof, N tot, N NH4, N NO3, P tot, en P PO4. Voor het slachthuisafvalwater komt daar nog het gehalte aan oliën en vetten bij. Op basis van de gedetailleerde karakterisering kan dan het gekozen scenario geoptimaliseerd worden. 5.2 Mogelijkheid van gescheiden behandeling van slachthuisafvalwaterstromen Binnen een kuikenslachterij komen zeer verschillende afvalwateren vrij. Deze afvalwateren verschillen bijvoorbeeld erg in temperatuur (warm water uit het broeibad, koud water uit het koelbad), of in concentratie aan verontreinigingen. Anaërobe behandeling in een UASB verloopt beter wanneer het water op 30 C wordt gebracht, maar het opwarmen van water kost veel energie. Daarnaast is voor warmer water het benodigde reactorvolume kleiner. Ook is het voor een UASB gunstiger wanneer het water niet te erg verdund is. Zeker voor het slachthuisafvalwater is het daarom nuttig om niet alleen het gemengde afvalwater te karakteriseren, maar ook de afzonderlijke stromen binnen het slachthuis te inventariseren om zo te komen tot een optimale afvalwaterbehandelingconfiguratie. Het apart verwerken van een koude, relatief schone stroom zoals het water uit het koelbad heeft de voordelen dat het (1) geloosd kan worden op het tegen relatief lage kosten en (2) op deze manier niet de gemengde afvalwaterstroom afkoelt en verdunt. 5.3 Scheiding van varkensmest en digestaat in vaste en vloeibare fractie De hoge kosten van lozing op het riool in scenario s 1, 2 en 3 wordt grotendeels bepaald door het hoge gehalte aan CZV en N-kj in het te lozen afvalwater. De gegeven concentraties aan CZV en N in de vloeibare fractie van digestaat en verse varkensmest lijken aan de hoge kant. Waarschijnlijk komt dit doordat er nog zwevende stof aanwezig is die met een decanteercentrifuge niet goed afgescheiden kan worden. Het is zaak om deze zwevende stof voorafgaand aan de nabehandeling met struvietprecipitatie en SBR te verwijderen aangezien zwevende stof de werking van het proces verstoort. Voor de nabehandeling moet de vloeibare fractie van verse varkensmest of digestaat volledig helder zijn. Daarnaast is het aan te bevelen om de zwevende stof uit het afvalwater te verwijderen omdat het leidt tot hoge kosten voor lozing op het riool. Het is dus aan te raden om de scheiding van digestaat en verse mest te optimaliseren op het verkrijgen van een heldere vloeibare fractie. Dit heeft echter weer als nadeel dat de vaste fractie meer water bevat en energetisch ongunstig kan zijn voor de energieproductie uit verbranding/vergassing. Een alternatief kan zijn om de zwevende stof door middel van een micro- of ultrafiltratiemembraan 17

18 verder te zuiveren. Een microfiltratiemembraan is goedkoper in aanschaf en energieverbruik dan een ultrafiltratiemembraan maar de verwijdering van zwevende stof is minder efficiënt. Er moet onderzocht welk type membraan de beste werking geeft in de gegeven procesconfiguraties. 5.4 Gebruik van overtollige warmte uit WKK voor afvalwaterzuivering De performance van de verschillende biologische proceseenheden voor de afvalwaterbehandeling kan sterk verbeterd worden als ze iets opgewarmd kunnen worden tot o C. Bij deze temperatuur zijn de meeste voor de afvalwaterbehandeling belangrijke micro-organismen namelijk actiever, wat een snellere en/of effectievere zuivering tot gevolg heeft. Dit leidt tot lagere investeringskosten en O&M kosten en tot betere zuiveringrendementen. Het is dus aan te bevelen om het eventuele overschot aan warmte uit de WKK aan te wenden om het afvalwater op te warmen. 18

19 6. Referenties Bartholomew, R. (2006) The SHARON High-Rate Nitrogen Removal System: An Innovative Wastewater Treatment Process, Pennsylvania Department of Environmental Protection, Bureau of Water Supply and Wastewater management ( InnovTech/ProjReviews/SharonHiRate.htm) Chávez C., Castillo R., Dendooven L., Escamilla-Silva E.M. (2005) Poultry slaughter wastewater treatment with an up-flow anaerobic sludge blanket (UASB) reactor, Bioresource Technology 96, Colsen bv (2006), Adviesburo voor milieutechniek, DEFRA Department for Environment, Food & Rural Affairs (1999) Economic Instruments for Water Pollution Discharges, Del Nery V., de Nardi I.R., Damianovic M.H.R.Z., Pozzi E., Amorim A.K.B., Zaiat M. (2006) Long-term operating performance of a poultry slaughterhouse wastewater treatment plant, Resources, Conservation and Recycling, Article in Press Del Pozo R., Diez V., Beltrán S. (2000) Anaerobic pre-treatment of slaughterhouse wastewater using fixed-film reactors, Bioresource Technology 71, Derden A., van den Broeck E., Vergauwen P., Vancolen D., Dijkmans R. (2001) Gids Waterzuiveringstechnieken, Vlaams kenniscentrum voor Beste Beschikbare Technieken, Vito, België Derden A., Schrijvers J., Suijkerbuijk M., Van de Meulebroecke A., Vercaemst P., Dijkmans R. (2003) Beste Beschikbare Technieken (BBT) voor de slachthuissector Eindrapport, Vlaams Kenniscentrum voor Beste Beschikbare Technieken, Vito, België Doyle James D., Parsons Simon A. (2002) Struvite formation, control and recovery, Water Research 36, EC Europese Commissie (2005) BREF - Reference Document on Best Available Techniques in the Slaughterhouses and Animal By-products Industries, European Integrated Pollution Prevention and Control Bureau, Sevilla, Spanje Eremektar G., Ubay Çokgör E., Övez S., Germirli Babuna F., Orhon D. (1999) Biological treatability of poultry processing plant effluent A case study, Water Science and Technology 40 (1) ETBPP Environmental Technology Best Practice Programme (2000) Reducing water and effluent costs in poultry meat processing - Good Practice: Proven technology and techniques for profitable environmental improvement Feyaerts T., Huybrechts D., Dijkmans R. (2002) Beste Beschikbare Technieken (BBT) voor mestverwerking - tweede editie, Vlaams kenniscentrum voor Beste Beschikbare Technieken, Vito, België Field J., Sierra R. (2002) Anaerobic Granular Sludge Bed Technology Pages, FO-Industrie (2005) Werkboek milieumaatregelen vleesindustrie, FO-752, Fux C., Lange, K. et al. (2003), Nitrogen removal from digester supernatant via nitrite SBR or SHARON?, Water Science and Technology 48 (8) 9-18 Giesen A. (2006), Crystallization Process Enables Environmental Friendly Phosphate Removal at Low Costs, DHV Water BV, Ikeda E., Rodrigues D.G., Nozaki J. (2002) Treatment of effluents of poultry slaughterhouse with aluminium salts and natural polyelectrolytes, Environmental Technology 23, Infomil (2006) Vangnetbepaling, Jaffer Y., Clark T.A. et al. (2002), Potential phosphorous recovery by struvite formation, Water Research 36, Kaldnes Miljøteknologi AS (2006) 19

20 Kobya M., Senturk E., Bayramoglu M. (2006) Treatment of poultry slaughterhouse wastewaters by electrocoagulation, Journal of Hazardous Materials B133, Lier J. van (2006) Sectie Milieutechnologie Wageningen Universiteit, Persoonlijke communicatie Mels A. (2006) Lettinga Associates Foundation, Persoonlijke communicatie Melse R.W., de Buisonjé F.E., Verdoes N., Willers, H.C. (2004) Quick scan van be- en verwerkingstechnieken voor dierlijke mest, Rapportage opdrachtgever Melse R.W., Verdoes N. (2005) Evaluation of Four Farm-scale Systems for the Treatment of Liquid Pig Manure, Biosystems Engineering 92 (1), MLA Meat and Livestock Australia (2002) Eco-Efficiency Manual for Meat Processing Møller H.B., Sommer S.G., Ahring B.K. (2002) Separation effciency and particle size distribution in relation to manure type and storage conditions, Bioresource Technology 85, Mulder A. (2003), The quest for sustainable nitrogen removal technologies, Water Science and Technology 48 (1), Nijhuis Water Technology B.V. (2006) Indicatieve offerte waterzuiveringssysteem met DAF Rijkswaterstaat RIZA (2006) Het Wvo heffingensysteem, Handboek Wvo-Heffing, STOWA (1995) Treatment of nitrogen rich reject water. No STOWA (1998) Fysisch/chemische voorzuivering van afvalwater Identificatie en evaluatie van zuiveringsscenario s gebaseerd op fysisch/chemische voorzuivering, rapport nr. 29 STOWA (2006) Selected Technologies Factsheets, Subramaniam K., Greenfield P.F. et al. (1994), Efficient biological nutrient removal in high strength wastewater using combined anaerobic-sequencing batch reactor treatment, Water Science and Technology 30 (6), Thermphos BV (2006) Thermphos International B.V. homepage, Timmerman M. (2006) Uitwerking NGB Bio-energiecentrale: referentiesituatie, document TU Delft (2006) The online Anammox resource - Pioneering microbiology for a sustainable future, UK Environment Agency (2003) Guidance for the Poultry Processing sector, Sector Guidance Note IPPC S Issue 3 USDA Forest Service (no date) Sanitary engineering and public health handbook, Forest Service Handbook (FSH) , fsh/ / txt US EPA (2006) VROM (2006) Wat is de Kaderrichtlijn water? - Dossier Kaderrichtlijn water Vraag en antwoord, 20

21 Appendix 1 - Samenstelling van de te behandelen stromen Slachthuisafvalwater Er zijn geen gedetailleerde gegevens bekend over het te behandelen pluimveeslachtafvalwater, wat een weloverwogen keuze voor een bepaalde behandelingsstrategie moeilijk maakt. De belangrijkste parameter voor het opzetten van afvalwaterzuiveringconcepten is het Chemisch ZuurstofVerbruik of CZV. Deze parameter wordt zowel voor de evaluatie van verschillende afvalwaterbehandelingstrategieën als voor de berekening van kosten voor lozing op het riool gebruikt. Daarnaast zijn in ieder geval nog van belang de gehaltes aan BZV (biochemisch zuurstofverbruik), zwevende stof, oliën en vetten, stikstofcomponenten en fosforcomponenten. Voor fase 1 van het NGB project is uitgegaan van de gegevens van het Vlaams kenniscentrum voor Beste Beschikbare Technieken (Derden et al. 2003). Voor Nederland zijn in het korte tijdsbestek van deze studie geen literatuurgegevens gevonden, maar wel voor andere landen. De gevonden samenstellingen voor pluimveeslachtafvalwater worden weergegeven in Tabel 14 en laten een grote variatie zien. Tabel 14 - Literatuurgegevens voor pluimveeslachtafvalwater. ZS=zwevende stof, O&V=oliën en vetten. Waarden in g/l, behalve voor N en P (mg/l). Getallen tussen haakjes zijn gemiddelden. België 1 Brazilië 2 Brazilië 3 Mexico 4 Spanje 5 Turkije 6 Turkije 7 CZV 4,34 2,36-4,69 0,99-3,35 5,80-11,6 (7,33) 1,10-3,40 (2,10) 1,50-3,42 26,0-29,0 BZV 3,34 1,19-26,2-4,52-8,70 (5,50) 0,60-1,70 (1,20) 1,05-2,10 10,0-12,0 ZS 0,92 0,64-1,21 0,62-2,21 0,73-1,46 (0,94) 0,60-1,90 (0,95) 0,26-0,60 0,84-1,20 O&V - 0,25-0,70 0,21-1,75 0,15-0,67 (0,31) (0,11) < dl 0,079 1,50-1,80 N Kj 267 (N tot) (79.2) (220) P tot (PO 4) (9.5) (70) Derden et al. 2003, 2. Del Nery et al. 2006, 3. Ikeda et al. 2002, 4. Chavez et al. 2005, 5. Del Pozo et al. 2000, 6. Eremektar et al. 1999, 7. Kobya et al Bij gebrek aan een uitgebreide karakterisering moet er een schatting gemaakt worden op basis van gegevens uit de praktijk. In Tabel 15 worden getallen gegeven voor de gewoonlijk te verwachten hoeveelheden afvalwater en stoffen daarin per geslacht dier. Ook wordt er een typische samenstelling van pluimveeafvalwater gegeven. Tabel 15 - Gegevens over slachthuisafvalwater afkomstig van het Vlaams kenniscentrum voor beste beschikbare technieken (Derden et al. 2003). minimaal Hoeveelheid per dier maximaal Concentraties in een gemiddeld ruw pluimvee-afvalwater (mg/l) Afvalwaterproductie (liter) 7 58 n.v.t. CZV (g) BZV (g) 3, N (g) 0, P (g) 0,2 0,6 31 ZS (g) 0, Binnen het NGB project wordt uitgegaan van een productie van 11 liter slachtafvalwater per dier en een verwacht aantal slachtingen van 8 miljoen. Aangezien deze verwachte afvalwaterproductie laag ligt t.o.v. de genoemde variatie van 7 tot 58 liter per dier, kan aangenomen worden dat de beste benadering van de samenstelling verkregen kan worden door uit te gaan van de maximale hoeveelheden per dier. De op basis van deze gegevens berekende samenstelling staat in Tabel 16. Vergeleken met gevonden waarden uit de literatuur valt de berekende CZV concentratie laag uit (zie achtergrondinformatie in Tabel 14), waarschijnlijk zal deze in de praktijk hoger uitkomen. 21

22 Tabel 16 - Berekende samenstelling voor slachthuisafvalwater en uiteindelijke aanname. Berekende concentraties Aanname voor samenstelling CZV (mg/l) BZV (mg/l) N tot (mg/l) P tot (mg/l) ZS (mg/l) Vloeibare fractie varkensmest en vloeibare fractie digestaat Voor de vloeibare fractie van de varkensmest en het digestaat van de co-vergistingsinstallatie wordt uitgegaan van de gegevens uit de rapportages van ASG (M. Timmerman). Tabel 17 geeft deze samenstelling: Tabel 17 - Samenstelling vloeibare fractie van varkensmest en van digestaat uit de co-vergistingsinstallatie. Waardes overgenomen uit NGB rapportages van ASG Dunne fractie scenario 1 Dunne fractie scenario 2 Dunne fractie scenario 3 (ton/jaar) (g/kg) (ton/jaar) (g/kg) (ton/jaar) (g/kg) Volume (debiet) Droge stof ,9% ,8% ,9% Organische stof ,9% 353 1,3% ,9% Stikstof - totaal N , , ,58 Stikstof - organisch 241 1, , ,32 Stikstof - NH , , ,26 Fosfaat - P 2O , , ,43 Kalium - K , , ,26 Voor de evaluatie van zuiveringstechnieken is het CZV-gehalte van deze vloeibare stromen ook van belang. Waarden voor de vloeibare fractie onbehandelde varkensmest zijn 48 g CZV/l (Melse en Verdoes, 2005), 31 en 47 g CZV/l (beide uit Møller et al. 2002). Het gemiddelde van deze waarden is 42 g CZV/l. Voor de vloeibare fractie van vergiste varkensmest zijn waarden gevonden van 22 en 29 g CZV/l (Møller et al. 2002), wat een gemiddelde geeft van 25 g CZV/l. 22

23 Appendix 2 - Procesbeschrijvingen In deze annex worden verschillende mogelijke afvalwaterzuiveringtechnieken beschreven. Deze technieken Zijn ingedeeld in drie categorieën, namelijk technologieën voor de verwijdering van vaste stof, technologieën voor de verwijdering van CZV en technologieën voor de verwijdering van N en P. Roosters / filters / zeven Roosters, filters en zeven zijn standaard afvalwatervoorbehandelingstechnieken voor de afscheiding van grof vast materiaal, en ook voor slachthuisafvalwater is het een onmisbare eerste behandelingsstap. Er bestaan verschillende uitvoeringsvormen, gebaseerd op parallelle staven of geperforeerde platen. Roosters en zeven worden bij afvalwaters met grote hoeveelheden deeltjes ook wel in serie van grof naar fijn toegepast. De benodigde spleetwijdte of perforatiediameter wordt bepaald door de grootte van de af te scheiden deeltjes. Het is belangrijk om de installatie goed af te sluiten van de buitenlucht, i.v.m. geur- en ongedierteoverlast in de zomer en mogelijke bevriezing in de winter (Derden et al. 2001, 2003). De verwijdering door filters en zeven uit slachthuisafvalwater ligt rond de 15% voor zwevende stof en rond de 10% voor CZV (Derden et al. 2003). Figuur 6 - Zeefbocht (links) en trommelzeef (rechts). Illustraties overgenomen en aangepast uit ETBPP Roosters en zeven zijn goedkope technieken om de bulk van de zwevende stof uit een afvalwaterstroom te verwijderen. Gerapporteerde kosten zijn (Infomil): Een rooster heeft zeer lage (bijkomende) gebruikskosten, debiet 10 tot 100 m³/uur: - Handmatig: 1.750,- tot 3.000,-; - Automatisch zelfreinigend: 5.000,- tot ,-. Zeefbocht: ,- Roterende trommelzeef met diameter van de zeefopeningen van 0,5 mm: - debiet van 2-15 m³/uur: 7.500,-; - debiet van m³/uur: ,-; - debiet van m³/uur: ,-; - debiet tot 800 m³/uur: ,-. Bijkomende gebruikskosten ongeveer 0,01 per m³ gezeefd water. Egalisatietank Secundaire zuiveringstechnieken functioneren gewoonlijk beter wanneer de te behandelen stroom van een min of meer constante grootte en kwaliteit is. Om een constante aanvoer van (eventueel voorgezuiverd) afvalwater te kunnen garanderen is een egalisatietank onontbeerlijk. De grootte van 23

24 de egalisatietank hangt vooral af van de verwachte fluctuatie in het debiet en/of de samenstelling van het afvalwater. Bij een capaciteit van 100 m 3 /uur komen de investeringskosten op ,- en de operationele kosten op 0,013 /m 3 gezeefd water (Derden et al., 2001). Luchtflotatie Dissolved Air Flotation (DAF) Flotatie wordt gebruikt om vast of vloeibaar materiaal, dat in dichtheid nauwelijks verschilt van de dragervloeistof waarin het zich bevindt, af te scheiden van deze dragervloeistof. Afscheiding wordt verkregen door het inbrengen van fijne gas(lucht)belletjes in de dragervloeistof, waarna deze belletjes zich hechten aan de af te scheiden deeltjes. Door het aanhechten van de belletjes wordt de gezamenlijke dichtheid verlaagd en stijgt het gecombineerde deeltje/belletje naar het vloeistofoppervlak. Het natuurlijke opdrijfproces van materiaal met een lagere dichtheid dan de omringende vloeistof wordt door het aanhechten van belletjes ondersteund, en het opdrijven van deeltjes met een hogere dichtheid wordt mogelijk gemaakt. Ten opzichte van sedimentatie kunnen met flotatie kleine of lichte deeltjes beter en in kortere tijd verwijderd worden. Er bestaan verschillende processen om bellen te vormen en in het afvalwater te brengen, maar voor slachthuisafvalwater is luchtflotatie, beter bekend als Dissolved Air Flotation ofwel DAF, de meest gebruikte techniek. Bij DAF wordt een deel van de behandelde afvalwaterstroom gerecirculeerd en in deze retourstroom wordt onder hoge druk (4-5 bar) lucht opgelost. Bij menging met de hoofdstroom wordt de druk plotseling opgeheven en komt de lucht vrij in de vorm van kleine bellen. Het gefloteerd materiaal vormt een drijflaag die wordt verwijderd met een drijflaagstrijker of ruimer, die tegen de stromingsrichting in beweegt. De snelheid en diepte van de ruimer kunnen worden gevarieerd om verschillende hoeveelheden en soorten materiaal te kunnen verwijderen. Het droge stofgehalte van het verwijderde slib ligt meestal rond de 5%. (STOWA 1998). Om het zuiveringsrendement van DAF te vergroten worden meestal vlokmiddelen toegepast. Deze chemicaliën zorgen voor grotere vlokstructuren en dus een betere invang van luchtbellen (bijv. aluminium- of ijzerzouten) of voor een beter hechting van luchtbellen aan de deeltjes (bijv. organische polymeren). Het gebruik van vlokmiddelen is echter niet absoluut noodzakelijk voor het kunnen bedrijven van een DAF-systeem, en bemoeilijkt vaak de verder verwerking van het geproduceerde slib. De verblijftijd in flotatietanks is gewoonlijk 5 tot 20 minuten, met een oppervlaktebelasting tussen de 5 en 10 m/h. De grootte van de luchtbellen is afhankelijk van het precieze proces, en ligt meestal tussen de 10 µm en 1 mm. Figuur 7 - Typische uitvoering van een DAF systeem (Links, UK Environment Agency 2003) en DAF installatie gebruikt voor testen in de proefhal van sectie milieutechnologie van Wageningen Universiteit (rechts, Mels 2006) DAF wordt regelmatig toegepast voor de behandeling van slachthuisafvalwater. Eerst vindt grove afscheiding d.m.v. roosters en/of zeven plaats, waarna overige zwevende stof en vet in een DAFsysteem verwijderd wordt. Verwijderingsrendementen voor behandeling van slachthuisafvalwater kunnen erg verschillen, afhankelijk van de precieze samenstelling van het afvalwater. 24

25 Tabel 18 Verwijderingsrendement (%) van DAF voor pluimveeslachtafvalwater (getallen afgerond op 5%) EC (2005) Derden et al. (2003) Del Nery et al. (2006) Schatting voor deze studie CZV BZV Vetten > Zwevende stof N Kj P * 25 *gemeten als fosfaat Gerapporteerde investeringskosten voor een DAF systeem zijn: België: 60 m 3 /h (Derden et al. 2003) Groot-Brittannië 750 m 3 /d (EC 2005) Austrialië? Aus$ (MLA 2002) Gerapporteerde operationele kosten voor een DAF systeem zijn: Austrialië? Aus$ / jaar (MLA 2002) Op basis van de beperkte beschikbare gegevens over het slachthuisafvalwater is een indicatieve offerte voor DAF-behandeling aangevraagd bij het bedrijf Nijhuis Water Technology B.V., uit die offerte blijkt dat de investeringskosten voor een behandelingssysteem bestaande uit een trommelzeef pus een DAF zonder flocculatie neerkomen op ,- met bijbehorende operationele kosten van 0,22/m 3 behandeld water (Nijhuis Water Technology B.V., 2006). Anaërobe opstroomreactor type UASB Een UASB reactor ( Upflow Anaerobic Sludge Bed reactor ) is een anaërobe afvalwaterzuiveringstechniek waarbij het afvalwater onder in de reactor gepompt wordt, opstroomt door een bed van slib en na het passeren van een driefasenscheider de reactor gezuiverd verlaat. Onderstaande illustratie geeft schematisch een UASB reactor weer. Figuur 8 - Schematische weergave van een UASB reactor (Field en Sierra 2002) Het influent passeert het slibbed, wordt gezuiverd en stroomt verder naar boven om uiteindelijk via een effluentgoot opgevangen te worden. De driefasen-scheider vangt het geproduceerde biogas gescheiden van het gezuiverde effluent op, en zorgt er voor dat eventueel mee naar boven gevoerd slib kan bezinken. Het slibbed bestaat meestal uit korrelvormig slib, hoewel er ook wel reactoren bedreven worden met vlokkig slib. In de praktijk worden UASB reactoren in verschillende uitvoeringen toegepast, afhankelijk van het te behandelen afvalwater en de voorkeuren van de leverancier. 25