Het effect van nitriet op fosfaataccumulerende organismen in een pilootschaal SBR.

Transcriptie

1 Hogeschool West-Vlaanderen Departement PIH Graaf Karel De Goedelaan Kortrijk Universiteit Gent Faculteit Bio-ingenieurswetenschappen. Coupure Links Gent Het effect van nitriet op fosfaataccumulerende organismen in een pilootschaal SBR. Promotoren: dr. ir. Stijn Van Hulle. dr. ir. Gürkan Sin. Prof. dr. ir. Peter Vanrolleghem. I

2 Voorwoord. Na een lange zoektocht Hierbij zou ik Prof. Van Rolleghem en het ganse BIOMATH team willen bedanken voor het aanbieden van een stageplaats. Dankzij mijn promotoren Stijn Van Hulle en Gürkan Sin werd het mogelijk dit project tot een goed einde te brengen. Hierbij wil ik alle andere personen bedanken die mij geholpen hebben voor het bekomen van dit afstudeerproject. II

3 Inhoudstafel. Voorwoord...II Lijst van afkortingen... VI Lijst van figuren....vii Lijst van tabellen... IX Inleiding Hoofdstuk 1: Het actief slibproces Inleiding Samenstelling van actiefslib Conventioneel actiefslib systeem Reactiemechanismen in actief slibsystemen CZV-verwijdering Stikstofverwijdering Nitrificatie Denitrificatie Overzicht stikstofverwijdering Fosforverwijdering...13 Hoofdstuk 2: Sequencing Batch Reactor Inleiding Systeembeschrijving SBR Varianten Hoofdstuk 3: Fosfaataccumulerende organismen Inleiding Principe van gestimuleerde biologische fosfaatverwijdering.[5] Aërobe fosfaatverwijdering Anoxische fosfaatverwijdering Metabolisme van EBPR Cel intern metabolisme in de anaërobe fase Cel intern metabolisme in de aërobe / anoxische fase Microbiologie van EBPR III

4 3.5. Beïnvloedende factoren op het EBPR-proces De koolstofbron Invloed van de ph Invloed van de Slibverblijftijd. (Solids Retention Time) Invloed van de anaërobe Hydraulic Retention Time. (HRT) Invloed van de temperatuur Effect van nitraat op EBPR...44 Hoofdstuk 4: Pilootschaal SBR Systeemweergave en cyclusbeschrijving Controleapparatuur On-Line - apparatuur Data-acquistie systeem Off-Line - apparatuur...51 Hoofdstuk 5: Experimenten op PAO s Experimentele voorstelling Principeweergave Initiële condities Figuurweergave Berekeningen en resultaten Experimenteel onderzoek ph-controle Temperatuurscontrole Chemicaliëndosering Diffusor Hoofdstuk 6: Monitoring van SBR Inleiding Monitoring Influent CZV (Chemische zuurstofvraag) Totale stikstof Actief Slib SVI (slibvolume-index)...63 IV

5 MLSS (Mixed Liquor Suspended Solids) en MLVSS (M. L. Volatile S. S.) Effluent Totale CZV en opgeloste CZV Stikstofverwijdering Fosfaatverwijdering Experimenten.(meetcampagne) Stikstofverloop Fosfaatverloop Aanwezigheid van nitriet in het SBR systeem...73 Hoofdstuk 7: Effect van nitriet op PAO s Inleiding Experimentele variabelen (setup) Staalname CZV- hoeveelheid Effect van wassen ATU en azide Resultaten Overzicht experimenten Algemene beschrijving van de fosfaatopname onder drie verschillende elektronen-acceptoren Zuurstof Nitraat Nitriet Effect van nitriet op fosfaataccumulerende organismen Vergelijking SBR-systeem en experimenten Aanpassing van de PAO s aan nitrietaanwezigheid Aërobe fosfaatopname in aanwezigheid van nitriet Anoxische fosfaatopname met nitriet als electron-acceptor Anoxische fosfaatopname met nitraat en nitriet als electronacceptor Besluit: Perspectieven: Referentielijst... XI V

6 Lijst van afkortingen. SBR: EBPR: PAO: COD: CZV: VI: PAO: BOD: BZV: ASI: DAC: AS: DO: ORP: TSS: MLVSS: SVI: TKN: VVZ: SCFA: PHA: PHB: PHV: GAO: NADP: ATP: ADP: AMP: SRT: HRT: OHO: FISH: Sequencing Batch Reactor. Enhanced Biological Phosphorus Removal. Fosfaataccumulerende organismen. Chemical Oxygen Demand. Chemische Zuurstof Vraag. Virtual Instrument. Fosfaataccumulerende organismen. Biological Oxygen Demand. Biologische Zuurstof Vraag. Actief Slib Installatie. Data-Acquisitie Systeem. Actief Slib. Dissolved Oxygen. Oxidatie-Reductie Potentiaal. Total Suspended Solids. Mixed Liquor Volatile Suspended Solids. Slib Volume Index. Totale Kjeldahlstikstof. Vluchtige Vetzuren. Short Chain Fatty Acids. PolyHydroxyAlkanoaten. Poly-beta-HydroxyButyraat. Poly-beta-HydroxyValeraat. Glycogeen Accumulerende Organismen. Nicotinamide-Adenine Dinucleotide Fosfaat. Adenosinetrifosfaat. Adenosinedifosfaat. Adenosinemonofosfaat. Solids Retention Time. Hydraulic Retention Time. Ordinaire Heterotrofen. Fluorescerende In situ Hybridisatie. VI

7 Lijst van figuren. Figuur II.1.1.: Schema van een conventioneel actief slibinstallatie (ASI)..7 Figuur II.1.2.: Mechanisme van de biochemische oxidatie 9 Figuur II.1.3.: Omzettingsmogelijkheden van stikstof.13 Figuur II.2.1.: Schematische weergave van een SBR-reactor.15 Figuur II.3.1: Schematische weergaven van het verloop van de concentratie van verschillende constituenten van EBPR onder anaërobe en aërobe condities 19 Figuur II.3.2. Model van het metabolisme in de cel gedurende de anaërobe fase..25 Figuur II.3.3.: Een conceptueel biochemisch model voor de anaërobe opname van organisch substraat en de omzetting tot PHA door PAO s.27 Figuur II.3.4.: Model van het metabolisme in de cel gedurende de aërobe/ anoxische fase 29 Figuur II.3.5. Schematische voorstelling van de TCA cyclus.31 Figuur II.3.6. PHA samenstelling bij acetaat opname..37 Figuur II.3.7. PHA samenstelling bij propionaat opname 37 Figuur II.3.8.: Het effect van de ph op de precipitatie van fosfaat. (Initial Ca/P ratio:3.33).39 Figuur II.3.9.: Fosforkarakateristieken van EBPR bij verschillende temperaturen..42 Figuur II.3.10.: COD karakteristiek van EBPR bij verschillende temperaturen 43 Figuur II.3.11.: Transformatie van de relevante materialen in de anoxische fase door een toevoeging van nitraat.45 Figuur II.3.12.: Het effect van verschillende initiële ladingshoeveelheden van nitraat.46 Figuur III.4.1.: Schematische weergaven van de SBR 48 Figuur III.5.1.: Experimentele opstelling voor fosfaatopname - en afgifte experimenten.52 Figuur III.5.2. Voorbeeld van een experiment 54 Figuur IV.6.1.: Verloop van CZV van het nieuwe en het oude influent.61 Figuur IV.6.2.: Verloop van de totale stikstof van het nieuwe en het oude influent.62 Figuur IV.6.3.: Verloop van SVI.63 Figuur IV.6.4.: Verloop van MLSS en MLVSS..64 Figuur IV.6.5.: Verloop van totale CZV en opgeloste CZV 66 VII

8 Figuur IV.6.6.: Verloop van nitraat, nitriet en ammoniumstikstof 67 Figuur IV.6.7.: Verloop van orthofosfaat en totale fosfaatfosfor.68 Figuur IV.6.8.: Verloop van ammonium-, nitriet- en nitraatconcentratie gedurende een cyclus in de SBR 70 Figuur IV.6.9.: Verloop van ortho-fosfaatconcentratie gedurende een cyclus in de SBR.72 Figuur IV.6.10.: Monod model: verband tussen de groeisnelheid en de zuurstofconcentratie 73 Figuur IV.7.1.: Verloop van ortho-fosfaat concentratie in de anaërobe fase (met plateau).78 Figuur IV.7.2.: Ortho-fosfaat opname met zuurstof als electron-acceptor 86 Figuur IV.7.3.: Ortho-fosfaat opname met nitraat als electron-acceptor..87 Figuur IV.7.4.: Ortho -fosfaatopname met nitriet als electron-acceptor.88 Figuur IV.7.5. : Ortho-fosfaat en nitraat concentratie in het effluent van de SBR 89 Figuur IV.7.6.: MLVSS en SVI waarden van het actief slib in de SBR..90 Figuur IV.7.7. : Overzicht van de fosfaatafgifte parameters van de verschillende experimenten..90 Figuur IV.7.8.: Overzicht van de fosfaatopname parameters van de verschillende experimenten..91 Figuur IV.7.9..: Aërobe fosfaatopname met 2,5 ; 5 ; 7,5 en 10 mg NO 2 -N/l 94 Figuur IV.7.10: Twee hypothesen waarbij PAO s wel en niet verder worden onderverdeeld 96 Figuur IV.7.11: Anoxische fosfaatopname met nitriet als electron-acceptor: respectievelijk 10 en 20 mg NO 2 -N/l.98 Figuur IV.7.12.: Anoxische fosfaatopname met nitraat en nitriet als electron-acceptor.99 VIII

9 Lijst van tabellen. Tabel II.3.1.: fosfaat afgifte/acetaat opname ratios 36 Tabel II.3.2.: Calciumfosfaat fasen..38 Tabel II.3.3.: Verschillende fracties van intracellulair materiaal in de cel 40 Tabel III.4.1.: Overzicht van de verschillende fasen per cyclus 49 Tabel III.4.2.: Overzicht van de verschillende parameters die bepaald worden voor respectievelijk influent, effluent en actief slib.51 Tabel III.5.1.: Gebruikte chemicaliën (discontinue dosering) en hun concentraties.57 Tabel IV.7.1: Parameters van de experimenten uitgevoerd met slibstaal: A: eerste aërobe fase; B: tweede aërobe fase..76 Tabel IV.7.2.: Parameters van de experimenten: Reactor A: niet gewassen; Reactor B: gewassen 79 Tabel IV.7.3.: Effect van Azide op aërobe fosfaatopname:reactor A: ATU Reactor B: ATU en 2 mg azide.. 80 Tabel IV.7.4.: Overzicht van de experimenten: Fosfaatafgifte.83 Tabel IV.7.5.: Overzicht van de experimenten: Fosfaatopname.84 Tabel IV.7.6.: Fosfaatopname karakteristieken onder 3 verschillende electron-acceptoren: Reactor A: zuurstof, Reactor B: nitraat, Reactor C: nitriet.95 IX

10 X

11 Deel I Inleiding. 1

12 Inleiding. Inleiding. Het eindwerk werd uitgevoerd aan de Universiteit Gent, Faculteit bioingenieurswetenschappen, Departement Toegepaste Wiskunde, Biometrie en Procesregeling.(BIOMATH) Het onderzoek dat door Biomath verricht wordt spitst zich toe op de studie van complexe systemen in diverse disciplines door middel van modellering en simulaties. De disciplines omvatten waterkwaliteit, bioproces- technologie, voedingstechnologie, het beheer van het softwareproces, milieutechnologie, medische wetenschap, procesbeheersing, productieplanning, verkeerscontrole, landbouwtechnologie, enz. De basis van deze studies is een duidelijk uitgewerkte modelbouw en simulatie methodologie die voorschrijft hoe numerieke analyse, computerwetenschap, statistiek, biometrie, controletheorie, experimenteel ontwerp, systemenanalyse, kunstmatige intelligentie, enz. in de analyse, ontwerp, optimalisering en controle van complexe systemen dient toegepast te worden. Tegenwoordig is er slechts weinig onderzoek dat zich toespitst op biologisch fosforverwijdering, waardoor er nog heel wat vragen en onduidelijkheden zijn. Hierdoor zijn er ook heel wat tegenstrijdigheden te vinden in de literatuur wat soms tot verwarring leidt. Door het onderzoek en werken aan de thesis is het dan ook de bedoeling om de materie wat nader toe te lichten. Het doel van de thesis bestaat er dan ook in om een inzicht te verkrijgen in verschillende aspecten van afvalwaterbehandeling. Dit inzicht spitst zich toe op twee grote aspecten.: ten eerste de werking van de sequencing batch reactor (SBR) met daarbij de te volgen methodologie voor opvolging ervan (monitoring); ten tweede inzicht krijgen in EBPR (enhanced biological phosphorus removal), meer bepaald het effect van nitriet op de fosfaatopname bij PAO s (fosfaataccumulerende organismen). Het doel van de monitoring van de SBR bestaat erin de algemene processen die zich in de SBR voordoen te onderkennen, zoals daar zijn nitrificatie, denitrificatie, fosfaatverwijdering, CZV (chemische zuurstofvraag)-verwijdering, Deze kennis werd verkregen door de interpretatie van de verschillende meetgegevgens van het influent, 2

13 Inleiding. effluent en actief slib met daarbij de opvolging van de meetgegevens op de VI (Virtual Instruments). Bij de studie van EBPR wordt er door middel van literatuurstudie inzicht verkregen in het systeem. Dit inzicht is dan ook nodig voor de batchexperimenten. Bij de literatuurstudie wordt er voornamelijk gefocust op het metabolisme, de microbiologie en de beïnvloedende factoren op het EBPR-proces. Uit de experimenten en aan de hand van de literatuurstudie is het de bedoeling om het effect van nitriet op de fosfaatopname bij PAO s te onderkennen. De thesis is, voortvloeiend uit de doelstelling, opgebouwd uit drie grote delen. Het eerste deel bestaat uit een literatuurstudie omtrent: ten eerste het actief slibproces, ten tweede de SBR en ten derde de biologische fosfaatverwijdering, waarin het principe, metabolisme, e.d nader worden besproken. In het tweede deel worden de materialen en methoden van zowel SBR-monitoring als van de gedane experimenten besproken. Het derde en laatste deel bevat de resultaten van de SBR-monitoring en van de experimenten die het effect van nitriet op PAO s moet verduidelijken. 3

14 Deel II Literatuurstudie. 2

15 Hoofdstuk 1: Het actief slibproces. Hoofdstuk 1: Het actief slibproces Inleiding. Het actiefslib proces, ontwikkeld in Engeland door Ardern en Lockett in 1914, is zo genoemd omdat het de productie van een geactiveerde massa van micro-organismen inhoudt. Het actiefslib proces is de meest gebruikt biologische afvalwaterbehandelingsmethode, die veel toegepast wordt bij huishoudelijke en industriële afvalwaterbehandeling. Een SBR maakt ook nuttig gebruik van dit actiefslib proces, zodanig dat het noodzakelijk is dit nader toe te lichten Samenstelling van actiefslib. Het actiefslib proces is een kunstmatige biologische zuiveringsmethode die tot op heden als de zuiveringsmethode bij uitstek gebruikt wordt [1]. Tijdens het actiefslib proces wordt het binnenkomend afvalwater vermengd met een geconcentreerde suspensie bacteriën (het actief slib) die verantwoordelijk is voor de afbraakprocessen. Het belangrijkste kenmerk van actiefslib is de aanwezigheid van micro-organismen, die opgelost voedsel over hun lichaamsoppervlak of celmond opnemen en daardoor bijdragen tot het zuiveren van het afvalwater. De belangrijkste micro-organismen zijn: Bacteriën: Bacteriën zijn eenvoudige, kleurloze, eencellige organismen die oplosbaar voedsel gebruiken en geschikt zijn voor zelfreproductie zonder zonlicht. Als verteerders vervullen zij een onontbeerlijke ecologische rol zoals het verteren van organische stof in de stabilisatie van organisch afval in afvalwaterzuiveringsinstallaties. Zij zijn de oorzaak van de actief slib groei in huishoudelijke afvalwaterbehandeling. In een slibvlok kan een grote verscheidenheid aan bacteriën worden gevonden. 5

16 Hoofdstuk 1: Het actief slibproces. Protozoa: Deze klasse organismen is erg rijk aan soorten. Het voedsel bestaat in hoofdzaak uit de bacterieflora, die zich in het slib heeft ontwikkeld (successie in de voedselketen). Rotatoren: Deze organismen worden in het algemeen slechts aangetroffen in een laag belaste, goed werkende actief slibinstallatie. Aanwezigheid van raderdiertjes is een teken van een effluent met een lage BZV (biologische zuurstof vraag). Ook Ciliaten kunnen een bepaalde indicatieve waarde hebben ten aanzien van de BZV van het effluent. Flagellaten zijn gewoonlijk in geringe mate aanwezig in effluent met een BZV vanaf circa 30 mg/l. Water is het belangrijkste component van slib. De hoeveelheid water hangt af van de slibsoort (primair-, secundair- of tertiair slib) en de manier van stabilisatie (aëroob, anaëroob). Ruw slib bevat 93% tot 99 % water. De tweede belangrijke component is de droge stof. Dit bestaat uit organische en anorganische bestanddelen. Naast de belangrijkste componenten bevat het slib een grote verscheidenheid aan sporencomponenten die van het afvalwater gescheiden zijn. Het inzetten van actiefslib is een veel toegepaste methode in de afvalwaterzuivering. Dit systeem bestaat uit verschillende configuraties maar kan telkens worden terug gebracht tot een eenduidig geheel, namelijk het conventioneel actief slibsysteem Conventioneel actiefslib systeem. Het conventioneel actiefslib systeem bestaat uit twee grote eenheden, namelijk een beluchtingsbekken en een nabezinktank. In het beluchtingsbekken wordt het voorbehandelde water gemengd met actief slib en wordt het intens belucht omdat de afbraakprocessen zuurstof verbruiken. In de nabezinktank wordt het actief slib gescheiden van het gezuiverde afvalwater door sedimentatie. Een gedeelte van het bezonken slib wordt als retourslib teruggezonden naar het beluchtingsbekken en het andere deel (spuislib) wordt verder behandeld. (zie figuur II.1.1.) 6

17 Hoofdstuk 1: Het actief slibproces. mechanisch behandeld influent effluent aërobe tank bezinkingstank retourslib spuislib Fig. II.1.1.: Schema van een conventioneel actiefslib installatie (ASI). Het doel van deze basistechniek is met name om CZV (Chemische zuurstof vraag) te verwijderen en daarmee de waarden voor CZV en BZV tot een acceptabele waarde te brengen, of het effluent geschikt te maken voor verder behandeling. Actief slib systemen werden oorspronkelijk ontwikkeld voor de verwijdering van organische koolstofverbindingen (CZV), door combinatie van een aërobe reactor en een nabezinktank. Omdat het effluent van de zuiveringsinstallaties door de jaren heen ook aan strengere lozingsnormen voor de nutriënten N en P moest voldoen, werden geleidelijk aan meer ingewikkelde reactorconfiguraties gebouwd, waarbij naast de traditionele aërobe reactor ook anaërobe en anoxische zones werden voorzien. Het inbouwen van anoxische en anaërobe zones is nodig om geschikte procescondities te scheppen waarbij naast afbraak van de organische belasting ook biologische verwijdering van de nutriënten N en P mogelijk wordt. 7

18 Hoofdstuk 1: Het actief slibproces Reactiemechanismen in actief slibsystemen. In dit onderdeel worden de verschillende reactiemechanismen besproken. Het gaat hierbij om de 3 belangrijkste mechanismen die voorkomen in een actief slibsysteem. Het doel is om een goede effluentkwaliteit te bekomen waarbij deze verwijderingsprocessen van cruciaal belang zijn CZV-verwijdering. COD (Chemical Oxygen Demand) of CZV (chemische zuurstofvraag) is de hoeveelheid zuurstof die per liter verontreinigd water nodig is om de organische stoffen volledig af te breken (via oxidatie). De eenheid van CZV is mg O 2 /l. Micro-organismen gebruiken organische verbindingen, zoals suikers, vetten of eiwitten, alcoholen en vetzuren om er hun energie uit te halen. Dit doen ze door deze verbindingen te oxideren met zuurstof (meestal), via een reeks omzettingen. Uiteindelijk worden de meeste verbindingen omgezet tot CO 2 en H 2 O. Biomassa bestaat voor circa 12% uit stikstof, zodat met het slib ook stikstof van het afvalwater wordt afgescheiden. De verwijdering van organische stof uit het afvalwater vindt plaats door twee mechanismen, namelijk: - Adsorptie is het vasthechten van opgeloste stof aan het celmateriaal. - Absorptie is het oplossen van de geadsorbeerde deeltjes waardoor ze door de celwand in de bacteriecel terechtkomen. Nadat de substraatstoffen in de interne cel zijn terechtgekomen, vinden de volgende omzettingen (figuur II.1.2.) plaats: 8

19 Hoofdstuk 1: Het actief slibproces. dissimilatie + O 2 CO H O NH energie SUBSTRAAT endogene ademing assimilatie energie nieuw celmateriaal reservestoffen afbreekbaar celmateriaal voor her-synthese niet afbreekbaar celmateriaal Fig. II.1.2.: Mechanisme van de biochemische oxidatie. De eerste omzetting bestaat uit de afbraak van organische verbindingen. Een gedeelte van de organische stof wordt door de bacteriën als voedsel verteerd. De energie, die vrijkomt bij deze afbraakprocessen, is nodig voor de levensprocessen van de bacteriecel, te weten voortbeweging, voorplanting en vorming van nieuw celmateriaal. afbraakproces wordt aangeduid met dissimilatie. Dit De tweede omzetting bestaat uit de vorming van celmateriaal en de opslag van reservestoffen. De bacteriecel is in staat een ander deel van de afvalstoffen om te zetten in reservestoffen, zoals een zetmeel en vetten. Deze reservestoffen kunnen bij ongunstige voedingstoestand weer als voeding voor de cel dienen. Dit opbouwproces wordt aangeduid als assimilatie. Hierin komt de dissimilatie in de grootste mate voor waardoor het grootste deel van het organisch materiaal geoxideerd wordt. In dit systeem is het van belang rekening te houden met de bacteriemassa ten opzichte van de beschikbare hoeveelheid substraat. Indien dit erg groot is treedt er een soort voedseltekort op en zullen de opgeslagen reservestoffen met bijvoorbeeld zuurstof worden verteerd. Dit verteringsproces wordt endogene ademhaling genoemd. Het is een proces waarmee de bacteriemassa zichzelf weer reduceert. [2] 9

20 Hoofdstuk 1: Het actief slibproces Stikstofverwijdering. Stikstof kan in oppervlaktewater onder verschillende vormen voorkomen. Ten eerste is er de organische stikstof. Deze is gebonden aan organisch materiaal. Een voorbeeld hiervan is R 3 -C-NH 3. Ook komt een groot deel van de stikstof voor onder de vorm van ammoniakale stikstof (NH 4 -N). Deze beide vormen samen worden ook de totale Kjeldahlstikstof (TKN) genoemd. Tenslotte bevat het water ook nitraat- en nitrietstikstof die bij te hoge concentraties kunnen schadelijk zijn voor de mens, dier en plant. [2] Nitrificatie. Nitrificatie is een biologisch proces waarbij ammoniakale stikstof wordt geoxideerd tot nitraatstikstof door twee groepen chemo-lithotrofe bacteriën. De eerste groep, in het algemeen soorten uit het geslacht Nitrosomonas, oxideren ammonium tot nitriet, dat op zijn beurt wordt geoxideerd tot nitraat door de tweede groep, gewoonlijk voorgesteld door Nitrobacter sp. NH O 2 NO H + + H 2 O +275 kj (Nitrosomonas) r1.1. NO O 2 NO kj (Nitrobacter) r1.2. De energie die bij die oxidaties vrijkomt, wordt gebruikt voor de synthese van celmateriaal uit CO 2. Die energie is relatief beperkt en aangezien celproductie veel energie vereist, is de celopbrengst vrij laag. Het zuurstofverbruik is een belangrijk aspect wat betreft het ontwerpen van beluchtingssystemen en het opstellen van effluentnormen. Uit r3.1 volgt dat 4,57 g O 2 nodig is voor de oxidatie van 1 g NH + 4. Een deel van de stikstof wordt echter ingebouwd in nitrificerende biomassa. In de praktijk wordt de zuurstofvraag voor nitrificatie (NZV) gegeven door (3.1). NZV=4.33(Ni Ne) (1.1) 10

21 Hoofdstuk 1: Het actief slibproces. Met : Ni : totale hoeveelheid nitrificeerbare stikstof (g/l) in het influent. Dit is de TKN zonder de hoeveelheid stikstof die wordt gebruikt voor de celsynthese. Als vuistregel geldt dat voor de synthese van 1 kg biomassa 50 g stikstof nodig is. - Ne: effluent ammoniumconcentratie (g/l) Naast de opgeloste zuurstofconcentratie spelen ook de ph en de temperatuur een belangrijke rol in het nitrificatieproces. In eerste instantie is de evenwichtsligging van ammonium in water afhankelijk van de ph volgens onderstaande reactievergelijking: NH 3 + H 2 O NH OH - r1.5. Bij hogere ph zal, afhankelijk van de temperatuur, het ammonium hoofdzakelijk aanwezig zijn als NH 3, dat toxisch is voor de nitrificerende bacteriën. Deze bacteriën kunnen zich aan een ph van 5,5 aanpassen, zodat nitrificatie in een licht zuur milieu mogelijk is, maar dan wel met een sterk gereduceerde nitrificatiesnelheid. Plotselinge ph dalingen ( ) inhiberen nitrificatie, maar hebben geen toxisch effect. Van zodra de ph opnieuw stijgt, evolueert de nitrificatie terug naar haar optimum. In waterig midden staat CO 2 in evenwicht met bicarbonaat volgens reactie 3.6. H 2 O + CO 2 H 2 CO 3 H + + HCO 3 - r1.6. Deze reactievergelijking gecombineerd met r3.1. en r3.2. geeft een meer uitgebreide nitrificatiereactie: NH O HCO 3 - NO CO H 2 O r1.7. Uit deze reactie volgt dat door oxidatie van ammonium HCO 3 - omgezet wordt in CO 2, waardoor de ph daalt. Deze ph-daling wordt echter gedeeltelijk gecompenseerd doordat het gevormde CO 2 gedurende de beluchting opnieuw uit het water verdwijnt. Doch zelfs wanneer de CO 2 continu verdreven wordt, kan de ph sterk van haar optimale waarde afwijken indien de alkaliteit van het water onvoldoende is om neutralisatie te bewerkstellingen. Dosering van alkalisch reagerende stoffen kan in dergelijke gevallen 11

22 Hoofdstuk 1: Het actief slibproces. een noodzaak zijn. Deze situatie zal echter frequenter voorkomen in afvalwaterbehandeling dan in de behandeling van rivierwater. Het nitrificatieproces is in vergelijking met de aërobe afbraak van organische componenten veel temperatuurgevoeliger. De optimale temperatuur voor nitrificatie bedraagt ongeveer 30 C. Beneden de 5 C is de activiteit van de nitrificerende bacteriën te verwaarlozen Denitrificatie Denitrificatie is het proces waarbij nitraat fungeert als electronenacceptor in de terminale ademhalingsketen en zo wordt omgezet in stikstofgas dat vrijkomt in de atmosfeer. NO - 3 NO - 2 NO N 2 O N 2 r1.8. Organotrofe aërobe micro-organismen winnen energie uit reducerende equivalenten door de overdracht van elektronen van een organische verbinding naar zuurstof. Zuurstof fungeert dan als electronenacceptor. Is zuurstof niet aanwezig, dan zal de meerderheid van de bacteriën overgaan op fermentatie. Organische verbindingen dienen dan als electronenacceptor en substraatfosforylatie levert energie. Bepaalde organotrofen zijn echter in staat om nitraat of nitriet te gebruiken als electronenacceptor. Daarbij kom nog steeds voldoende energie vrij om electronentransport-fosforylatie toe te laten. 5 C 6 H 12 O NO H + 12 N CO H 2 O MJ r C 6 H 12 O O 2 30 CO H 2 O MJ r1.10. Dit proces wordt anoxische respiratie genoemd. De belangrijkste genera daartoe in staat zijn Pseudomonas, Alcaligenes, Acinetobacter, Hyphomicrobium en Thiobacillus. Ze gebruiken bij voorkeur zuurstof, maar in afwezigheid ervan modificeren ze het cytochroomsysteem en gebruiken ze nitraat. [2] 12

23 Hoofdstuk 1: Het actief slibproces Overzicht stikstofverwijdering. Algemeen kan men de stikstofverwijdering, beginnend bij de bacteriële decomposistie van organische stikstof en eindigend bij de denitrificatie (en vorming van onschadelijk stikstofgas), weergeven in figuur II.2.3. Organische stikstof (proteïnen, ureum) Bacteriële decompositie en hydrolyse Ammonium stikstof Assimilatie Organische stikstof (bacteriële cellen) Organische stikstof (netto groei) O 2 Lyse en auto-oxidatie Nitrificatie Nitriet - (NO 2 ) O 2 Nitriet Denitrificatie Stikstofgas (NO - ) (N ) 3 2 Organische koolstof Fig. II.1.3.: Omzettingsmogelijkheden van stikstof Fosforverwijdering. Voor dit reactiemechanisme wordt er verwezen naar hoofdstuk 3. Daar zal dit onderdeel verder worden besproken. 13

24 Hoofdstuk 2.: Sequencing Batch Reactor. Hoofdstuk 2: Sequencing Batch Reactor Inleiding. Sequenching Batch Reactoren (SBR) bestaan al sinds Later werden ze vervangen door continue actief slib installatie (ASI), omdat deze beter bestuurbaar waren. Met de verbeterde besturingstechniek van tegenwoordig en de verhoogde eisen waaraan het effluent moet voldoen worden SBR-systemen steeds populairder Systeembeschrijving SBR. Een SBR-systeem kan uit verschillende eenheden bestaan. Het systeem bevat in ieder geval: - een toevoer van afvalwater. (Vulfase) - een beluchting- of mengsysteem..(reactiefase) - een gravitaire bezinking..(sedimentatiefase) - een afvoer voor effluent..(decantatiefase) - een afvoer van slib (Spuifase) Bovendien kan een mengsysteem voorzien zijn en kunnen buffertanks deel uitmaken van het systeem. In een SBR worden achtereenvolgens in de tijd de diverse zuiveringsprocessen uitgevoerd in eenzelfde bekken. Dit in tegenstelling tot het conventioneel systeem waarbij de verschillende stappen in afzonderlijke tanks plaatsvindt. Het tijdsinterval tussen het beëindigen van de effluentafvoer en het beëindigen van de volgend effluentafvoer noemt met een cyclus. 14

25 Hoofdstuk 2.: Sequencing Batch Reactor. Iedere cyclus is onderverdeeld in een serie processen. Vullen, intermitterend beluchten, bezinken en afvoeren is een standaard cyclus. (figuur II.2.1.) infuent effluent lucht slib vulfase (menging & belichting) reactiefase (menging & belichting) sedinetatiefase afvoer Fig. II.2.1.: Schematische weergave van een SBR-reactor. Tijdens de vulfase worden er drie verschillende procedures toegepast, namelijk: - vullen waarbij er geen beluchting en geen menging is - vullen met gelijktijdige menging - vullen met gelijktijdige aëratie 2.3. Varianten. Het algemeen SBR-systeem kan onderverdeeld worden in drie varianten (naargelang de vulstrategie), namelijk: - Continue aanvoer van afvalwater - Discontinue aanvoer zonder buffering (waarvoor 2 reactoren voorzien moeten worden) - Discontinue aanvoer met buffering Continu belaste systemen bestaan uit één of meer reactoren. Bij één reactor wordt tijdens de afvoer ook water aangevoerd, zodat speciale voorzieningen nodig zijn, bijvoorbeeld de toepassing van duikschotten. Andere oplossingen zijn ofwel een buffer of twee reactoren waardoor een continue belasting mogelijk gemaakt wordt. Bij de toepassing van bijvoorbeeld twee parallelle reactoren wordt het afvalwater eerst in de eerste tank geleid, en daarna in de tweede. Voor betere bezinkingseigenschappen van 15

26 Hoofdstuk 2.: Sequencing Batch Reactor. het slib, of bij toepassing van denitrificatie, wordt in het begin van de vulfase soms geen menging toegepast. Daarvoor dient het water onder in het slibbed te worden aangevoerd. In de derde procesvariant worden bijvoorbeeld twee reactoren gevoed vanuit een buffer. Door snel te vullen kan snel een hoge concentratie organische afvalwatercomponenten worden behaald. Hierdoor wordt een goed bezinkbaar slib verkregen. De volgorde van anaërobe, anoxische en aërobe fasen voor CZV-verwijdering en biologische fosforverwijdering, denitrificatie en nitrificatie kan dan onafhankelijk van de hydraulische belasting worden ingesteld. Gelijklopend met de vulstrategie kan het SBR-systeem ook onderverdeeld worden in twee strategieën voor het bedrijven van de cyclus: - met een constant maximumvolume - met een constante cyclusduur Het cyclusverloop verschilt bij maximale en minder dan maximale belasting. Zo zal er bij een constant maximumvolume een wachtfase zijn als de belasting lager is dan de maximale belasting. Bij een constante cyclusduur zal bij een lager dan maximaal debiet niet het maximale volume gehaald worden. Vanuit het oogpunt van een overzichtelijke bedrijfsvoering wordt de voorkeur gegeven aan een constante cyclusduur. Een SBR is daarom bij uitstek geschikt voor afvalwaterstromen die batchgewijs vrijkomen. In een SBR kunnen verschillende biologische processen zoals nitrificatie, denitrificatie en fosfaatverwijdering na elkaar uitgevoerd worden. Hierbij worden CZV, stikstof en fosfor verwijderd. Vanwege de sequentiële bezinkcyclus heeft een SBR over het algemeen een iets lager bezinkingsrendement in vergelijking met een conventioneel actiefslib systeem. Enkele voordelen van een sequencing batch reactor: - Een SBR is zeer flexibel en geschikt voor uiteenlopende afvalwatersamenstellingen. - De sturing van een SBR is relatief eenvoudig. - Retourslib is hier niet van toepassing. - De SBR neemt minder plaats in dan klassieke actiefslib systemen.[3] 16

27 Hoofdstuk 3.: Fosfaataccumulerende organismen. Hoofdstuk 3: Fosfaataccumulerende organismen Inleiding. In dit hoofdstuk worden de verschillende aspecten van gestimuleerde biologische fosfaatverwijdering besproken. Hierbij wordt vertrokken van de algemene principes van gestimuleerde fosfaatverwijdering, waarbij zowel microbiologische als biochemische aspecten aan bod komen, om te eindigen met het effect van nitriet op de fosfaatopname van fosfaat accumulerende organismen (PAO). Fosfor is een macronutriënt dat noodzakelijk is voor alle levende cellen. Het is een bepalend nutriënt met betrekking tot de groei van algen en andere planten in wateren. Bacteriën en vele andere organismen gebruiken orthofosfaat om organisch fosfaat aan te maken en solid-phase structuren te bouwen. Het is dan ook een belangrijke component van adenosine trifosfaat, nucleïnezuren (DNA en RNA) en fosfolipiden in celmembranen. In zowel prokaryoten als eukaryoten kan fosfor opgeslagen worden als polyfosfaten. In natuurlijke omstandigheden is de fosforconcentratie in water in balans, dit wil zeggen dat de toegelaten hoeveelheid van het product goed overeenkomt met de behoefte ernaar in het ecologische systeem. Indien de inbreng van fosfor in oppervlaktewater veel hoger is dan de hoeveelheid dat het systeem kan omzetten, ontstaan er problemen door te hoge concentraties aan fosfor. The UK Environment Agency definieert eutrofiëring dan ook als volgt: "The enrichment of waters by inorganic plant nutrients which results in the stimulation of an array of symptomatic changes. These include the increased production of algae and/or other aquatic plants, affecting the quality of the water and disturbing the balance of organisms present within. Such changes may be undesirable and interfere with water uses." [4]. Het verrijken van oppervlakte water met anorganische nutriënten resulteert in een stimulatie van een reeks van symptomatische veranderingen. Deze veranderingen zijn de stijgende toename van algen en/of andere waterplanten die de kwaliteit van het 17

28 Hoofdstuk 3.: Fosfaataccumulerende organismen. oppervlaktewater beïnvloeden en zodoende het evenwicht van systeem wijzigen. Dergelijke veranderingen kunnen ongewenst zijn en het gebruik van water beïnvloeden. Door het reeds lange tijd lozen, zowel op industrieel als agrarisch vlak, van fosfaat en nitraat door de mens is er een zodanig grote hoeveelheid in het milieu terecht gekomen dat een vermindering van de uitstoothoeveelheid op korte termijn geen noemenswaardig effect zou hebben op de eutrofiëring. Daarom is er een efficiënte verwijdering nodig van fosfaat uit afvalwater, namelijk de biologische fosfaatverwijdering. In de praktrijk wordt er echter veelal gebruik gemaakt van chemische fosfaatverwijdering. Chemische fosfaatverwijdering berust op het principe van chemische precipitatie. Hierbij wordt ortho-fosfaat gebonden met een metaalion afkomstig van een metaalzout waarbij niet oplosbare metaalfosfaten gevormd worden. Colloïdiaal gebonden fosfaat wordt gedestabiliseerd en zal tevens een neerslag vormen in bijvoorbeeld de voorbezinktank. Voor het chemisch precipiteren van fosfaten worden voornamelijk ijzerzouten en aluminiumzouten gebruikt. Het grote nadeel hierbij is de kost van de chemicaliën die hiervoor noodzakelijk zijn. De huidige rioolwaterzuiveringsinstallaties worden zodanig ontworpen dat een biologische fosfaatverwijdering mogelijk is. Verder onderzoek is daarom noodzakelijk. 18

29 Hoofdstuk 3.: Fosfaataccumulerende organismen Principe van gestimuleerde biologische fosfaatverwijdering.[5] Verschillende mechanismen werden reeds voorgesteld om de gestimuleerde opname van fosfor door micro-organismen uit te leggen. (EBPR= enanced biological phosphorus removal) Er is aangetoond dat, voor de biologische fosfaatverwijdering in afvalwaterzuiveringsinstallaties, de biomassa eerst door een zuurstofloze en nitraatvrije zone moet passeren (namelijk een anaërobe fase) vooraleer in een fase te komen waar een electronenacceptor aanwezig is (namelijk een anoxische fase, waar nitraat aanwezig is of een aërobe fase, waar zuurstof aanwezig is). De zuurstofloze en nitraatvrije zone kunnen worden verwezenlijkt door een extra reactor, het eerste deel van een plug flow reactor of een deel van de cyclus in een sequencing batch reactor(sbr). Bij de verdere bespreking zal figuur II.3.1. een leidraad vormen voor de verschillende parameters die zich tijdens het proces voordoen. Anaërobe fase Aërobe fase concentratie acetaat fosfaat PHA glycogeen Fig. II.3.1: Schematische weergaven van het verloop van de concentratie van verschillende constituenten van EBPR onder anaërobe en aërobe condities.[5] tijd 19

30 Hoofdstuk 3.: Fosfaataccumulerende organismen. De biologische fosfaatverwijdering werkt op basis van een anaërobe en aërobe/anoxische cyclus met substraattoevoeging (influent) in de anaërobe fase. Wanneer het afvalwater de anaërobe fase binnenkomt, zullen bepaalde organismen, namelijk poly-fosfaat accumulerende bacteriën (PAO s), deze koolstofbron accumuleren als een intern opgeslagen polymeer, namelijk PolyHydroxyAlkanoaten (PHA s). De meest voorkomende vormen van PHA s zijn: Poly-beta-HydroxyButyraat (PHB) en Poly-beta-HydroxyValeraat (PHV). De energie nodig om dit polymeer op te slaan is afkomstig van de afbraak van glycogeen en de hydrolyse van een intern energierijk fosforketen, namelijk poly-fosfaat (poly-p). Daar poly-fosfaat wordt afgebroken naar ortho-fosfaat voor energievoorziening, zal de fosfaatconcentratie in de anaërobe fase dan ook stijgen. De anaërobe fase dient dan ook opgevolgd te worden door een zuurstof of nitraatrijke fase, namelijk een anoxische fase (anoxische fosfaatverwijdering) of een aërobe fase (aërobe fosfaatverwijdering). Gedurende deze fase wordt de opgeslagen PHB geconsumeerd voor het produceren van energie: ten eerste voor de groei, ten tweede voor de opname van ortho-fosfaat uit de vloeibare fase en ten derde voor de aanvulling van glycogeen en polyfosfaat (Figuur III.3.1.). Er wordt aangenomen dat de anaërobe fase voor een unieke en positieve omgeving zorgde voor de PAO s, zo kunnen ze de noodzakelijke hoeveelheid koolstof opslaan zonder competitie met andere organismen aan te gaan [6]. Verder onderzoek leverde echter het bewijs dat andere organismen, namelijk Glycogeen Accumulerende Organismen (GAO s), de mogelijkheid bezitten om de koolstofbron op te slaan en zodoende te wedijveren met de PAO s in zulke systemen. [7] Glycogeen is een zetmeelachtig polymeer van glucosesubeenheden. Glycogeenkorrels zijn over het algemeen kleiner dan PHB korrels, en kunnen enkel via elektronenmicroscopie worden waargenomen. Daartegenover is de lichtmicroscopie ook een techniek voor het detecteren van glycogeen, omdat de cel rood-bruin kleurt indien het met verdunde jodium werd behandeld, dit ten gevolge van glycogeen-jodium reactie [5]. 20

31 Hoofdstuk 3.: Fosfaataccumulerende organismen Aërobe fosfaatverwijdering In de beginfase van het onderzoek naar EBPR was alle aandacht gericht op de aërobe processen. Een verband tussen de anaërobe processen en de aërobe processen werd nog niet gevonden. De aërobe fosfaatopname (vroeger overplus of luxury uptake genoemd [8]) werd aanzien als het gevolg van stress condities waarin het actief slib zich bevond. Nu is het bewezen dat de aërobe processen, gebruik van PHA, aanvulling van glycogeen en fosfaatopname verbonden zijn aan de anaërobe processen Anoxische fosfaatverwijdering. Vlekke et al. (1988) [9] was de eerste die de denitrificerende capaciteit van PAO s bewees in Sequencing Batch Reactors. Hij deed dit door gebruik te maken van een anaërobeanoxische opeenvolging in plaats van een anaërobe-aërobe opeenvolging. Hierbij werd een volledige fosfaatverwijdering verwezenlijkt. Er is bewijs geleverd dat nitraat niet zo efficiënt fosfaat verwijderd als zuurstof, omdat meer opgeslagen koolstof (PHB) werd gebruikt voor een zelfde hoeveelheid fosfaat te verwijderen. De experimenteel bepaalde waarde voor fosfaatopname is opmerkelijk lager voor de anoxische opname dan voor de aërobe opname. Onder bepaalde omstandigheden kan dit echter sterk verschillen ( verdere uitwerking zie hoofdstuk 7). Het gebruik van nitraat i.p.v. zuurstof in PAO-slib heeft enkele belangrijke voordelen. De EBPR kan aanzien worden als een van de beste methodes voor het eutrofiëringsprobleem. Daartegenover staat dat de EBPR in combinatie met biologische stikstofverwijdering (oxidatie van NH + 4 tot NO en vervolgens reductie van NO 3 tot stikstofgas) een groot nadeel heeft in afvalwater met een lage C/N verhouding, namelijk dat CZV de limiterende factor is bij fosfaatafgifte en denitirificatie. Daarom moet een meer efficiënt gebruik van CZV voor het gelijktijdig verwijderen van stikstof en fosfor worden voorzien. De denitrificerende capaciteit van PAO s zou een oplossing voor dit probleem (CZVlimitatie) kunnen zijn: PAO s hebben de capaciteit hebben om nitraat i.p.v. zuurstof als electronen-acceptor te gebruiken, zonder een extra hoeveelheid koolstof (substraat) voor denitrificatie te moeten toevoegen. Een ander voordeel voor het gebruik van nitraat als electronen-acceptor i.p.v. zuurstof is dat er een geringere slibproductie (40 %) ontstaat. 21

32 Hoofdstuk 3.: Fosfaataccumulerende organismen. Hierbij stelde men ook vast dat er in de meeste gevallen een betere SVI (slib volume index) bekomen was waardoor er een snellere gravitaire bezinking ontstaat.[10] Soms kan ook het gebruik van nitriet als electronen-acceptor worden aangewend in plaats van nitraat en daaropvolgend ook zuurstof (verder uitwerking zie hoofdstuk 7). 22

33 Hoofdstuk 3.: Fosfaataccumulerende organismen Metabolisme van EBPR. Om het principe van gestimuleerde biologische fosfaatverwijdering goed te begrijpen is een duidelijk inzicht in het metabolisme gedurende de aërobe en anaërobe condities noodzakelijk. Deze worden dan ook verder afzonderlijk besproken waarbij we vertrekken van een algemene toelichting inzake metabolisme en de hieraan gekoppelde functies. De verschillende processen gedurende de anaërobe en aërobe condities vragen natuurlijk energie. Deze energie, nodig voor het behoud van de populatie (bacteriën) en voor de synthese van celbestanddelen, wordt verkregen via celmetabolisme. Dit houdt de transformatie in van bepaalde bestanddelen binnen de cel. Metabolisme is dan ook de kernmogelijkheid van een levend organisme om moleculen te organiseren in specifieke structuren en chemische reacties uit te voeren in systematische sequenties. De energiebronnen zijn de nutriënten die afkomstig zijn uit het milieu. Deze nutriënten worden getransformeerd in de cel, door een serie van opeenvolgende enzymatische reacties, ook wel metabolische wegen genoemd. Deze metabolische wegen hebben twee functies: (1) het verstrekken van precursoren van celbestanddelen en (2) het leveren van energie voor synthese en andere energiebehoevende processen. [11] Algemeen kan men stellen dat de transformatie van bestanddelen in de cel, vertrekkende van eenvoudige nutriënten zoals glucose, VVZ (vluchtige vetzuren) of zelfs aromatische componenten, vereenvoudigd kan worden tot drie grote fasen. - Ten eerste de afbraak of catabolisme van de nutriënten in kleinere fragmenten (levert energie). - Ten tweede de vorming of het bouwen van blokken. - Ten derde de productie van polymere macromoleculen (nucleïnezuren, proteïnen, reservemateriaal) waaruit de cellen bestaan. 23

34 Hoofdstuk 3.: Fosfaataccumulerende organismen. De twee laatste fasen van de biosynthese van het celmateriaal worden ook wel anabolisme genoemd (aanmaak bouwstenen). Omdat anabolisme resulteert in de biochemische synthese van nieuw materiaal wordt dit ook biosynthese genoemd. Biosynthese is een proces dat energie nodig heeft. Er zijn drie bronnen van energie, namelijk licht, anorganisch materiaal en organisch materiaal. In de cel gebeurt de overdracht van elektronen in oxidatie-reductie reacties via één of meerdere intermediairen (carriers). De totale energieopbrengst verandert hierbij niet. Algemeen kan men stellen dat er twee groepen van elektronencarriers zijn, namelijk de oplosbare (diffusie) en de membraan-geassocieerde electronencarriers. Een voorbeeld van oplosbare dragers zijn NAD + (nicotinamide-adenine dinucleotide) en NADP + (NADfosfaat) Energie die vrijkomt bij oxidatie-reductie reacties moet opgeslagen worden om verder aangewend te worden voor andere celfuncties. Daartoe wordt de energie getransfereerd naar verschillende hoge-energie fosfaatbindingen. Deze verbindingen dienen als intermediairen bij de conversie van de energie naar nuttige arbeid toe. Energiebehoevende processen in de cel worden dan ook mogelijk gemaakt door de deelname van adenosinetrifosfaat (ATP), dit is de belangrijkste hoge-energie fosfaatverbinding. ATP is de chemische vorm waarin energie, verkregen door fotosynthese, ademhaling of fermentatie, kan worden gebruikt door de cellen. ATP is de universele overdrager van energie tussen energieproducerende en energiebehoevende reacties. De pyrofosfaatbanden tussen de fosfaatgroepen zijn energierijk en bij afsplitsen van deze fosfaatverbindingen komt energie vrij. Hierdoor verkrijgen we de overgang van ATP naar ADP (adenosinedifosfaat) naar AMP (adenosinemonofosfaat)[11]. 24

35 Hoofdstuk 3.: Fosfaataccumulerende organismen Cel intern metabolisme in de anaërobe fase. Het onderstaande model (figuur II.3.2) geeft goed de veranderingen binnenin de cel weer waarbij de verschillende omzettingen telkens worden besproken. VFA 1C-mol 0,5+α 2 cel-onderhoud VFA PHA NADH ATP 0,33 Gly 0,25 α 2 PP 0,25 fosfaat Fig. II.3.2. Model van het metabolisme in de cel gedurende de anaërobe fase. [12] Gedurende de anaërobe condities worden Volatile Fatty Acid (VFA), ook wel vluchtige vetzuren genoemd (VVZ), uit het influent opgenomen door fosfaataccumulerende organismen. Deze vluchtige vetzuren worden binnenin de cel opgeslagen als polyhydroxyalkanoaten (PHA). Indien de vluchtige vetzuren in het influent voornamelijk uit acetaat (HAc) bestaan, zal het meest voorkomende opgeslagen product uit polyhydroxybuteraat (PHB) bestaan. De anaërobe opname en opslag van acetaat gaat enkel door indien er voldoende energie aanwezig is. Deze energie wordt gegenereerd door degradatie van glycogeen en polyfosfaat (PP) dat zich in de cel bevindt. Door de degradatie van poly-fosfaat in de cel wordt er in de bulkvloeistof een verhoogde concentratie van ortho-fosfaat waargenomen. Dit wordt dan ook als parameter aanzien voor de bepaling van de aanwezigheid van fosfaataccumulerende organismen in het slib. 25

36 Hoofdstuk 3.: Fosfaataccumulerende organismen. Om het systeem goed te kunnen duiden wordt hieronder het model stochiometrisch verder uitgewerkt [12]. Het metabolisch model is gebaseerd op de vorming en degradatie van de opgeslagen componenten in de cel, die bij de verschillende reacties van belang zijn. Deze componenten omvatten poly-hydroxyalkanoaten (PHA), glycogeen en poly-fosfaat (PP). We beschouwen de acetaatopname als een actieve transportatie van het acetaation door het celmembraan. Dit is echter een beschouwing en wordt in een uitbreiding op einde van 2.3. kort weergegeven. In de anaërobe stochiometrie gebruikt men verschillende symbolen die berusten op de efficiëntie van bepaalde reacties (of deelprocessen). Zo heeft men de efficiëntie waarmee het transport van acetaat door het celmembraan gebeurt vastgelegd in een symbool, namelijk α 1. α 1 is afhankelijk van de ph en heeft een specifieke waarde tussen 0 en 0,5 mol ATP/ mol C. [12] Hierbij moet ook worden vermeld dat α 2 de efficiëntie weergeeft waarmee ATP geproduceerd wordt vanuit de hydrolyse van polyfosfaat. α 2 heeft algemeen een waarde van 1 mol ATP/P-mol. De basis van het metabolische model bestaat uit drie overheersende reacties die hier weliswaar vereenvoudigd worden weergegeven: Acetaat opname: CH 2O + ( + α 1) ATP + NADH 2 CH1.5O0.5 + H 2O r azijnzuur PHA Polyfosfaat degradatie: HPO + α + r H 2O 2 ATP H 3PO4 polyfosfaat fosfaat NADH 2 productie : CH10 / 6O5 / 6 + H 2O CH1.5O0.5 + CO2 + NADH 2 + ATP r glycogeen PHA 26

37 Hoofdstuk 3.: Fosfaataccumulerende organismen. Het proces van opname en omzetting van vluchtige vetzuren (over het algemeen aangenomen als acetaat) naar PHA gebeurt aan de hand van drie grote stappen, namelijk: 1. Transport van acetaat/azijnzuur door het celmembraan. 2. Omzetting van acetaat naar Acetyl-CoA. 3. Omzetting van Acetyl-CoA naar PHA. Voor het verder toelichten van de rol van glycogeen binnen het metabolische proces, de vorming van PHA en de energiehuishouding wordt hieronder een conceptueel biochemisch model weergegeven (figuur II.3.3.). <glycolyse> {gereduceerde energieproductie} externe substraten {energieverbruik} {energieproductie} glycogeen phosphenolpyruvaat pyruvaat acetyl - Coa {H} {H} {energieverbruik} oxaloacetaat succinyl-coa propionyl-coa 3HV unit (PHA) <PHA formatie> {gereduceerd energieverbruik} <succinaat - propionaat pad> {gereduceerd energieverbruik} externe substraten {energieverbruik} Fig. II.3.3.: Een conceptueel biochemisch model voor de anaërobe opname van organisch substraat en de omzetting tot PHA door PAO s.[14] Uit onderzoek geleverd door Satoh et al. [13] bleek dat wanneer acetaat anaëroob opgenomen werd door PAO-rijk slib er significante hoeveelheden 3-hydroxyvaleraat (3HV) aanwezig waren in het geproduceerde PHA. Een 3HV eenheid van PHA is gemaakt uit een acetyl-coa molecule en een propionyl-coa molecule. Daardoor kan er worden geconcludeerd dat er een mechanisme zou moeten bestaan dat propionyl-coa produceert naast acetyl-coa. Satoh et al.[13] nemen aan dat het ging om een gedeeltelijke 27

38 Hoofdstuk 3.: Fosfaataccumulerende organismen. omzetting van pyruvaat naar propionyl-coa. Indien pyruvaat wordt gemetaboliseerd door de succinaat-propionaat-pathway wordt er reductie-energie geconsumeerd. Door de ideeën te combineren, van enerzijds de degradatie van glycogeen voor de voorziening van reductie-energie met acetyl-coa productie en anderzijds de succinaat-propionaat-pathway voor de consumptie van reductie-energie met propionyl-coa productie, kan men tot een geïntegreerd biochemisch model komen voor de anaërobe opname van verschillende koolstofbronnen door PAO s. [14] In het model speelt glycogeen een belangrijke rol, namelijk het glycogeen dat in de cel is opgeslagen functioneert als regulator van de redox balans in de cel. Omzetting van glycogeen naar acetyl-coa en CO 2 levert reductie-energie, terwijl omzetting naar propionyl-coa via de succinaat-propionaat-pathway reductie-energie consumeert. De functie van het opgeslagen glycogeen, om de redox balans te handhaven, blijkt dan ook essentieel te zijn voor de anaërobe opname van verschillende organische substraten en zo ook de werking van PAO s in EBPR-processen. Zowel polyfosfaat als glycogeen zijn noodzakelijk voor de anaërobe opname van organisch substraat door PAO s. Beide kunnen dan ook de limiterende factor zijn binnen de anaërobe substraat opname. 28