Beheersing Milieuproblematiek-Water PDF

Deel II: Afvalwaterzuivering Deel II: Afvalwaterzuivering Inhoud 1. Inleiding......................................................................................................................................... 57 2. Algemene aspecten van afvalwaterzuivering............................................................................... 57 2.1 Inleiding................................................................................................................................. 57 2.2 De zuivering van sanitair en industrieel afvalwater.............................................................. 58 2.3 Keuze van de technieken...................................................................................................... 59 3. Primaire afvalwaterzuivering........................................................................................................ 60 3.1 Roosters en zeven................................................................................................................. 61 3.2 Bufferbekkens....................................................................................................................... 63 3.3 Bezinking............................................................................................................................... 65 3.4 Discrete bezinking: zandvanger............................................................................................ 67 3.5 Vetvang of olieafscheider..................................................................................................... 68 3.5.1 De vetafscheider........................................................................................................... 68 3.5.2 Olieafscheiders.............................................................................................................. 69 3.6 Neutralisatie.......................................................................................................................... 73 3.7 Flotatie.................................................................................................................................. 74 3.8 Coagulatie - flocculatie.......................................................................................................... 75 3.9 Elektrocoagulatie.................................................................................................................. 78 3.10 Chemische precipitatie......................................................................................................... 80 3.11 Ontgiften............................................................................................................................... 81 4. Secundaire afvalwaterzuivering.................................................................................................... 82 4.1 Inleiding................................................................................................................................. 82 4.1.1 Groeifasen van bacteriën.............................................................................................. 83 4.1.2 Endogene en substraat ademhaling............................................................................. 86 4.2 Het actief-slib proces............................................................................................................ 87 4.2.1 Inleiding......................................................................................................................... 87 4.2.2 Conventioneel actief slib systeem................................................................................ 88 4.2.3 SBR (Sequencing Batch Reactor)................................................................................... 89 4.2.4 Parameters en factoren m.b.t. actief slib systemen..................................................... 90 4.2.5 Oorzaken en controle van licht slib............................................................................... 95 4.3 Membraanbioreactor (MBR)................................................................................................. 98 4.4 Slib op drager systemen........................................................................................................ 99 53 Deel II: Afvalwaterzuivering 4.4.1 Biofilter.......................................................................................................................... 99 4.4.2 Biorotor....................................................................................................................... 100 4.5 Anaerobe biologische afvalwaterzuivering......................................................................... 101 4.6 Slibverwerking..................................................................................................................... 102 5. Tertiaire afvalwaterzuivering...................................................................................................... 104 5.1 Stikstofverwijdering............................................................................................................ 104 5.1.1 Biologische stikstofverwijdering................................................................................. 104 5.1.2 Stripping...................................................................................................................... 107 5.2 Fosforverwijdering.............................................................................................................. 108 5.2.1 Fysico-chemische methode......................................................................................... 109 5.2.2 Biologische fosforverwijdering................................................................................... 111 5.2.3 Struvietprecipitatie..................................................................................................... 112 5.3 Zandfiltratie......................................................................................................................... 112 6. Bijzondere technieken................................................................................................................ 113 6.1 Desinfectie.......................................................................................................................... 113 6.2 Geavanceerde oxidatieprocessen....................................................................................... 114 6.3 Ionenuitwisseling................................................................................................................ 115 6.4 Membraanprocessen.......................................................................................................... 116 6.5 Omgekeerde osmose.......................................................................................................... 118 7. Slotbeschouwingen..................................................................................................................... 118 7.1 Preventieve maatregelen en hergebruik............................................................................ 118 7.2 Zuiveringsgraad in Vlaanderen........................................................................................... 118 8. Referenties.................................................................................................................................. 119 54 Deel II: Afvalwaterzuivering Lijst van figuren Figuur 3.1 Schematische voorstelling van een zeef en rooster (bron: www.emis.vito.be).................. 62 Figuur 3.2 Schematische voorstelling van een zeefbocht..................................................................... 62 Figuur 3.3 Schematische voorstelling van een bufferbekken (bron: www.emis-vito.be).................... 64 Figuur 3.4 Dortmundtank (bron: www.trevi-env.com)........................................................................ 65 Figuur 3.5 Bezinkingsreservoir met cirkelvormige plattegrond met slibschuiver en drijflaagafstrijker.............................................................................................................................................................. 66 Figuur 3.6 Schematische voorstelling van een zandvang (bron: www.emis.vito.be)........................... 67 Figuur 3.7 Schematische voorstelling van een vetafscheider (bron: www.vetputten.nl).................... 69 Figuur 3.8 Een olie-water afscheider (bron: www.trevi-env.com)...................................................... 70 Figuur 3.9: Lamellenseparator (bron: www.trevi-env.com)................................................................. 71 Figuur 3.10 Coalescentiefilter (bron: www.emis.vito.be)................................................................... 71 Figuur 3.11 schematische voorstelling van een emulsiebreker (VITO-SCT, 2009)............................... 72 Figuur 3.12 Neutralisatie (bron: www.emis.vito.be)............................................................................ 74 Figuur 3.13 een flotatie-eenheid (www.emis.vito.be).......................................................................... 74 Figuur 3.14 coagulatie (bron: www.multivis.nl)................................................................................... 75 Figuur 3.15 Flocculatie (bron: www.multivis.nl)................................................................................... 76 Figuur 3.16 continue coagulatie-flocculatie in gemengde tanken (bron: www.emis-vito.be)............. 77 Figuur 3.17 continue coagulatie-flocculatie in een buizenflocculator (bron: www.emis.vito.be)....... 77 Figuur 3.18 Jar test (Krishna and Sahu, 2013)....................................................................................... 78 Figuur 3.19 elektrocoagulatie............................................................................................................... 79 Figuur 3.20 Chemische precipitatie (Bron: www.emis.vito.be)............................................................ 80 Figuur 3.21 Principeschema ontgiften.................................................................................................. 82 Figuur 4.1 Evolutie van het aantal bacteriën in afvalwater in functie van de tijd (Gruwez, 2012)...... 84 Figuur 4.2 Specifieke groeisnelheid in functie de concentratie van het limiterend substraat volgens MONOD (Gruwez, 2012)....................................................................................................................... 86 Figuur 4.3 Werkingsmechanisme van de aerobe waterzuivering (Gruwez, 2012)............................... 87 Figuur 4.4 Schematisch overzicht van de onderdelen van een actief-slib systeem (Gruwez, 2012).... 88 Figuur 4.5 Sequenching batch reactor.................................................................................................. 89 Figuur 4.6 Parameters en begrippen om een actief slib proces te beschrijven................................... 90 Figuur 4.7 verband tussen het rendement E en de slibbelasting k....................................................... 93 Figuur 4.8 Een ideale vlok bestaande uit vlokvormers en draadvormende organismen..................... 96 Figuur 4.9 Pin-point vlokken zonder draadvormers............................................................................. 96 Figuur 4.10 Brugvorming door Sphaeroliticus Natans.......................................................................... 97 Figuur 4.11 Slib met een open structuur.............................................................................................. 97 Figuur 4.12 membraanbioreactor met extern membraan (Bron: www.emis.vito.be)......................... 98 Figuur 4.13 Membraanbioreactor met intern membraan (Bron: www.emis.vito.be)......................... 98 Figuur 4.14 Aerobe biofilter (trickling filter) (Bron: www.emis.vito.be)............................................ 100 Figuur 4.15 Aerobe biofilter (fluidised bed) (VITO-SCT, 2009)........................................................... 100 Figuur 4.16 Biorotor (VITO-SCT, 2009)................................................................................................ 101 Figuur 4.17 Contactreactor (Bron: www.emis.vito.be)....................................................................... 101 Figuur 4.18 Opstroomreactor (Bron: www.emis.vito.be)................................................................... 102 Figuur 4.19 Slibverwerking (www.trevi-env.com).............................................................................. 103 Figuur 5.1 Stikstofverwijdering in een continu actief slib systeem (Bron: www.emis.vito.be).......... 105 Figuur 5.2 SBR systeem voor stikstofverwijdering (Bron: www.emis.vito.be)................................... 105 Figuur 5.3 Sharon proces voor stikstofverwijdering (Bron: www.emis.vito.be)................................. 106 Figuur 5.4 Striptoren (http://www.aquatreat.eu).............................................................................. 108 55 Deel II: Afvalwaterzuivering Figuur 5.5 Zandfilter (bron: www.trevi-env.com)............................................................................... 113 Figuur 6.1 Chemische oxidatie (Bron: www.emis.vito.be)................................................................. 115 Figuur 6.2 Ionenuitwisseling (Bron: www.emis.vito.be)..................................................................... 116 Figuur 6.3 Membraanprocessen (Bron: www.emis.vito.be).............................................................. 117 Figuur 6.4 Ontstaan van permeaat en concentraat bij membraanfiltratie (Bron: www.trevi-env.com)............................................................................................................................................................ 117 Figuur 7.1 Zuiveringsgraad van het afvalwater in Vlaanderen in de periode 1991-2022 (VMM, 2022)............................................................................................................................................................ 119 Lijst van tabellen Tabel 3.1 Eigenschappen van veelgebruikte coagulantia..................................................................... 76 Tabel 4.1 probleemgebieden bij actief-slib.......................................................................................... 95 56 Deel II: Afvalwaterzuivering 1. Inleiding Water is een essentiële grondstof, zowel in het dagelijkse leven als in de industrie. Een sterke bevolkingstoename en een grote toename van de industriële activiteiten hebben ertoe geleid dat het zelfreinigend vermogen van water ontoereikend geworden is. Het is dus noodzakelijk geworden dit zelfreinigend vermogen van de natuurlijke waterlopen te herstellen en de kwaliteit van het grondwater te verbeteren. De zuiveringsplicht wordt aan de ondernemer door de wetgever opgelegd. Waterzuivering en waterbehandeling brengen voor de ondernemer hoge investeringskosten en exploitatiekosten mee. In deze cursus ligt de nadruk op afvalwaterzuivering als end-of-pipe techniek, maar wordt ook ingegaan op duurzaam watergebruik en preventie van waterverontreiniging. Dit hoofdstuk over afvalwaterzuivering sluit aan bij de hoofdstukken over ‘Bodem- en grondwatersanering’ en ‘Beheersing van lucht- en geuremissies’. Bepaalde technieken voor afvalwaterzuivering resulteren in de emissie van polluenten naar de lucht, waardoor een verdere zuivering van de lucht vereist is. Technieken die worden toegepast bij het zuiveren van vrijkomend verontreinigd grondwater zijn in veel gevallen overgenomen van het zuiveren van huishoudelijk en industrieel afvalwater. Alhoewel het principe van deze technieken bij toepassing voor grondwaterzuivering niet verschilt, zijn er een aantal kenmerkende verschillen: Bij grondwatersanering moet worden gewerkt met onzekerheid over de concentratie en het concentratieverloop van de verontreinigingen in het grondwater. Daarnaast kan een groot aantal verschillende verontreinigingen tegelijkertijd in het grondwater worden aangetroffen. Bodemeigen stoffen zoals ijzer, mangaan, organische stof en zwevend stof worden vrijwel altijd in het grondwater aangetroffen en kunnen een grote invloed hebben op de werking en het rendement van de technieken. Biotische en abiotische factoren die het rivier ecosysteem bepalen werden behandeld in het OPO ‘Analyse van de milieuproblematiek’. Ook de beschrijving van waterverontreiniging als verstoring (P (pressure) in de DSPIR keten) en de verschillende waterverontreinigende factoren en hun effecten kwamen hier uitgebreid aan bod. Het hoofdstuk over het milieucompartiment water wordt als noodzakelijke voorkennis beschouwd voor de lessen ‘afvalwaterzuivering’ binnen het OPO ‘Beheersing van de Milieuproblematiek’ 2. Algemene aspecten van afvalwaterzuivering 2.1 Inleiding Een waterzuiveringsstation kan maar tot stand komen door de synergie tussen chemici, biologen, bacteriologen, werktuigkundigen, enz. Een zuiveringsstation moet zodanig gebouwd zijn dat steeds voldaan wordt aan de lozingseisen en liefst zo weinig mogelijk hinder (geluid, stank) veroorzaken. Meestal zijn er meerdere systemen mogelijk. Op basis van allerlei gegevens (technische, financiële) zal geopteerd worden voor een bepaald systeem. Hiervan wordt dan een lijnenplan gemaakt. Uit de lijnenplannen ontstaan later de processchema’s waar de werking van alle onderdelen wordt weergegeven. Men maakt vaak een onderscheid tussen primaire, secundaire en tertiaire zuivering. 57 Deel II: Afvalwaterzuivering de voorbehandeling (of primaire zuivering) heeft als doel de grove bezinkbare bestanddelen uit het afvalwater te verwijderen om te voorkomen dat deze verderop in de installatie aanleiding geven tot procesproblemen. de biologische zuivering (of secundaire zuivering). In deze trap vindt de omzetting plaats van de organische vuilvracht en van de nutriënten uit het afvalwater naar voor het milieu minder schadelijke componenten. Het zuiveringsproces kan in een of meerdere trappen verlopen, waarbij verschillende technieken gecombineerd kunnen worden. de nabehandeling. In deze derde trap gaan de zwevende stoffen en de afgestorven bacteriën die zich in het gezuiverde afvalwater bevinden afgescheiden worden van het gezuiverde effluent, bijvoorbeeld met behulp van een nabezinktank. Het slib dat zich op de bodem afzet, wordt gestockeerd als spuislib of gerecirculeerd naar voorgaande trappen. Men spreekt van een mechanische zuivering, ofwel van zuivering in één trap als het afvalwater uitsluitend aan een bezinkingsproces wordt onderworpen en een installatie passeert die kan aangeduid worden met “fysico-chemische voorbehandeling”. De processen die hierbij optreden zijn flotatie, coagulatie en filtratie. Men spreekt van een zuivering in twee trappen wanneer na de fysico-chemie (de voorbehandeling) nog een biologisch zuiveringsproces volgt. In veel gevallen vindt er ook een slibbehandeling plaats. Deze conventionele methodes voor de behandeling van afvalwater beogen: 1. reductie van de niet-bezinkbare stoffen (de bezinkbare zijn reeds verwijderd tijdens de voorbehandeling 2. reductie van opgelost, afbreekbaar materiaal. De biologische processen kunnen onderverdeeld worden in: 1. aerobe processen, in aanwezigheid van zuurstof. Deze verlopen snel en reukloos; 2. anaerobe processen, in de afwezigheid van zuurstof. Deze processen zijn trager en gaan meestal gepaard met stankontwikkeling. Voortgezette zuivering noemt men meestal zuivering in drie trappen. Voortgezette zuivering omvat onder meer: Chloreren Desinfecteren Denitrificatie Defosfatatie Deze processen duidt men soms aan met AWT (advanced waste water treatment). 2.2 De zuivering van sanitair en industrieel afvalwater De zuivering van sanitair afvalwater gebeurt volgens deze principes: Primaire zuivering bestaat uit Roosters Een vetvang Een zandvang 58 Deel II: Afvalwaterzuivering Een voorbezinking De secundaire zuivering bestaat uit een biologische behandeling van het afvalwater om vooral COD en BOD te verminderen. De tertiaire zuivering bestaat uit het volgende. Een behandeling (biologisch of fysisch) om N en P te verwijderen Een behandeling om de resterende bacteriën te doden De zuivering van industrieel afvalwater is op dezelfde principes gebaseerd. Door de grote diversiteit echter van bepaalde afvalwaters zijn vaak meerdere behandelingstechnieken vereist. Daarenboven is het meestal interessanter om bepaalde stromen apart te behandelen want het is economischer en eenvoudiger om een bepaalde component uit een geconcentreerde stroom te verwijderen dan uit een verdunde. Andere afvalstromen die bijvoorbeeld zware metalen of synthetische moleculen bevatten dienen afzonderlijk behandeld te worden. Deze componenten zijn immers giftig voor de biologische trap en worden in de primaire trap niet verwijderd. Men kan stellen dat de zuivering van industrieel afvalwater er als volgt uitziet. Rooster voor de grove delen Een zandvang Een bufferbekken om de pieken in het debiet op te vangen Een neutralisatiebekken om de pH-pieken af te vlakken Een vetvang Een voorbezinker om de bezinkbare stoffen te verwijderen Een fysico-chemische behandeling De secundaire zuivering kan dezelfde zijn als bij sanitaire afvalwaters. Sterk geconcentreerde afvalwaters worden echter bij voorkeur anaeroob gezuiverd. Bij de tertiaire zuivering worden naast N en P ook de andere resterende componenten verwijderd. Vaak worden hiervoor speciale technieken toegepast. 2.3 Keuze van de technieken Welke zuiveringstechniek kan het best gevolgd worden? Het antwoord op deze vraag is afhankelijk van verschillende criteria. De voornaamste van deze criteria zijn: samenstelling en debiet van de afvalstromen, de effluentkwaliteit, de beschikbare ruimte en de kostprijs. De samenstelling en het debiet Hiervoor is het uitvoeren van een meetcampagne belangrijk. Meten is weten! Op strategische plaatsen wordt het debiet bepaald en worden er monsters genomen die geanalyseerd worden op de relevante parameters. Het kan interessant zijn om hierbij de productieparameters te kennen. Aan de hand van bepaalde gegevens kan uitgemaakt worden of het niet beter is bepaalde afvalstromen eerst afzonderlijk te behandelen en welke afvalwaters met mekaar kunnen gemengd worden. De te bereiken effluentkwaliteit De effluentkwaliteit wordt opgelegd door de lozingsnormen. Deze zijn verschillend voor lozing op riool (minder streng) of op oppervlaktewater (strenger). Het afvalwater dat geloosd wordt zal in 59 Deel II: Afvalwaterzuivering principe in een gemeentelijk of stedelijk waterzuiveringsstation gezuiverd worden. Vlarem II geeft onder Bijlage 5.3.2. de sectorale lozingsvoorwaarden voor bedrijfsafvalwater. De beschikbare ruimte om een zuiveringsstation in te planten Een waterzuiveringsstation dat meerdere stappen omvat neemt vlug veel plaats in die in een industrie niet altijd aanwezig is. De kostprijs Het is zo dat met verschillende technieken een gelijkaardig resultaat kan bereikt worden. Via een kosten-batenanalyse kan men uitmaken welke de meest gunstige methode is. Testen op laboschaal of op een pilootinstallatie kunnen veel gegevens opleveren. 3. Primaire afvalwaterzuivering De primaire zuivering heeft als doel de afscheidbare deeltjes (de bezinkbare en vaste bestanddelen) uit het afvalwater te verwijderen. Voor een primaire behandeling van afvalwater zijn meerdere technieken beschikbaar. Men maakt nog een onderscheid tussen zuiver fysische technieken en de meer fysico-chemische technieken. De fysische technieken zijn gebaseerd op een verschil in grootte of een verschil in densiteit van de deeltjes. Door toepassing van louter mechanische middelen wordt een zuivering verkregen. Bij de fysico-chemische technieken maakt men gebruik van chemicaliën. Tot de fysische technieken behoren: roosters en zeven vetvang of olieafscheider zandvangers voorbezinkingstanks Bij de fysico-chemische technieken wordt de afscheiding van deeltjes bevorderd door de dosering van chemicaliën. Hiertoe behoren: Neutralisatie Flotatie Coagulatie Verwijdering van zware metalen Eventueel verwijderen van fosfaten De fysisch-chemische afvalwaterzuiveringstechnieken worden zowel gebruikt als voorbehandeling, eindbehandeling, en als specifieke behandeling m.b.t. hergebruik als proceswater. Ten opzichte van de conventionele oxidatie-biologische zuivering vertoont de fysico-chemische zuivering de volgende voordelen: verregaande verwijdering van P en N; betere opvang van piekbelastingen; snel op te starten en te stoppen; neemt weinig ruimte in beslag; ongevoelig voor toxische bestanddelen in het afvalwater, zoals zware metalen, pesticiden, cyaniden, fenolen, …. 60 Deel II: Afvalwaterzuivering Om de toegepaste zuiveringstechnieken beter te laten functioneren, wordt het water geëgaliseerd in een bufferbekken. Zelden worden alle hierboven vermelde technieken gebruikt, meestal wordt een combinatie van enkele technieken gebruikt in functie van de verontreiniging van het water. 3.1 Roosters en zeven Roosters dienen om grove stoffen van het afvalwater te scheiden dit om verstopping en storingen (vb. van pompen) te vermijden. Het grofvuil bestaat vooral uit takken, vodden, blikken, papier, plastiek, groenteafval, enz. Stoffen die de roosters passeren moeten zonder bezwaar door pompen e.d. kunnen verwerkt worden. Grofvuil moet eveneens verwijderd worden of zodanig verkleind dat beschadigingen aan mechanische werktuigen en verstoppingen van leidingen niet optreden. Dit kan door middel van een zeef (zeefbocht, een trommelzeef of trilzeef) of een rooster. Het verschil tussen een rooster en een zeef berust op het feit dat: een zeef bestaat uit een geperforeerde metalen plaat waar het afvalwater langs stroomt (parallelstroom); een rooster bestaat uit rechte of gebogen staven waar het afvalwater doorheen stroomt (dwarsstroom). Meestal zijn ze schuin opgesteld (hoek van 60 à 80° met het horizontaal vlak. roosters Een rooster wordt vaak toegepast voor de grove afscheiding en/of grotere hoeveelheden afvalwater. De grove bestanddelen worden achtergehouden door de staven met 15-40 mm maaswijdte. Er moet hier een onderscheid gemaakt worden tussen een grofrooster met een spleetwijdte van 60 à 100 mm, en of fijnrooster met een spleetwijdte van 10 à 25 mm, die respectievelijk achter mekaar in de keten worden geplaatst. Om verstopping te voorkomen wordt het rooster periodiek gereinigd. Dit kan manueel of machinaal met behulp van een hark die het rooster afgeschraapt (roosterhark). Wanneer het water met vijzels wordt opgevoerd dan volstaat een grof rooster omdat vijzels vaste delen kleiner dan 10 cm kunnen verwerken. Het afgescheiden vuil kan meestal als vast afval worden afgevoerd, eventueel na ontwatering. Een speciaal type rooster is het snijrooster. Hierbij wordt de vervuiling die doorheen het rooster gaat onderwater verder fijngesneden, waarbij het versneden vuil mee verwerkt wordt in het zuiveringsstation. Dit resulteert meestal in een verhoging van de organische belasting. Dit is een goede methode op voorwaarde dat er niet te veel plastic aanwezig is in het afvalwater; dit wordt namelijk nergens afgebroken. Soms plaatst men veiligheidshalve nog een rooster na de versnijder, waardoor te grote of moeilijk snijbare delen een tweede maal in de installatie worden teruggevoerd. Meerdere uitvoeringsvormen van roosters zijn beschikbaar, bv. roosters met een kleinere doorlaat (vanaf 0,5 mm) of zelfreinigende systemen. zeven Onder zeven zijn verschillende types beschikbaar afhankelijk van de maaswijdte. Deze varieert van 2.5 mm tot 50 µm. Zij zijn relatief goedkoop en nemen weinig plaats in. Een zeefbocht is een licht kromgebogen geperforeerde metalen plaat. Het water wordt tangentieel over de zeefbocht gevoerd. Door deze stroming zullen enkel die deeltjes die veel kleiner zijn dan de openingen van de zeef worden afgevoerd door de zeef. Zo zal dit type van zeef minder verstoppen. Wanneer het afvalwater veel organisch materiaal bevat, moet de zeefbocht periodiek schoongemaakt worden om de aangroei van bacteriële biomassa te vermijden. 61 Deel II: Afvalwaterzuivering Een trommelzeef bestaat uit een roterende trommel van geperforeerd metaal waarbij het afvalwater aan het ene uiteinde de trommel ingaat. Het water valt door de trommel naar beneden en de vaste deeltjes worden naar het andere uiteinde getransporteerd, waar ze in een opvangbak verzameld worden. Een trilzeef bestaat uit een (vaak) horizontaal geperforeerde metalen plaat die heen en weer beweegt. Het water valt door de plaat heen en de vaste deeltjes worden door de trillende beweging naar een ander uiteinde getransporteerd. De trilzeef kan op verschillende manieren schuin opgesteld worden om de werking te verbeteren. Soms wordt vacuüm toegepast om de afscheiding van grove delen te bevorderen. Het schoonmaken van een zeef geschiedt met borstels, perslucht of spoelwater Figuur 3.1 Schematische voorstelling van een zeef en rooster (bron: www.emis.vito.be) Figuur 3.2 Schematische voorstelling van een zeefbocht 62 Deel II: Afvalwaterzuivering Toepassing Roosters en zeven komen voor in alle sectoren waar grofvuil en/of vaste bestanddelen van het afvalwater dienen te worden afgescheiden. Bepaalde types zeven hebben ook toepassingen gevonden in gesloten watercircuits, en bieden zo bescherming van vb. koeltorens of warmtewisselaars. Roosters vindt men voornamelijk in huishoudelijke afvalwaterinstallaties alsook in specifieke sectoren zoals de textielindustrie, papierindustrie en voedingsindustrie. Trilzeven, zeefbochten of trommelzeven worden vaak in wasserijen gebruikt om het gehalte aan grove vezels en pluizen te reduceren. Samen met de verwijderde zwevende stoffen zal ook een deel van de organische verontreiniging worden afgevoerd. Ook in de voedingsindustrie (aardappelverwerking, brouwerijen, slachthuizen, vis- of groenteverwerking en serreteelt) zijn nuttige toepassingen te vinden. 3.2 Bufferbekkens Egalisatie- of bufferbekkens (Figuur 3.3) worden voorzien om een kwaliteits- of debietsregularisatie te verkrijgen. Bij de behandeling van industriële afvalwaters zijn er verschillende redenen om eerst een buffering toe te passen. 1° Menging In die takken van de industrie waar er regelmatig volledige procesbaden worden geloosd treden er, over een ganse dag gezien, grote variaties op wat betreft organische belasting van het afvalwater. Om een menging te verkrijgen van de organische componenten teneinde schokbelastingen in het biologisch gedeelte te vermijden is buffering aangewezen. 2° Neutralisatie In de gevallen waar er een opeenvolging en/of afwisseling is van zure en basische afvalwaters wordt er aangeraden om een bufferbekken te voorzien zodat de pH kan uitvlakken. Er moet dan achteraf minder geneutraliseerd worden, wat een aanzienlijke besparing aan producten kan betekenen. 3° Egalisatie van influentdebiet- en vracht Dankzij een bufferbekken wordt het mogelijk om periodes waarin er geen afvalwater geloosd wordt te overbruggen met het afvalwater uit de buffertank; hierdoor kan de waterzuivering continu werken hoewel het afvalwater discontinu geloosd wordt. Om bijvoorbeeld bij een discontinu productieproces toch een continue voeding voor de biologie te verkrijgen werkt men met bufferbekkens. Een dergelijk bekken laat toe dat het navolgend biologisch station kleiner kan zijn, vermits het station niet moet voorzien worden voor piekbelastingen. Zo kan bijvoorbeeld bij een spreiding van het afvalwater van 5 werkdagen over 7 weekdagen het station 28% kleiner worden uitgevoerd. De extra kost voor het bufferbekken moet dan vergeleken worden met de winst die gehaald wordt uit de kleinere dimensionering van het zuiveringsstation. 4° Dosage van chemicaliën De meeste doseerpompen van chemicaliën bij een fysico-chemische behandeling werken onafhankelijk van de verontreinigingsgraad. Indien er geen bufferbekken is moet de dosering van de chemicaliën ingesteld worden op de hoogste vervuiling. De weinig verontreinigde fracties zullen een te hoge chemicaliëndosering krijgen. Dit zal resulteren in een verspilling aan chemicaliën en een verhoogde slibproductie. 63 Deel II: Afvalwaterzuivering 5° Tijdelijke opvang van moeilijk verwerkbare of toxische contaminanten. Wanneer het afvalwater belangrijke concentraties aan biociden of zware metalen bevat moet er worden voorkomen dat hoge concentraties van deze producten de biologie verstoren. Een buffertank kan hier de oplossing zijn. Om voldoende egalisatie te verkrijgen is een menging in het bekken meestal noodzakelijk. Dit kan bekomen worden op verschillende manieren, zoals roerders en oppervlaktebeluchters of perslucht. Door de menging wordt ook vermeden dat de bezinkbare stoffen zich afzetten in het bekken. Figuur 3.3 Schematische voorstelling van een bufferbekken (bron: www.emis-vito.be) In bepaalde gevallen heeft een bufferbekken aanleiding tot geurhinder, namelijk bij gemakkelijk afbreekbare afvalwaters waarin veel sulfaten voorkomen. Bij afwezigheid van zuurstof worden deze omgezet tot waterstofsulfide, een gas dat reeds bij zeer lage concentraties voor geurhinder kan zorgen. In dat geval is het aangeraden om de menging uit te voeren via beluchting. Op die manier wordt de vorming van H2S vermeden. Wanneer in het lozingspatroon tijdelijk zeer geconcentreerde afvalwaters voorkomen is het aangewezen deze op te vangen in een apart bekken, van waaruit ze dan met een constante stroom geloosd worden in het bufferbekken. De bufferbekkens kunnen gedimensioneerd worden met de bedoeling een egaal debiet of een egale concentratie te verkrijgen. Wanneer na het bufferbekken een volledig gemengd actief-slib installatie wordt voorzien kan het volume van het actief-slib bekken worden beschouwd als deel van het bufferbekken. Bijgevolg mag het bufferbekken veel kleiner gedimensioneerd worden. Toepassing Bij offline bufferen stroomt het afvalwater enkel in de buffertank wanneer bepaalde voorwaarden voldaan zijn, bijvoorbeeld bij een piekdebiet of een abnormale hoge concentratie aan één of meerdere contaminanten. Afvalwaterzuiveringsinstallaties kunnen zeer gevoelig zijn voor debietschommelingen of voor variaties in de influentvracht. De kwaliteit en kwantiteit van industrieel afvalwater zijn echter zelden constant, door de aanwezigheid van batchgewijze processen, stilstand gedurende de nacht of het weekeinde, de opstart of het stilleggen van processen. Daarom wordt buffering gebruikt in quasi alle zuiveringsprocessen en in quasi alle sectoren. Bij het dimensioneren van een buffertank moeten zowel de debietvariaties als de variaties in concentratie in rekening gebracht worden. In eerste instantie worden deze variaties in kaart gebracht via een uitgebreide staalname- en debietmeetcampagne 64 Deel II: Afvalwaterzuivering 3.3 Bezinking Organische en anorganische onopgeloste bestanddelen kunnen worden onderverdeeld in bezinkbare en niet-bezinkbare stoffen. Bezinkbare deeltjes zijn deze die groter zijn dan 1 µm; niet- bezinkbare deeltjes kunnen worden omgezet in een bezinkbare vorm door uitvlokking. Het doel van bezinken is de verwijdering van onopgeloste deeltjes uit het afvalwater. Als de dichtheid van de deeltjes groter is dan die van water, bewegen zij zich onder invloed van de zwaartekracht naar de bodem (sedimentatie). Bezinking vindt plaats in bezinkingsbekkens of bezinkingstanks waardoor het afvalwater langzaam stroomt. Men maakt een onderscheid tussen: bezinkingstanks waarbij het slib met behulp van draaiende of schuivende apparaten naar de slibput wordt gevoerd. Hiertoe behoren tanks met een rechthoekige plattegrond en tanks met een cirkelvormige plattegrond; bezinkingtanks waarbij de bezinkbare stoffen (het slib) ten gevolge van de zwaartekracht naar een bepaalde ruimte van de tank gevoerd worden. De meest bekende is de dortmundtank. De bezinking van afvalwater vindt plaats in: voorbezinkingstanks, waarin de bezinkbare stoffen uit het afvalwater worden verwijderd; nabezinkingstanks, waarin de bezinkbare zwevende stoffen, die zich bij de biologische of chemische zuivering van het afvalwater gevormd hebben, uit het gezuiverde water worden verwijderd. Slib dat in voor- en nabezinkingstanks wordt afgescheiden, duidt men aan met respectievelijk primair en secundair slib. Figuur 3.4 Dortmundtank (bron: www.trevi-env.com) De opwaartse stroming van het water moet lager zijn dan de neerwaartse snelheid van de bezinkende partikels. Op de bodem van het bekken is bij grotere bassins vaak een slibschraper gemonteerd om het bezonken slib af te voeren. Bezinkingsbekkens zijn er in vele uitvoeringsvormen, rond of rechthoekig, met of zonder slibruimer en drijflaagafstrijker. Het doel van de bezinking is de verwijdering van zoveel mogelijk onopgeloste deeltjes uit de dragervloeistof. 65 Deel II: Afvalwaterzuivering Figuur 3.5 Bezinkingsreservoir met cirkelvormige plattegrond met slibschuiver en drijflaagafstrijker Indien de dichtheid van de deeltjes groter is dan die van de dragervloeistof waarin ze zich bevinden, bezinken de deeltjes onder invloed van de zwaartekracht. Men spreekt hier ook van sedimentatie. 66 Deel II: Afvalwaterzuivering Een bezinkingsbekken is een zeer eenvoudige en relatief goedkope installatie. Een bezinkingsbekken vergt daarentegen relatief veel ruimte. Het ontwerp van een bezinkingsbekken gebeurt altijd op maximaal debiet. De operator beschikt over weinig mogelijkheden om na het ontwerp van de installatie de werking aan passen. Toepassing In een voorbezinkbekken worden bezinkbare stoffen uit afvalwater verwijderd. Samen met de bezinkbare stoffen wordt een deel van de COD, BOD, stikstof (N), fosfor (P) en metalen gereduceerd. Op deze wijze kan de aerobe waterzuivering kleiner gebouwd worden. Het slib uit de voorbezinking kan dan verder verwerkt worden in een anaerobe vergister. De meeste biologische waterzuiveringsinstallaties zijn tevens uitgerust met een conventioneel nabezinkingsbekken. Hierin wordt het biologische slib gravitair afgescheiden van het gezuiverde water. Het slib wordt dan teruggepompt naar het beluchtingsbekken. Bezinkingsbekkens kunnen ook gebruikt worden voor de afscheiding van anorganische slib. Slib dat in voor- en nabezinkingstanks wordt afgescheiden, duidt men aan met respectievelijk primair en secundair slib. 3.4 Discrete bezinking: zandvanger Het doel van een zandvanger is het verwijderen van zware, snel bezinkbare anorganische stoffen uit het afvalwater om te vermijden dat deze stoffen schade zouden veroorzaken aan mechanische installaties of moeilijkheden bij de zuivering van het afvalwater zouden geven. Een zandvanger wordt aan het begin van het zuiveringsproces toegepast, voor de voorbezinktank of voor een biologische zuivering. De zandvanger kan gootvormig of vlak zijn. Het afvalwater stroomt er met een redelijke snelheid doorheen, waarbij het zand bezinkt. Zandvangers en vetafscheiding worden soms gecombineerd. De beluchting verbetert daarbij ook de scheiding van zanddeeltjes van overige minder zware deeltjes. Het zand wordt continu verwijderd door middel van schrapers, airlift of discontinu door het zand uit de zandvanger te scheppen. Figuur 3.6 Schematische voorstelling van een zandvang (bron: www.emis.vito.be) Toepassing 67 Deel II: Afvalwaterzuivering Een zandvanger is een veel voorkomende techniek voor voorzuivering in sectoren zoals de winning van delfstoffen (NACE 14) en de verwerking van groenten en aardappelen (NACE 15.3). Zandvangers worden ook gebruikt als voorbehandeling bij gemeentelijke afvalwaterzuiveringsstations. Bij het begin van een hevige regenbui of gedurende de aanleg van nieuwe rioolstelsels of wegenaanleg kan daar veel zand worden aangevoerd. Bij een sanitair zuiveringsstation kan de hoeveelheid zand die per aangesloten inwoner afgescheiden wordt in de zandvang geraamd worden op 6 à 12 liter per jaar. 3.5 Vetvang of olieafscheider Afvalwater of ook het afstromende regenwater van verhardingen kan een aanzienlijke hoeveelheid plantaardige of minerale olie of vet bevatten. Olie en vet vormen een drijflaag op het water die de natuurlijke zuurstoftoevoer belemmert. Hierdoor kunnen anaërobe condities ontstaan die aanleiding geven tot geurhinder, corrosie, enz. Een vetkorst kan mechanische onderdelen van de installatie blokkeren. Olie en vetrijk afvalwater moet van de gepaste installatie voorzien worden zo dicht mogelijk bij de bron. Daarom worden vetrijke stromen afzonderlijk voorzien van een vetvang vooraleer gemengd te worden met het ander afvalwater. Bij een olieafscheider of vetvang maakt men gebruik van het densiteitsverschil van vetten en oliën ten opzichte van water. Vetten en oliën zijn over het algemeen lichter dan water en zullen zich bijgevolg aan het wateroppervlak concentreren. Het is dus eenvoudig deze stoffen te verwijderen, indien men beschikt over een reservoir met kleine doorstroomsnelheid en zonder turbulentie. Door de inbouw van enkele schotten bekomt men een afscheiding van de olie of het vet uit de afvalwaterstroom. Naargelang de toepassing wordt onderscheid gemaakt tussen een vetvang en een olie-water afscheider of oliebenzine afscheider (OBAS of KWS-afscheider). Het werkingsprincipe is echter identiek: de olie en het vet worden van het water gescheiden op basis van het densiteitsverschil. Via een duikschot wordt de opdrijvende olielaag gescheiden van de zwaardere waterlaag. 3.5.1 De vetafscheider In ieder bekken waarin de vloeistofsnelheid wordt verminderd tot ongeveer 12 cm/s komen de vetten aan de oppervlakte. De snelheid van het water dat in de vetafscheider komt moet dus gereduceerd worden zodanig dat de vetten de tijd hebben om zich af te scheiden van de waterfase. De eenvoudige vetafscheiders zijn dan ook bekkens met een duikschot of een soort van bezinkingsbekkens voorzien van een oppervlakterakel. Het apparaat moet zodanig geconstrueerd zijn dat het water kan doorstromen zonder veel turbulentie. Schematisch kunnen we een vetafscheider voorstellen zoals in figuur 3.7. Bij de inlaat van de ontvetter zorgt een plaat voor de gelijknamige verdeling en vertraging van de vloeistofstroom. 68 Deel II: Afvalwaterzuivering Figuur 3.7 Schematische voorstelling van een vetafscheider (bron: www.vetputten.nl) Het afvalwater dat is verontreinigd met dierlijke- en plantaardige vetten wordt door de vetafscheider geleid. Het eerste gedeelte van de vetafscheider bestaat uit een bezinkgedeelte waarin de zwaardere elementen naar de bodem zullen zinken. Door middel van een overloop gaat het overige afvalwater naar het vetvang gedeelte van de afscheider. Dit gedeelte heeft een zodanig grote opvangcapaciteit dat het afvalwater tot rust kan komen. Doordat vet lichter is dan water zal het naar boven drijven. Een duikschot voor de uitlaat zorgt ervoor dat er geen verzameld vet wegvloeit, en het water kan nu onder de verticale afscheidingswand doorstromen. Het afscheidend vermogen van de vetvanger is afhankelijk van de grootte van de oppervlakte tussen de duikschotten. De diepte van het eerste duikschot beïnvloedt het inzamelvermogen. Verder wordt de werking beïnvloed door volgende zaken. De dichtheid van de af te scheiden stoffen De temperatuur van het afvalwater De aanwezigheid van detergenten De invloeisnelheid (pompen!) In België bestaat er geen aparte norm voor de constructie van vetafscheiders. De Duitse norm DIN 4040 beschrijft de definities, de grootte van de onderdelen, de materiaalvereisten, het controlemechanisme, de afmetingen, de inbouw-voorschriften en de inbedrijfstelling. 3.5.2 Olieafscheiders De eenvoudige olieafscheider Figuur 3.8 toont een voorbeeld van een olieafscheider. Het influent komt onder het eerste duikschot de olieafscheider binnen. Dit duikschot zorgt voor een goede verdeling van het afvalwater over de volle breedte van de afscheidingsruimte. Hierdoor wordt de doorstroomsnelheid afgeremd, hetgeen noodzakelijk is voor een goede afscheiding van de lichte deeltjes die zich in het afvalwater bevinden. De oppervlakte van de afscheidingsruimte moet zodanig gedimensioneerd worden dat de lichte stoffen voldoende tijd hebben om te stijgen. Het tweede duikschot voorkomt dat de verzamelde lichte vloeistoffen mee worden afgevoerd. De oppervlakte tussen de twee duikschotten is bepalend voor de capaciteit van de afscheider, terwijl de hoogte wordt gerelateerd aan de opslaghoeveelheid van de lichte vloeistoffen. 69 Deel II: Afvalwaterzuivering Figuur 3.8 Een olie-water afscheider (bron: www.trevi-env.com) De capaciteit wordt veelal uitgedrukt in l/s. De verblijftijd is minimaal 3 minuten en zal maximaal 15 minuten bedragen. De verblijftijd is afhankelijk van de densiteit van de af te scheiden vloeistof, de grootte van de druppeltjes olie of vet in het afvalwater en de temperatuur. Hoe groter het densiteitsverschil met het afvalwater, hoe groter de druppeltjes en hoe lager de temperatuur, des te gemakkelijker verloopt de afscheiding. Dergelijke olieafscheiders worden in volgende industrieën frequent gebruikt: petroleumindustrie, voedingsnijverheid, slachthuizen, wasserijen, op alle plaatsen in bedrijven waar olielekken kunnen optreden (garages, parkings), keukens. Het is van belang de olie- en vetvangen regelmatig te ruimen om afvalwaters met belangrijke hoeveelheden vetten te voorkomen. Het COD-gehalte van een dergelijk afvalwater loopt gemakkelijk op tot 3000 mg O2/l. Indien men de ruimingsfrequentie van een afscheider wil verlagen moet de opslagcapaciteit voor olie of vet hoog genoeg zijn, of er moet een continue overloop zijn naar een aparte opslagtank. Dit laatste is praktisch alleen haalbaar voor olie of lichte vloeistoffen. Voor sanitair afvalwater is het meestal niet vereist om een olieafscheider of vetvang te voorzien. Gezien de verblijftijd in een voorbezinker minimum 1.5 uur bedraagt (zie flocculente bezinking) zal er zicht automatisch een lichte fractie afscheiden. Bij deze verblijftijd kunnen benzinedruppeltjes (soortelijk gewicht van ongeveer 0.75 kg/l) van 60 à 100 µm en druppeltjes van zware minerale olie (soortelijk gewicht van 0.93 kg/l) van 120 tot 200 µm afgescheiden worden. Er dienen wel voorzieningen getroffen te worden om de gevormde drijflaag in de voorbezinker te verwijderen. Het is anderzijds totaal af te raden om sanitair afvalwater te mengen met afvalwater dat afscheidbare koolwaterstoffen bevat. Dit mag pas gebeuren nadat het afvalwater met koolwaterstoffen behandeld werd met de olieafscheider of vetvang. Met een gewone olieafscheider kunnen oliedruppeltjes tot 0.15 mm afgescheiden worden. Hierbij worden effluenten bekomen met olieconcentraties van maximum 50 mg/l. In bepaalde gevallen volstaat dit niet en dient een meer geavanceerde techniek gebruikt te worden. 70 Deel II: Afvalwaterzuivering Lamellenafscheider Door het inbouwen van parallelle platen in de olieafscheider onder een hoek van 45° wordt de stijghoogte voor de oliedruppels vergroot (de druppeltjes moeten een langere weg afleggen vooraleer ze de oppervlakte bereiken) zodat een verbeterde afscheiding bekomen wordt (zie figuur 3.8 en 3.9). De olie wordt aan de afvoer met een duikschot tegengehouden. Onderaan wordt het mogelijke aanwezige slib verzameld en afgevoerd. Met een dergelijke olieafscheider kunnen oliedruppeltjes tot 0,06 mm afgescheiden worden, resulterend in een effluent met een maximum van 10 mg olie/l (bij een influent met maximum 1% olie). Figuur 3.9: Lamellenseparator (bron: www.trevi-env.com) De coalescentiefilter Eenzelfde verbeterde olieafscheiding kan bekomen worden door het gebruik van een coalescentiefilter. Bij een coalescentiefilter wordt een dragermateriaal met een groot specifiek oppervlak (ca. 200 m²/m³) in de tank gebracht. Kleine onopgeloste deeltjes klitten op dit oppervlak samen tot grotere deeltjes welke gaan drijven. Zodoende wordt een hoger rendement behaald voor verwijdering van koolwaterstoffen. Dergelijke filters dienen op regelmatige tijdstippen vervangen te worden. Figuur 3.10 is een schematische weergave van een olieafscheider met een coalescentiefilter. Figuur 3.10 Coalescentiefilter (bron: www.emis.vito.be) 71 Deel II: Afvalwaterzuivering De toepassing van een olieafscheider kan grondig verstoord worden wanneer detergenten of afvalwater dat detergenten bevat in de olieafscheider terecht komen. Deze detergenten vormen met de olie een emulsie, die zich niet laat afscheiden. Hierdoor is de olie volledig in oplossing, dit kan resulteren in enorm geconcentreerde afvalwaterstromen: COD-gehaltes van meer dan 100 000 mg O2/l zijn mogelijk. Zonder een goede techniek voor het breken van de emulsie is het onmogelijk om olie- of vetafscheiding te verkrijgen. De emulsies worden gestabiliseerd door de aanwezigheid van verschillende soorten chemische stoffen die een specifieke werking op de oplosbaarheid hebben, emulgatoren genaamd. Enkele typische voorbeelden van olie-in-water emulsies zijn melk, boor-en snijoliën, enz. Het breken van een emulsie kan op diverse manieren gebeuren in functie van de soort olie of vetten en de verscheidene emulgatoren aanwezig in de emulsie. Zuiveringstechnieken zijn onder andere: Verhitten en vervolgens afkoelen van het afvalwater; Een elektrische spanning aanbrengen op het afvalwater; Doseren van chemicaliën die een binding aangaan met de emulgator, waardoor de oliedeeltjes niet meer in emulsie blijven; Oxideren van aanwezige componenten (zoals de emulgator); sterke pH-daling van het afvalwater waardoor de oppervlaktelading van geëmulgeerde deeltjes verminderd wordt; Doseren van chemicaliën die de oppervlakteladingen van de geëmulgeerde deeltjes neutraliseren. Na het breken van de emulsie worden de verschillende componenten afgescheiden, bijvoorbeeld door middel van flotatie, filtratie, coalescentie, centrifugatie. Figuur 3.11 schematische voorstelling van een emulsiebreker (VITO-SCT, 2009) Het breken van de emulsie kan uitgevoerd worden in een tank met een roerder, een doseereenheid en pH-sturing (Figuur 3.11). Het nadeel hierbij is de belangrijke slibproductie die zich vormt. De oorspronkelijke olie is hierbij niet afgebroken, maar zit verspreid in het gevormde fysico-chemisch slib. 72 Deel II: Afvalwaterzuivering Bij het juiste gebruik van emulsiebrekers kan een zeer hoog rendement worden verkregen. Een nadeel zijn de vaak grote hoeveelheden hulpstoffen die noodzakelijk zijn voor een goede emulsiebreking, waardoor de techniek relatief duur wordt. In de praktijk blijkt dat emulsies sterk verschillen en op verschillende wijze gebroken moeten worden: specifieke chemicaliën, doseringen, pH en temperatuurswerkingsgebieden, enz. Hierdoor is het aangewezen om bij emulsies in het afvalwater regelmatig optimalisatieonderzoek uit te voeren. Toepassing In veel afvalwaterstromen komen emulsies voor, vaak zonder dat het bedrijf zich hiervan bewust is. Enkele specifieke voorbeelden van oliën die emulsies veroorzaken zijn de boor- en snijoliën die gebruikt worden bij metaalbewerking (staalindustrie, metaalindustrie en automobielindustrie). In de voedingsmiddelenindustrie komen vaak emulsies voor in het afvalwater, onder meer bij de productie van sauzen en margarines, in de zuivelindustrie, enz. In de chemische en petrochemische industrie komen emulsies ook frequent voor, bijvoorbeeld bij het ontzouten van ruwe olie in raffinaderijen ontstaan emulsies in het afvalwater. Voornamelijk in de voedingsindustrie is afscheiding van olie en vet aan de bron ook gewenst in functie van recuperatie en/of valorisatie van grondstoffen. 3.6 Neutralisatie Het doel van neutraliseren is het aanpassen van een zure of basische waterstroom tot een neutrale pH (ongeveer 7). Belangrijkste doelstellingen hierbij zijn het verwerkbaar maken van het afvalwater in een biologische zuivering en/of beantwoorden aan lozingscriteria. Naast neutralisaties gebeuren ook allerlei pH-correcties, tot andere waarden, om erg uiteenlopende redenen: conditioneren, stabiliseren van ruw afvalwater breking van emulsies precipitatiereacties/ oplossen van neerslagen controleren van chemische reactiesnelheden Neutraliseren gebeurt over het algemeen door het toevoegen van chemicaliën direct in de afvalwaterstroom. De apparatuur bestaat derhalve uit opslag- en reactietanks en een doseer- en menginstallatie ((Figuur 3.12). Voor een pH-stijging gebruikt men doorgaans loog (NaOH) of kalkmelk (Ca(OH)2), voor een pH-daling zwavelzuur (H2SO4), zoutzuur (HCl) of koolstofdioxide (CO2). Andere zuren en basen zijn mogelijk (bijvoorbeeld organische zuren/basen), maar worden minder courant gebruikt voor de behandeling van afvalwater. Bij het behandelen van afvalwater met bepaalde zouten kunnen toxische gassen ontstaan na toevoegen van neutralisatiemiddel. Dit kan gevaren opleveren voor de gezondheid en het milieu. Bijkomend nadeel van aanzuring door middel van zwavelzuur of zoutzuur is een aanrijking van het afvalwater met sulfaat of chloride waardoor lozingsnormen overschreden kunnen worden. 73 Deel II: Afvalwaterzuivering Figuur 3.12 Neutralisatie (bron: www.emis.vito.be) Toepassing Neutraliseren wordt op zeer veel afvalwaters binnen nagenoeg alle industriesectoren toegepast. 3.7 Flotatie Zwevende bestanddelen of olie kunnen uit afvalwater afgescheiden worden door gebruik van een flotatie-eenheid. Hierbij wordt de opwaartse beweging bevorderd door het gebruik van een fijne bellenbeluchting. Het afvalwater wordt daarvoor in een aparte eenheid onderdruk (4 à 6 bar) gezet, samen met een voldoende hoeveelheid lucht. Bij het ontspannen van het mengsel onder druk komen minuscule luchtbelletjes vrij in de flotatie-eenheid, die de zwevende stoffen en of de oliedeeltjes meesleuren naar de oppervlakte. Het gevormede slib wordt bovenaan afgeskimd met behulp van een schraper en afgevoerd naar een bak of container naast de flotatie-eenheid. Soms wordt een deel van het effluent gerecycleerd naar de eenheid onderdruk om een grotere hoeveelheid luchtbellen in het water te brengen. Figuur 3.13 een flotatie-eenheid (www.emis.vito.be) 74 Deel II: Afvalwaterzuivering Dergelijke systemen zoals voorgesteld in figuur 3.13 worden soms afgekort als DAF (dissolved air flotation). Om het flotatie-effect te versterken worden in het algemeen voorafgaand aan de flotatie coagulatiemiddelen en/of flocculatiemiddelen toegevoegd (zie '3.8 Coagulatie en flocculatie'). Zodoende worden kleinere deeltjes omgevormd tot grotere deeltjes Toepassing De flotatietechniek wordt vaak toegepast in de petroleumindustrie, voor verfrijk afvalwater in de auto-industrie, in slachthuizen, zeepfabrieken, lijm- en gelatinefabrieken, en in de papierindustrie 3.8 Coagulatie - flocculatie Coagulatie en flocculatie worden vaak in combinatie gebruikt. In sommige gevallen is het gebruik van louter coagulant of flocculant echter voldoende om goed bezinkbare of floteerbare vlokken te vormen. Het doel van coagulatie is het destabiliseren van een colloïdale oplossing, zodat vervuilende stoffen kunnen samenklonteren tot vlokken. Colloïdale of zwevende deeltjes hebben een negatieve lading en zijn stabiel in water: ze bezinken niet uit zichzelf. Het coaguleren gebeurt door toevoegen van een coagulant, bijvoorbeeld Fe(III)Cl3, PAC (polyaluminiumchloride) of laag-moleculaire polymeren (vb. polyamiden en polytannines). Door toevoeging van het coagulant zal de afstoting tussen de colloïdale deeltjes wordt verlaagd (gedestabiliseerd). Coagulant wordt toegevoegd in een volledige gemengde tank (figuur 3.16) met korte verblijftijd (enkele minuten) en hoge turbulentie of in een buizenflocculator (figuur 3.17). De vlokken die hierbij ontstaan zijn klein en kunnen alleen verder groeien door rustig te roeren zodat deeltjes verder samen kunnen klonteren. Om dit proces te helpen kunnen flocculanten of vlokmiddelen worden toegevoegd. Deze worden toegevoegd in de buizenflocculator of in een volledige gemengde tank bij langere verblijftijd (15-30 min) en lage turbulentie (om vlokken niet kapot te maken). Figuur 3.14 coagulatie (bron: www.multivis.nl) In de praktijk worden de coagulantia toegevoegd onder snelle roering gedurende 1 à 3 minuten. Hiermee zijn de colloïdale deeltjes ontladen en gedestabiliseerd. In deze fase worden de colloïden 75 Deel II: Afvalwaterzuivering omgevormd tot micro-vlokken. Van belang is hierbij de pH; voor elk coagulatiemiddel is er een optimaal pH-gebied. Tabel 3.1 Eigenschappen van veelgebruikte coagulantia Naam IJzer(III)chloride IJzer(II)sulfaat Aluminiumsulfaat Formule FeCl3 FeSO4.7H2O Al2(SO4)3.18H2O (alum) vorm vloeistof (30 à 40%) vaste stof vaste stof, kan ook als vloeistof dosering 35 à 150 mg/l 70 à 120 mg/l 75 à 250 mg/l pH gebied 4 à 11 4 à 11 5.0 à 7.5 Prijs 225 euro per ton 250 euro per ton 372 euro per ton Opmerking sterk zuur dat vrij agressief en vlokvorming is minder geeft veelal licht vlokken corroderend inwerkt op goed dan bij verschillende materialen. => ijzertrichloride juiste materiaalkeuze van leidingen en opslagtanks belangrijk Flocculanten zijn hoog-moleculaire stoffen (polymeren) met diverse functionele groepen. De geladen deeltjes en/of kleine vlokjes worden aangetrokken tot de ladingsgroepen van het polymeer, waardoor een grotere vlok ontstaat. Deze kan makkelijker worden afgescheiden door flotatie of bezinking. Omdat de deeltjes niet allemaal dezelfde lading bezitten zijn er diverse ladingsgroepen noodzakelijk op de polymeerstructuur. Er bestaan zowel anionische, kationische als non-ionische polymeren. Zeer belangrijk voor een goede flocculatie is een juiste binding tussen het polymeer en de deeltjes. Dit betekent dat naast de aard van de lading ook de spreiding van de lading over het molecuul van belang is, alsmede de lengte van het polymeer. Daarnaast is de mate van cross-linking van het polymeer, het vormen van bindingen met zichzelf, van belang. Door de werking van deze elementen bestaan er enkele honderden verschillende polymeren met elk hun specifieke werkingsgebied. In een aantal gevallen kan het volstaan een flocculant toe te voegen om een goede afscheiding te bekomen. Meestal achter zal de combinatie van coagulant en vlokmiddel vereist zijn. Figuur 3.15 Flocculatie (bron: www.multivis.nl) 76 Deel II: Afvalwaterzuivering De vlokken worden vervolgens in een nabehandelingsstap afgevangen en vormen een hoeveelheid verontreinigd slib dat verder verwerkt dient te worden (indampen, storten, verbranden, enz.). Over het algemeen verloopt het coagulatie/flocculatie proces in drie stappen, namelijk coagulatie, neutralisatie en flocculatie (figuur 3.16). Figuur 3.16 continue coagulatie-flocculatie in gemengde tanken (bron: www.emis-vito.be) Figuur 3.17 continue coagulatie-flocculatie in een buizenflocculator (bron: www.emis.vito.be) Door coagulatie/flocculatie kunnen bepaalde polluenten uit het afvalwater worden verwijderd, wat zonder het toevoegen van deze chemicaliën niet mogelijk is. De investering voor de tanken en doseerunits is vaak beperkt. Een belangrijk nadeel van deze techniek is echter de operationele kost. In sommige situaties zijn aanzienlijke hoeveelheden coagulant en flocculant nodig om het uitvlokken voldoende op gang te brengen. Ook wordt een hoeveelheid fysico-chemisch slib gevormd dat meestal extern verwerkt moet worden. Zeker bij afvalwaterstromen met grote debieten kunnen deze kosten hoog oplopen. De juiste dosering van chemicaliën is tevens van belang voor de goede werking van het proces. Bij sterk variërende samenstelling van het afvalwater is dit niet evident. Een goede buffering van het afvalwater biedt hier een belangrijke oplossing. 77 Deel II: Afvalwaterzuivering Toepassing Sectoren waarin coagulatie/flocculatie wordt toegepast zijn bijvoorbeeld textiel, voeding, slachthuizen, oppervlaktebehandeling van metalen, enz. Enkele typische voorbeelden zijn: behandeling van afvalwater in de textielsector. Coagulatie/flocculatie wordt toegepast voor de zuivering van het totale bedrijfsafvalwater, maar heeft een hogere efficiëntie bij zuivering van meer geconcentreerde stromen, bijvoorbeeld van verfprocessen, bedrukken of het aanbrengen van backinglagen. voorzuivering van afvalwater in de voedingssector, onder andere in de vleesverwerking, slachthuizen, suikerraffinage, oliën en vetten. behandeling van ontvettingsbaden of zuivering van het spoelwater in de sector van de oppervlaktebehandeling en automobielindustrie. Het proces van coagulatie/flocculatie kan hier samengaan met fosfaatverwijdering en metaalprecipitatie. voorzuivering van het afvalwater dat vrijkomt bij vatenreiniging of tankcleaning. Het selecteren van de juiste chemicaliën en dosering voor verwijdering van een bepaald polluent is van essentieel belang. Dat betekent dat op laboratoriumschaal, op pilootschaal of in de praktijk de werking van verschillende coagulanten en flocculanten dient te worden onderzocht. Hierbij bepalen factoren als deeltjesgrootte, aard van het water, snelheid van coaguleren/flocculeren en kostprijs van de verschillende chemicaliën de uiteindelijke keuze. Om de effectiviteit van de coagulatietechniek te testen, doet men gewoonlijk beroep op een jartest (figuur 3.18). Dit toestel is voorzien van verschillende roerders (B) met toerental regeling (A)waaronder glazen bekers (C, inhoud 1 liter) worden geplaatst. De proeven worden uitgevoerd met verschillende dosis coagulantia en bij verschillende pH. Figuur 3.18 Jar test (Krishna and Sahu, 2013) 3.9 Elektrocoagulatie Het doel van elektrocoagulatie is het vormen van precipitaten en van bindingen tussen colloïden zodat deze stoffen gemakkelijk afgescheiden kunnen worden. Het vrijkomen van coagulant wordt bereikt door het elektrolytisch oplossen van een elektrode (anode, gewoonlijk Fe of Al). Bij het 78 Deel II: Afvalwaterzuivering oplossen van de elektrode komt gas (O2, H2) vrij hetgeen zorgt voor een floterende werking. Indien noodzakelijk kan doseren van een (hulp)vlokmiddel het rendement van floteren verbeteren. Figuur 3.19 elektrocoagulatie In zijn eenvoudigste vorm is de elektrocoagulatie reactor opgebouwd uit een elektrolytische cel met een anode en een kathode. Wanneer deze verbonden worden met een gelijkspanningsbron zal er aan de anode (positief) een oxidatiereactie plaatsgrijpen, aan de kathode (negatief) een reductiereactie. Reductiereactie aan de kathode: Oxidatiereactie aan de anode De gevormde slibvlokken zijn groter, stabieler en makkelijker te ontwateren dan klassiek fysisch- chemisch slib afkomstig van klassieke coagulatie-flocculatie. In vergelijking met fysico-chemische coalgulatie-flocculatie zal het effluent van een elektrocoagulatie minder opgeloste anorganische stoffen bevatten. Verwijdering van heel kleine, colloïdale deeltjes is bovendien mogelijk onder invloed van het aangelegde elektrisch veld. Er zijn geen chemicaliën nodig, het coagulans wordt vrijgezet door de anodereacties. Bijgevolg is ook geen overdosering mogelijk van chemicaliën. De gevormde gasbelletjes zullen het lichte slib, naar boven drijven waar het makkelijk kan worden verwijderd. Toch heeft deze techniek ook een aantal nadelen: 79 Deel II: Afvalwaterzuivering De anode wordt opgelost in de afvalwaterstroom ten gevolge van de oxidatie en moet dus regelmatig vervangen worden De kathode is onderworpen aan passivatiereacties (neerslag van gereduceerde metalen en hydroxiden) die na verloop van tijd de weerstand in de cel verhogen en bijgevolg het rendement doen dalen. Afhankelijk van de geleidbaarheid en de aanwezige vervuiling (Een minimale geleidbaarheid van het afvalwater is noodzakelijk) kan het noodzakelijke elektrische vermogen in de cel aanzienlijk oplopen. Toepassing Sectoren waarin elektrocoagulatie wordt toegepast zijn bijvoorbeeld verf-, lak-, vernis- en drukinktproductie, en oppervlaktebehandeling van metalen 3.10 Chemische precipitatie Het doel van precipitatie is het chemisch neerslaan van opgeloste stoffen in het afvalwater door middel van het toevoegen van een reagens dat een onoplosbare verbinding vormt met de af te scheiden stof. Positieve ionen zoals (zware) metalen maar ook negatieve ionen zoals fosfaten en sulfaten kunnen door precipitatie verwijderd worden. Het neerslaan gebeurt in het algemeen in een 1 op 1 molverhouding, dit wil zeggen dat een molecuul opgeloste stof (bijvoorbeeld SO42- aanwezig in de vorm van goed oplosbaar natriumsulfaat) met 1 molecuul reagens (bijvoorbeeld barium afkomstig van oplosbaar bariumchloride) een onoplosbaar neerslag vormt (in dit geval bariumsulfaat). Vaak is echter een beperkte overdosering vereist voor een volledig verwijdering. Andere voorbeelden zijn het ontharden van water met kalkmelk (verwijdering Ca en Mg), het defosfateren van afvalwater door middel van ijzerchloride onder vorming van slecht oplosbaar ijzerfosfaat en het verwijderen van zware metalen zoals chroom en nikkel met behulp van natriumsulfide (vorming van metaalsulfides). Andere zware metalen kunnen door pH-verhoging neergeslagen worden als hydroxide. Nadat een stof is geprecipiteerd, kan hij door middel van filtratie, flotatie of bezinking afgescheiden worden van de hoofdstroom. Vaak wordt een polymeer toegevoegd om de afscheiding van het slib te verbeteren. Figuur 3.20 Chemische precipitatie (Bron: www.emis.vito.be) Voor een aantal stoffen die met andere technieken moeilijk te verwijderen zijn, kunnen door middel van precipitatie toch goede resultaten behaald worden. Een ander voordeel van deze techniek is dat heel specifieke componenten kunnen worden verwijderd, terwijl andere stoffen juist niet verwijderd worden; de selectiviteit kan dus zeer hoog zijn. In sommige gevallen kunnen afvalstoffen uit andere processen als reagens dienen, voorbeelden hiervan zijn ijzerhoudend slib of hydroxide (vloeibaar of 80 Deel II: Afvalwaterzuivering als slib). Door de 1 op 1 verhouding is in het algemeen een grote hoeveelheid reagens nodig, dat vaak erg duur is (zoals bijvoorbeeld in het geval van bariumsulfaat). Een ander nadeel is de grote hoeveelheid slib die geproduceerd wordt. Indien het slib afgezet kan worden als een nuttige reststof levert dit niet al te grote problemen op; als het slib b.v. zware metalen bevat wordt het beschouwd als gevaarlijk afval, met hoge verwerkingskosten tot gevolg. Toepassing Precipitatie is de best gekende en meest gebruikte techniek voor verwijdering van metalen en sommige anionen uit afvalwater. In elke sector waar metalen in het afvalwater aanwezig zijn, kunnen toepassingen van precipitatie gevonden worden. Er kan echter opgemerkt worden dat momenteel vaak voor alternatieven gekozen wordt. Oorzaken hiervoor zijn onder meer de relatief hoge effluentconcentraties, de storende invloed van oppervlakteactieve stoffen en complexvormers, en de stijgende kost voor de slibverwijdering. Enkele typische toepassingen zijn: Oppervlaktebehandeling van metalen: kalkmelkprecipitatie of uitzonderlijk ook sulfideprecipitatie voor end-of-pipe zuivering van het afvalwater. Als met kalkmelk gewerkt wordt, kunnen tegelijkertijd ook anionen als fluoride, fosfaat en sulfaat verwijderd worden. Naast end-of-pipe zuivering kan precipitatie ook geïntegreerd worden in het proces, bijvoorbeeld voor metaalterugwinning uit spoelwater van elektrolyseprocessen of Fe- verwijdering uit fluxbaden in thermische verzinkerijen. Precipitatie is een geschikte techniek voor de terugwinning van zilver uit geconcentreerde oplossingen (fixeerbaden) in de grafische sector. Precipitatie is een courante techniek voor afvalwaterzuivering bij de verwerking van minerale producten, onder andere voor de verwijdering van metalen en fluoride. 3.11 Ontgiften Ontgiften betekent het verwijderen van schadelijke of ongewenste componenten uit afvalwater. Het houdt voornamelijk het verwijderen in van specifieke anorganische afvalstoffen uit het afvalwater door middel van redoxreacties. Het betreft hier in de praktijk een aantal specifieke gevallen, b.v. chromaatontgifting (Cr2O72-, CrO42- en CrO3), cyanide ontgifting (CN-), nitrietontgifting (NO2-) en ontgiften van zwavelverbindingen (S2-, S2O32- en SO32-). Vaak is eerst een reductie van de anorganische component nodig vooraleer de juiste chemicaliën voor waterzuivering kunnen gedoseerd worden. Bijvoorbeeld: voor de behandeling van chroomhoudend afvalwater worden de volgende stappen uitgevoerd: eerst wordt het zeswaardig chroom gereduceerd tot driewaardig chroom. Als reductiemiddelen worden natriumsulfiet (Na2SO3), natriumbisulfiet (NaHSO3) of SO2-gas toegepast. Vervolgens wordt in zwak alkalisch milieu het chroom geprecipiteerd door de vorming van chroomhydroxiden, gevolgd door afscheiding van de gevormde chroomhydroxiden bijvoorbeeld door bezinking in een bezinktank. Een andere toepassing is de afbraak van cyanide. Cyanide (CN-) aanwezig in afvalwater wordt door krachtige oxidatiemiddelen bij pH 10 omgezet in cyanaat. Als oxidatiemiddelen worden onder andere chloorkalk, natriumhypochloriet (NaOCl) gebruikt. Deze stof wordt vervolgens door precipitatie of filtratie afgescheiden. Analoge reacties als voor cyanide worden gebruikt voor het ontgiften van afvalwater dat nitriet, sulfide of sulfiet bevat. 81 Deel II: Afvalwaterzuivering Ontgiften kan ook gecombineerd worden met neutraliseren en ontwateren van de gevormde neerslag in een ONO-installatie (Ontgiften-Neutraliseren-Ontwateren). Het ontwateren van het hydroxideslib gebeurt in deze installatie vaak met een kamerfilterpers. Andere technieken voor ontgiften van afvalwaters omvatten het gebruik van biologische processen geavanceerde oxidatieprocessen zoals Fenton, of UV-licht, of zelfs direct zonlicht gekatalyseerd in combinatie met TiO2. geavanceerde reductieprocessen zoals het gebruik van zerovalent ijzer Figuur 3.21 Principeschema ontgiften Toepassing Ontgiften wordt vaak toegepast bij afvalwater afkomstig uit de galvanische en chemische industrie. Daarnaast worden deze technieken veelvuldig toegepast bij waterzuiveringen die water verwerken afkomstig van bodemsaneringen. Voorbeelden van ontgiften van anorganische verbindingen kunnen zijn: NaOCl-oxidatie voor de ontgiften van cyanide, nitriet, sulfide en sulfiet in afvalwater van de oppervlaktebehandeling. Het gebruik van H2O2 (+UV of Fe) voor de afbraak van AOX, nitriet, sulfiet en cyanides. O3 (+UV of H2O2) voor de oxidatie van cyanide. Gebruikte reductantia zijn onder meer FeSO4, NaHSO3 en NaS2O4. Voor de reductie van nitriet tot stikstofgas kan NH2SO3H toegepast worden. 4. Secundaire afvalwaterzuivering 4.1 Inleiding Met behulp van micro-organismen (vooral bacteriën) kan men niet-bruikbare opgeloste of colloïdale stoffen verwijderen. Het hoofddoel van een biologisch systeem is het gehalte aan organische stoffen te verminderen en in veel gevallen ook het gehalte aan nutriënten zoals stikstof en fosfor. Men maakt een onderscheid tussen: 82 Deel II: Afvalwaterzuivering aerobe zuivering waarbij de bacteriën zuurstof verbruiken; anaerobe zuivering in afwezigheid van zuurstof. De micro-organismen zetten de opgeloste en colloïdale koolstof om tot gasvormige producten en nieuw celmateriaal. Dit laatste heeft een dichtheid die kleiner is dan deze van water zodat het hieruit kan afgescheiden worden door een gravitair proces. Bij de biologische afbraak spelen bacteriën een cruciale rol. De afbraakprocessen worden beïnvloed door een aantal parameters: de temperatuur, de pH, de aanwezigheid van voedingstoffen, de afwezigheid van toxische stoffen en de zuurstofvoorziening. De temperatuur: De meeste bacteriën hebben een temperatuuroptimum gelegen tussen 10 à 20 of 20 à 40°C. De afbraaksnelheid van de organische stof neemt toe met de temperatuur terwijl de oplosbaarheid van zuurstof afneemt bij hogere temperatuur. De pH: De snelheid van biochemische processen is sterk pH-afhankelijk. Een te hoge (hoger dan 9,5) of te lage (lager dan 4) kan de volledige inactivering van de organismen met zich meebrengen. Meestal ligt het pH optimum bij 6,5 à 7,5. De voedingsstoffen: In het afvalwater moeten voldoende voedingsstoffen aanwezig zijn. De meeste organische moleculen kunnen fungeren als koolstofbron. Daarnaast moeten nog andere elementen aanwezig zijn, zoals: P, S en N die ook voorkomen in organische moleculen. Naast calcium en natrium moeten een aantal stoffen in zeer kleine concentraties aanwezig zijn: de zogenaamde spoorelementen: K, Fe, Co, Mn, Cu, B, Mo, … Toxische stoffen: Een aantal stoffen oefenen een vertragende of zelfs toxische werking uit op de biochemische processen. Zo zullen zware metalen, aanwezig in een concentratie groter dan 1 mg/l een bactericide werking uitoefenen. Fenolen, pyridine, chloroform, en dergelijke oefenen een gelijkaardige werking uit. Zuurstofvoorziening: Bij de mineralisatie van afvalstoffen wordt zuurstof verbruikt die moet worden aangevuld. Er zijn verschillende principes, gebaseerd op diffusie van zuurstof vanuit de lucht in het water, zoals: beluchten van het vloeistofoppervlak, vloeistof door de lucht verspreiden, vloeistof in een film over de media verspreiden, perslucht door de media voeren of een combinatie van deze mogelijkheden. Door het scheppen van de optimale omstandigheden is het mogelijk grote hoeveelheden afvalwater op kleine oppervlakken of in kleine volumina in korte tijd te zuiveren. Naast de bacteriën vervullen de protozoa eveneens een belangrijke rol. Protozoa zijn eencellige diertjes waarvan de afmetingen variëren tussen 10 en 500 µm. In tegenstelling tot de bacteriën kunnen deze organismen zich ook voeden met vast organisch materiaal (bv bacteriën). De meeste protozoa zijn strikt aeroob. De belangrijkste groep van protozoa behoort tot de ciliata. Met behulp van de cilia kunnen de protozoa zich door het afvalwater bewegen. Fungi (schimmels) worden ook aangetroffen in zuiveringsinstallaties. Vooral in biofilters komen ze veel voor; soms overheersen ze er de bacteriën. 4.1.1 Groeifasen van bacteriën De vermeerdering van een bacterie geschiedt door deling. Uit één cel ontstaan dan twee dochtercellen. De voortplantingssnelheid van bacteriën is zeer hoog en varieert afhankelijk van de soort van 20 minuten tot meer dan een dag. Ze is afhankelijk van vele factoren zoals pH, 83 Deel II: Afvalwaterzuivering temperatuur, enz. Onder groei kan worden verstaan de toename in bacteriële massa of de vermeerdering in aantal. Het algemeen groeipatroon van bacteriën wordt weergegeven in figuur 4.1. Wanneer men een kleine hoeveelheid bacteriën in een cultuurmedium brengt en vervolgens het aantal organismen in functie van tijd opmeet dan kan men een onderscheid maken tussen 5 fasen. 1. De lagfase. Na het enten van het medium moeten de bacteriën zich aanpassen aan hun nieuwe omgeving. De groei is gering maar ze beginnen zich te delen. In dit stadium worden enzymen aangemaakt die nodig zijn om het substraat af te breken. 2. De logfase. Tijdens deze fase zullen de bacteriën zich onbeperkt delen. Er is geen beperking in de groei zolang het aanbod van substraat voldoende groot is en er geen opeenhoping is van stofwisselingsproducten. De toename aan biomassa is proportioneel aan de hoeveelheid aanwezige biomassa. 3. De fase van afnemende groei. Bepaalde noodzakelijke elementen zijn niet meer voldoende voorhanden waardoor de groei minder snel toeneemt. In die fase worden de reservestoffen aangeboord. 4. De stationaire fase. In deze fase worden de stofwisselingsprocessen begrensd door het nog aanwezige aanbod van voedsel. 5. De endogene fase of fase van logaritmische afname. In deze fase sterven er meer bacteriën af dan dat er bij komen. Indien er geen nieuw substraat meer wordt toegevoegd verteren de bacteriën de reservestoffen. Wanneer ook deze zijn verteerd sterven de bacteriën af. Figuur 4.1 Evolutie van het aantal bacteriën in afvalwater in functie van de tijd (Gruwez, 2012) Dit proces speelt zich continu af in de natuur in een gezonde rivier en is het basisproces voor de aerobe waterzuivering. Het komt erop aan om dit proces te optimaliseren door de meest gunstige 84 Deel II: Afvalwaterzuivering omstandigheden te creëren voor de bacteriën. Hierdoor is het mogelijk dat in een zuiveringsstation het reinigingsproces slechts enkele uren in beslag neemt. In een goed functionerende afwaterzuiveringsinstallatie bevinden de bacteriën zich in het stadium van afnemende groei. In de afvalwaterzuivering is het van belang te weten hoe snel deze die reactie verloopt, m.a.w.: hoe snel verdubbelen de bacteriën zich en hoe snel wordt het substraat afgebroken? In de normale groeifase (i.e. de fase waarin alle voorwaarden voor groei vervuld zijn of de lagfase) kan worden gesteld dat de biomassa toename (dx) tussen twee tijdstippen (dt) evenredig is met de aanwezige biomassaconcentratie (x): 𝑑𝑥 =k.x (vergelijking 4.1) 𝑑𝑡 met: − x= de biomassaconcentratie in mg/l 𝑑𝑥 − 𝑑𝑡 = de toename van de biomassa per tijdseenheid, uitgedrukt in mg/l.t of de groeisnelheid − k = een constante die de specifieke groeisnelheid genoemd wordt. De eenheid is t-1, het is de groeisnelheid per eenheid biomassa (dx/dt/x) Het bepalen van k gebeurt volgend het model van MONOD, dat gebaseerd is op enzymatische reacties. Het stelt dat de snelheid van substraatafbraak, en dus de snelheid van biomassaproductie, gelimiteerd is door de enzymreactie die betrekking heeft op de substraatcomponent die het eerst zal uitgeput zijn. De vergelijking kan als volgt worden uitgedrukt: 𝑘0. 𝑆 𝑘= (vergelijking 4.2) 𝐾𝑆 +𝑆 met: − k0 = de maximale specifieke groeisnelheid genoemd wordt. De eenheid is t-1, het is de groeisnelheid per eenheid biomassa (dx/dt/x) − S = de concentratie van het substraat in mg/l − KS = de halfverzadigingswaarde, of numeriek uitgedrukt, de substraatconcentratie waarbij de specifieke groeisnelheid gelijk is aan de maximale specifieke groeisnelheid. Dit resulteert in: 𝑑𝑥 𝑘0. 𝑆 = groeisnelheid =.x (vergelijking 4.3) 𝑑𝑡 𝐾𝑆 +𝑆 85 Deel II: Afvalwaterzuivering Figuur 4.2 Specifieke groeisnelheid in functie de concentratie van het limiterend substraat volgens MONOD (Gruwez, 2012). 4.1.2 Endogene en substraat ademhaling Wat voor ons vervuiling is, is voor de bacteriën die aanwezig zijn in het afvalwater een voedingstof. De organische vervuiling vormt het substraat voor de bacteriën. Aerobe micro-organismen organiseren zich in slibvlokken. Dergelijk actief slib is een mengsel van microscopische organismen: bacteriën, protozoa, enz. Er kan een onderscheid gemaakt worden tussen assimilatie en dissimilatie van dit substraat. Dissimilatie of katabolisme: Wanneer voldoende zuurstof voorradig is, zijn deze organismen in staat om organische componenten uit het afvalwater (influent) te oxideren tot CO2 en water. Het substraat en zuurstofmoleculen diffunderen doorheen de celwand. Het substraat wordt afgebroken tot eenvoudige moleculen zoals water, koolstofdioxide, enz. Daarbij komt er energie vrij. De afbraakproducten worden weer afgevoerd via de celwand. Assimilatie of anabolisme: Een gedeelte van de organische stof echter wordt gebruikt voor de aanmaak van nieuwe biomassa. Dit wordt de assimilatie genoemd. Grote substraatmoleculen worden afgebroken tot kleinere eenheden die verwerkt worden voor de verdere groei van de cel en voor de voortplanting. Daarnaast worden de nodige reservestoffen aangelegd zoals vetten en koolhydraten. De energie nodig voor deze opbouw wordt geleverd door de dissimilatie. Deze twee processen gaan gelijktijdig door zolang er voldoende substraat beschikbaar is. Bij een daling of aanwezigheid van substraat worden eerst de reservestoffen aangesproken. Voor de afbraak van deze moleculen is zuurstof nodig. Door dit mechanisme vermindert de totale biomassa. Tenslotte zullen de bacteriën afsterven. Een deel van de afgestorven bacteriën zal worden aangewend als voedingsbron voor nieuwe bacteriën; een deel zal overblijven als onafbreekbaar materiaal (Gruwez, 2012). De stijgende slibconcentratie kan onder controle worden gehouden door op geregelde tijdstippen biomassa uit het systeem te verwijderen. Indien een aerobe zuivering echter zeer laag belast wordt is deze slibgroei vaak uiterst laag. 86 Deel II: Afvalwaterzuivering Zuurstof wordt dus op twee manieren verbruikt. Wanneer er een overmaat substraat aanwezig is spreekt men van substraatademhaling. Bij een tekort aan substraat worden de reservestoffen afgebroken en spreekt men van endogene ademhaling. De verschillende definities zijn weergegeven in figuur 4.3. Figuur 4.3 Werkingsmechanisme van de aerobe waterzuivering (Gruwez, 2012) 4.2 Het actief-slib proces 4.2.1 Inleiding In 1914 ontdekten Ardern en Lockett, beiden werkzaam in Manchester, dat wanneer ze afvalwater voldoende lang beluchtten, zich in het water vlokken vormden en dat het bovenstaande water na sedimentatie van deze vlokken een aanzienlijke zuivering had ondergaan. Indien dit sediment weer aan nieuw afvalwater werd toegediend en het mengsel werd belucht, bleek het water aanzienlijk sneller te worden gezuiverd dan zonder toevoeging van slibvlokken. Ardern en Lockett bestempelden het slib als actief (“activated”). Het actief-slib proces (Engels: activated sludge process) werd zo een begrip. Actief-slib bestaat uit een slijmerige grondstof waarin bacteriën en protozoën leven. De organische stoffen die zich in het afvalwater bevinden worden door de organismen opgenomen en in de levende massa omgezet. Fysisch komt het slib voor onder de vorm van “vlokken”. Door dit proces worden de organische stoffen, die in opgeloste, niet-opgeloste of in colloïdale toestand in het afvalwater aanwezig zijn, veranderd in bezinkbare stoffen, die door een bezinkingsproces van het gezuiverde water gescheiden kunnen worden. 87 Deel II: Afvalwaterzuivering 4.2.2 Conventioneel actief slib systeem Van het originele systeem zijn er vandaag verschillende versies in gebruik; fundamenteel echter werken ze allen volgens hetzelfde principe. Zoals weergegeven in figuur 4.3 zijn er een aantal essentiële onderdelen. 1° Een beluchtingsbekken met beluchtingssysteem In het aeratie- of beluchtingsbekken komt het afvalwater, het influent, in contact met de actief-slib vlokken. Dit actief-slib bestaat voornamelijk uit actieve bacteriën, een deel afgestorven bacteriën en een fractie organisch materiaal. Slibvlokken met een goede structuur en hoge densiteit zijn aangewezen om deze stap vlot te laten verlopen. Om de bacteriën te voorzien van de nodige hoeveelheid zuurstof is in het beluchtingsbekken een beluchtingssysteem aanwezig. Dit zorgt eveneens voor de goede vermenging van afvalwater en slibvlokken. In het beluchtingsbekken wordt het organisch materiaal afgebroken. Soms wordt het beluchtingsbekken voorafgegaan door een mengtank (selector), waarin influent intensief gemengd wordt met slib (figuur 4.4). Op deze wijze tracht men de groei van draadvormende bacteriën te verminderen 2° Een bezinkingsbekken In de nabezinker zakken de actief-slib vlokken naar de bodem. Op die manier wordt er een scheiding verkregen tussen de bacteriecultuur en het gezuiverde water, het effluent, dat bovenaan in de nabezinker wordt afgelaten. Een conventioneel actief slib systeem vertoont over het algemeen een betere werking van de bezinking in vergelijking met een SBR (zie 4.2.3) omwille van de specifieke werking van de nabezinktank (conische vorm en uitgerust met schraper). 3° Een slibretour en spuislib Het actief-slib wordt continu teruggevoerd naar de beluchtingstank waar het gemengd wordt met nieuw afvalwater. Dit noemt men het retour-slib. In het beluchtingsbekken neemt de actief- slibmassa voortdurend toe zodat er een overschot ontstaat. Dit zal moeten gespuid worden: het spui-slib of surplus-slib. Figuur 4.4 Schematisch overzicht van de onderdelen van een actief-slib systeem (Gruwez, 2012) 88 Deel II: Afvalwaterzuivering 4.2.3 SBR (Sequencing Batch Reactor) In een SBR (figuur 4.5) worden achtereenvolgens in de tijd de diverse zuiveringsprocessen uitgevoerd in eenzelfde bekken. Vullen, beluchten, bezinken en aflaten is een standaard cyclus. Een SBR is daarom bij uitstek geschikt voor afvalwaterstromen die batchgewijze vrijkomen. Bij continue afvalwaterstromen moet een buffering worden toegepast. In een SBR kunnen verschillende biologische processen zoals nitrificatie en denitrificatie (zie 5.1.1) na elkaar uitgevoerd worden. Deze procestijden zijn flexibel en kunnen eenvoudig worden aangepast (bv. langere bezinkingstijd bij slecht bezinkend slib). Een SBR-systeem is gunstiger naar het vermijden van draadvormende bacteriën omdat tijdens de voedingsfase het systeem werkzaam is als een selector. Figuur 4.5 Sequenching batch reactor Toepassing De actief slib tank wordt op grote schaal toegepast voor industrieel en huishoudelijk afvalwater met organische vervuiling. Meestal ligt de temperatuur van het afvalwater tussen de 15 en 35°C. Een brede range aan COD waarden kan worden behandeld. Sterk zure of basische waters moeten worden gecorrigeerd zodat in het systeem een pH tussen 6.5 en 8.5 wordt gehandhaafd. Om een optimale groei van micro- organismen toe te laten is het belangrijk dat het afvalwater goed biologisch afbreekbaar is en een geschikte verhouding organische koolstof / stikstof / fosfor (C/N/P) bevat. Deze verhouding wordt meestal uitgedrukt als de BOD/N/P verhouding die idealiter 100/5/1 bedraagt. In sommige gevallen moet N en P worden toegevoegd. Actief slib systemen zijn relatief ongevoelig maar kunnen geïnhibeerd worden door hoge concentraties aan zouten of specifieke chemicaliën. 89 Deel II: Afvalwaterzuivering 4.2.4 Parameters en factoren m.b.t. actief slib systemen De parameters en begrippen die men nodig heeft om een actief-slib proces te beschrijven kan men betrekken op de ruimte-eenheid en op de tijd. Zoals weergegeven in figuur 4.6 kiest men als ruimte- eenheid gewoonlijk 1 m³ van de beluchtingsruimte en als tijdseenheid één dag. Met de verschillende parameters en grootheden, die alle dezelfde ruimte- en tijdsdimensie hebben kan men de werking en de resultaten van een actief-slibinstallatie vastleggen en verschillende installaties met elkaar vergelijken. Figuur 4.6 Parameters en begrippen om een actief slib proces te beschrijven → De BOD-belasting B De BOD-belasting B, uitgedrukt in kg BOD/(m³. dag), van een biologisch afvalwaterzuiveringsstation is de hoeveelheid BOD in kg verbruikte zuurstof die per dag en per m³ beluchtingsreactor behandeld kan worden. B geeft dus de capaciteit van een station weer, ongeacht het zuiveringsrendement. Een installatie kan laag- of hoogbelast draaien. a) Laagbelaste systemen In een laagbelast systeem is B3 kg/m³.dag. In een hoogbelaste installatie is de vervuiling van het afvalwater groot. Een hoogbelaste installatie moet zeer veel organisch materiaal afbreken. De kwaliteit van het effluent zal dan in het algemeen slechter zijn. Het zuiveringsrendement ligt in de orde van 70% BOD- reductie. In een hoogbelast systeem treedt er minder nitrificatie op. Het afvalwater zal dus meer ammoniak en minder nitraat bevatten. In een hoogbelast systeem ontstaat er veel meer slib dan in een laagbelast systeem. → Het zuiveringsrendement E Het zuiveringsrendement voor biologische afvalwaterzuiveringsinstallaties wordt gedefinieerd als: 90 Deel II: Afvalwaterzuivering 𝐵′ 𝐵𝑂𝐷𝑖𝑛𝑓𝑙 − 𝐵𝑂𝐷𝑒𝑓𝑓𝑙 𝐸= x 100% = x 100% (vergelijking 4.4) 𝐵 𝐵𝑂𝐷𝑖𝑛𝑓𝑙 Het gedeelte BODinfl – BODeffl wordt soms weergegeven als B’. Per m³ beluchtingsruimte wordt er per dag aan de aangevoerde BOD-hoeveelheid B een deel B’ door het actief-slib uit het water verwijderd. Van de toegevoerde hoeveelheid organische stof wordt het gedeelte P in de vorm van oxidatieproducten in het water afgescheiden en een gedeelte Gs als spuisslib geloosd (figuur 4.6). → Het slibgehalte Ga Het zuiveringsresultaat van een actief-slibinstallatie wordt voor een belangrijk deel bepaald door de per dag aangevoerde hoeveelheid voedingstoffen en de hoeveelheid bacteriën. Deze laatste grootheid is moeilijk in te schatten. Men neemt als maat voor de aangevoerde voedingstoffen de BOD-belasting B en als indicatie voor de activiteit van de bacteriën het slibgehalte van het actief-slib. Het slibgehalte is een maat voor het aantal actieve bacteriën. Hieronder verstaat men de droogrest van de onopgeloste bestanddelen van het actief-slib, gewoonlijk aangeduid met het begrip “droge stof van het actief-slib”. Het slibgehalte kan uitgedrukt worden op massabasis of op volumebasis. Op massabasis is Ga het gewicht in kg van de droge stof van het actief-slib dat zich in 1 m³ van de beluchtingsruimte bevindt (kg ds/m³). Op volumebasis is Va het volume slib uitgedrukt in liter aanwezig in 1 m³ slib van de beluchtingsruimte na 30 minuten bezinken. Voor goed bezinkbaar slib is Va < 600 l/m³ Voor slecht bezinkbaar slib is Va > 800 l/m³ Een beluchtingsreactor bevat 4 à 5 kg droge stof per m³. Door bezinking afgescheiden slib bevat circa 4 massa % droge stof. In het slib bevinden zich N-, P- en S-houdende afbraakproducten, mineralen en niet biodegradeerbare stoffen. → De slibbelasting k De slibbelasting van een biologische waterzuivering wordt gedefinieerd als: 𝐵 𝑘𝑔 𝐵𝑂𝐷/(𝑚3.𝑑𝑎𝑔) 𝑘𝑔 𝐵𝑂𝐷 𝑘= uitgedrukt in = (vergelijking 4.5) 𝐺𝑎 (𝑘𝑔 𝑑𝑠 𝑠𝑙𝑖𝑏/𝑚3 ) 𝑘𝑔 𝑑𝑠 𝑠𝑙𝑖𝑏.𝑑𝑎𝑔 Het zuiveringseffect van een actief-slib installatie is zeer afhankelijk van de k-waarde. Bij een lage slibbelasting hebben de bacteriën niet veel voedsel ter beschikking, waardoor ook de moeilijker afbreekbare verbindingen worden aangepakt. Dit betekent een hoog rendement. Als er veel actief slib is en weinig af te breken organische stoffen (dit is een arm mengsel, lage slibbelasting) zal er weinig surplusslib ontstaan. Het surplusslib wordt als het ware zelf “verademd”, het is sterk gemineraliseerd. De vlokken die ontstaan zijn goed bezinkbaar en ca 1 mm in doorsnede. Laagbelaste actief-slib installaties kunnen een BOD-belasting van 0,8 kg/(m³.dag) hebben, waarbij Ga = 2.5 kg/m³ zodat de slibbelasting k = 0.3. 91 Deel II: Afvalwaterzuivering Naarmate de voedingstoffen toenemen zal bij een gelijkblijvende waarde van Ga, de slibbelasting k groter worden en wordt er relatief minder organisch materiaal geoxideerd. Organische stof + O2 + bacteriën → H2O + CO2 + nieuwe bacteriën Substraat actief slib dissimilatie assimilatie De verhouding tussen assimilatie en dissimilatie verschuift in de richting van assimilatie naarmate de belasting hoger is, zodat grote hoeveelheden nieuw actief-slib ontstaan (synthese). Bij een hoge slibbelasting hebben de bacteriën een overmaat aan voedsel waardoor ze als het ware voldoende hebben met de gemakkelijk afbreekbare fracties. Dit betekent een laag rendement. Bij een rijke voeding en hoge slibbelasting zal er veel surplusslib ontstaan dat niet “gestabiliseerd” is. Als dit afgescheiden wordt bevat het nog veel ingevangen organische stof en dode cellen. Het heeft een sterke rottingsgeur als het gedroogd wordt. Dit slib dient voor verdere verwerking eerst aëroob of anaeroob gestabiliseerd te worden. In hoogbelaste installaties kan de BOD belasting opgevoerd worden tot bv 3 kg/m³.d waarbij met een slibhoeveelheid van Ga = 2 kg/m³ een slibbelasting van k = 1.5 verkregen wordt. Samengevat kan men het volgende stellen.

Beheersing Milieuproblematiek-Water PDF

Document Details

Tags

Related

Summary

Full Transcript

Upgrade to continue