Masterproef Toepasbaarheid van effectieve micro-organismen in een biologische waterzuivering
Studiegebied Industriële wetenschappen en technologie Opleiding Master in de industriële wetenschappen: Milieukunde
Academiejaar 2009-2010
Klaas Schoutteten
Howest – departement Academische Bachelor- en Masteropleidingen, Graaf Karel de Goedelaan 5, 8500 Kortrijk
WOORD VOORAF Punt. . Het laatste teken dat wordt ingetypt. Klik klik, nog snel opslaan en dan eindelijk gaan slapen. Ik denk nog even snel terug aan het verloop van de hele masterproef.
Het eerste dankwoord moet ongetwijfeld gaan naar mijn ‘closest relatives’. Ma & pa en Sanne. Zij hebben hen dikwijls aangepast omdat ik nog wat verder moest en wou werken aan het afronden van een meting of het afronden van een paragraaf typen in dit werk. Typen, lezen en typen en lezen en... Schrijven, controleren en schrijven en controleren.
Ten tweede gaat een al even groot dankwoord uit naar mijn interne promotor, dhr Bjorge Decostere, die op nagenoeg elk ogenblik beschikbaar was. Hij zorgde voor de praktische hulp en voor het verschillende malen nalezen en verbeteren van dit script. En daarvoor? Honderden stalen onderzocht en nog eens zoveel stalen onderzocht, en hoe meer stalen, hoe meer er in Excel moest worden gegoten!
Mijn externe promotor, dhr Jürgen Degraeve, van Agriton Izegem, maakte dit onderzoek mogelijk. Hiervoor moet ik hem eveneens heel erg bedanken. En daarvoor. “Tijd om er aan te beginnen”, denk ik. En ik schrijf in mijn thesisschriftje: ‘Masterproef – Toepasbaarheid van effectieve…’ waarna ik het actief slib in de reactor giet, en zo de experimenten onvermijdelijk in gang zet.
2010 – Klaas.
I
ABSTRACT The biological treatment of the liquid fraction of digester effluent, in which manure was co-digested, creates big problems for effluent quality. A large amount of recalcitrant COD, mainly humic acid, is still present in the activated sludge effluent. This study investigates whether bio-augmentation of activated sludge with effective micro-organisms can provide a better removal of humic acid and thus recalcitrant COD. In this investigation, two labscale activated sludge systems treating liquid digester effluent were run. A blank activated sludge system as a reference, and another activated sludge system with bioaugmentation of effective micro-organisms. These ware added on a daily basis, economically considered in an overdose. A dSVI analysis was done and COD, BOD, NH4+N, NO3--N, NO2--N and PO43- removal efficiencies were investigated. The dSVI in the blank system was 77,5ml/g, versus 58,7ml/g in the EM system. A COD removal efficiency of 67,9% was obtained in the blank system, and 71,0% in the EM system. The BOD removal efficiency was 94,9% in the blank system, compared to 95,7% in the EM system. A total nitrogen removal of 86,8% was obtained in the blank system, versus 81,7% in the EM system. Orthophosphate was removed for 60,6% in the blank system, and for 59,3% in the EM system. In general the EM did not give a substantial difference in removal efficiencies. The COD and total nitrogen removal efficiencies differ a bit but not enough in a feasible economical way. It can be concluded that the bio-augmentation can’t provide a better aerobe/anoxic treatment of the liquid fraction of digester effluent.
II
INHOUDSTAFEL Woord vooraf............................................................................................................. I Abstract ................................................................................................................... II Inhoudstafel ............................................................................................................ III Lijst van gebruikte afkortingen .................................................................................. VI Lijst van figuren ...................................................................................................... VII Lijst van tabellen ...................................................................................................... IX 1.
2.
Inleiding ............................................................................................................. 1 1.1.
Situering Bedrijf ............................................................................................ 1
1.2.
Kernpunten van het onderzoek....................................................................... 1
Literatuurstudie ................................................................................................... 3 2.1.
Inkadering onderwerp ................................................................................... 3
2.1.1.
Vergisting .............................................................................................. 3
2.1.2.
Eigenschappen van digestaat................................................................... 4
2.1.3.
Behandeling van digestaat ...................................................................... 5
2.1.4.
Eigenschappen van de dunne fractie van digestaat .................................... 6
2.1.5.
Eigenschappen na biologische zuivering van de dunne fractie van digestaat 7
2.1.6.
Sectorale lozingsnormen voor mestbewerking- en mestverwerkinginstallaties 8
2.2.
Biologische waterzuivering ........................................................................... 10
2.2.1.
Biologische afvalwaterbehandeling: situering en inleiding ......................... 10
2.2.1.1.
Actief slib systeem voor stikstofverwijdering ..................................... 12
2.2.1.2.
Gebruik van organische verbindingen en nutriënten voor celopbrengst13
2.2.1.3.
Biologische stikstofverwijdering ....................................................... 13
2.2.1.3.1. Ammonificatie............................................................................ 15 2.2.1.3.2. Nitrificatie ................................................................................. 16 2.2.1.3.3. Nitrificatie inhibitie ..................................................................... 20 III
2.2.1.3.4. Denitrificatie .............................................................................. 21 2.2.1.4. 2.3.
Effectieve micro-organismen ........................................................................ 26
2.3.1.
Bioaugmentatie .................................................................................... 27
2.3.3.
Samenstelling van effectieve micro-organismen ...................................... 29
2.3.3.1.
Fotosynthetiserende bacteriën ........................................................ 29
2.3.3.2.
Melkzuurbacteriën .......................................................................... 30
2.3.3.3.
Gisten ........................................................................................... 30
2.3.3.4.
Actinomyceten ............................................................................... 31
2.3.3.5.
Fermenterende schimmels .............................................................. 31
2.3.4.
Toepassingen van effectieve micro-organismen....................................... 31
2.3.4.1.
Geurhinderbestrijding ..................................................................... 31
2.3.4.2.
Bodemverbeteraar ......................................................................... 32
2.3.4.3.
Compostversneller ......................................................................... 32
2.3.4.4.
Silage van voedergewassen ............................................................ 33
2.3.4.5.
Waterzuivering .............................................................................. 33
2.3.5. 3.
CZV verwijdering............................................................................ 24
Eigenschappen van EM ......................................................................... 34
Materiaal en methoden ...................................................................................... 35 3.1.
Opstelling en instellingen reactor .................................................................. 35
3.2.
Analysemethoden ....................................................................................... 38
3.2.1.
Fotospectrometer DR 2800 .................................................................... 38
3.2.2.
Uitplaten van EM op een selectieve bodem ............................................. 39
3.2.3.
Zuurstofverbruik ................................................................................... 40
3.2.4.
Ammoniumgehalte................................................................................ 40
3.2.5.
Nitraatgehalte ...................................................................................... 42
3.2.6.
Nitrietgehalte ....................................................................................... 43
3.2.7.
Chemisch zuurstofverbruik .................................................................... 44
3.2.8.
Biochemisch zuurstofverbruik na 5 dagen bij 20°C .................................. 46
3.2.9.
Orthofosfaatgehalte .............................................................................. 50 IV
3.2.10.
4.
Slibkarakteristieken ........................................................................... 52
3.2.10.1.
Slibvolumeindex ............................................................................. 52
3.2.10.2.
Verdunde slibvolumeindex .............................................................. 53
3.2.11.
Droge stof gehalte ............................................................................ 54
3.2.12.
Vluchtige stof gehalte ........................................................................ 54
Resultaten en bespreking ................................................................................... 56 4.1.
Uitplaten EM op selectieve bodem ................................................................ 56
4.2.
Visuele vergelijking van de reactors van beide systemen ................................ 58
4.3.
Vergelijking slibvlokken................................................................................ 60
4.4.
Vergelijking zuurstofverbruik ........................................................................ 62
4.5.
Analyseresultaten van het EM systeem ......................................................... 64
4.5.1.
Ammoniumgehalte in de actief slib reactor van het EM systeem ............... 64
4.5.2.
Stikstofverbindingen in het effluent van het EM systeem .......................... 65
4.5.3.
Verwijderingsrendementen CZV en BZV van het EM systeem .................... 67
4.5.4.
Verwijderingsrendement ammonium van het EM systeem ........................ 68
4.5.5.
Verwijderingsrendement totale stikstof van het EM systeem ..................... 69
4.5.6.
Verwijderingsrendement orthofosfaat van het EM systeem ....................... 70
4.5.7.
Verwijderingsrendementen van het EM systeem ...................................... 71
4.5.8.
dSVI van het slib van het EM systeem .................................................... 72
4.6.
Analyseresultaten van het blanco systeem .................................................... 73
4.6.1.
Ammoniumgehalte op de actief slib reactor van het blanco systeem ......... 73
4.6.2.
Verwijderingsrendementen van het blanco systeem ................................. 74
4.6.3.
dSVI van het slib van het blanco systeem ............................................... 74
4.7.
Vergelijking gemiddelde verwijderingsrendementen van het blanco systeem en
het EM systeem .................................................................................................... 75 5.
Besluit .............................................................................................................. 77
Referenties .............................................................................................................. 79 Bijlagen ................................................................................................................... 84
V
LIJST VAN GEBRUIKTE AFKORTINGEN A2O
anaeroob-anoxisch-oxisch
AOB
ammonium oxiderende bacteriën
AS
actief slib
bCZV
biodegradeerbaar chemisch zuurstofverbruik
BZV
biochemisch zuurstofverbruik
CZV
chemisch zuurstofverbruik
DO
opgeloste zuurstof
DS
droge stof
dSVI
verdunde slib volume index
EM
effectieve micro-organismen
EM-A
geactiveerde effectieve micro-organismen
FA
vrije ammoniak
FNA
vrij salpeterigzuur
GGA
gist-glucose-agar
HRT
hydraulische verblijftijd
IBA
individuele behandeling van afvalwater
NOB
nitrite oxiderende bacteriën
pH
Sörensen zuurtegraad
SRT
slib retentie tijd
SVI
slib volume index
VS
vluchtige stof
WKK
warmtekrachtkoppeling
VI
LIJST VAN FIGUREN Figuur 2.1.: Schematische voorstelling van een actief slibsysteem met N-verwijdering ... 12 Figuur 2.2.: Activiteit van nitrificerende bacteriën in functie van de temperatuur ........... 18 Figuur 2.3.: Activiteit van nitrificerende bacteriën in functie van de pH ......................... 19 Figuur
2.4.:
Ammoniumconsumptie
en
nitrietconsumptie
(via
accumulatie)
van
nitrificerende bacteriën in functie van de pH ............................................................... 19 Figuur
2.5.:
Ammoniumconsumptie
en
nitrietconsumptie
(via
accumulatie)
van
nitrificerende bacteriën in functie van de opgeloste zuurstof ........................................ 20 Figuur 2.6.: Inhibitie van nitrificatie volgens Anthonisen .............................................. 21 Figuur 2.7.: Effectieve micro-organismen in microferm ................................................ 34 Figuur 3.1.: Intermitterend actief slib systeem ............................................................ 35 Figuur 3.2.: Hach-Lange DR 2800 fotospectrometer .................................................... 38 Figuur 3.3.: Imhoffkegels.......................................................................................... 53 Figuur 4.1.: Gisten en schimmels op een selectieve voedingsbodem ............................. 57 Figuur 4.2.: EM systeem: vóór steady state ................................................................ 58 Figuur 4.3.: EM systeem: na steady state ................................................................... 58 Figuur 4.4.: Blanco systeem: effluent na steady state.................................................. 59 Figuur 4.5.: Blanco systeem: Slibvlok aan einde test ................................................... 60 Figuur 4.6.: EM systeem: Slibvlok aan einde test ........................................................ 60 Figuur 4.7.: Blanco systeem: zuurstofverbruik ............................................................ 62 Figuur 4.8.: EM systeem: zuurstofverbruik.................................................................. 62 Figuur 4.9.: EM systeem: Concentratie ammoniumstikstof op actief slib reactor ............. 64 Figuur 4.10.: EM systeem: Concentraties stikstofverbindingen op het effluent ............... 65 Figuur 4.11.: EM systeem: Verwijderingsrendementen van CZV en BZV ........................ 67 Figuur 4.12.: EM systeem: Verwijderingsrendementen van ammoniumstikstof ............... 68 Figuur 4.13.: EM systeem: Verwijderingsrendementen van totale stikstof ...................... 69 Figuur 4.14.: EM systeem: Verwijderingsrendement orthofosfaat ................................. 70
VII
Figuur 4.15.: EM systeem: dSVI van het actief slib in de reactor .................................. 72 Figuur 4.16.: Blanco systeem: Concentratie ammoniumstikstof op actief slib reactor ...... 73 Figuur 4.17.: Vergelijking gemiddelde verwijderingsrendementen ................................. 75
VIII
LIJST VAN TABELLEN Tabel 2.1.: Eigenschappen van de dunne fractie van digestaat ....................................... 6 Tabel 2.2.: Effluentkwaliteit na biologische behandeling ................................................ 7 Tabel 2.3.: Maximale bemestingsnormen op landbouwgrond, voor kwetsbaar gebied ‘Water’, in Vlaanderen vanaf 1 januari 2010 ................................................................. 8 Tabel 2.4a.: Effluentlozingsnormen voor varkensmest afkomstig van grootschalige installaties ................................................................................................................. 8 Tabel 2.4b.: Effluentlozingsnormen voor kalvergier ....................................................... 9 Tabel 2.5.: Karakteristieken van autotrofe nitrificeerders bij 15°C................................. 17 Tabel 3.1.: Selectie van monstervolume ..................................................................... 47 Tabel 4.1.: EM systeem: Gemiddelde verwijderingsrendementen van de verschillende parameters .............................................................................................................. 71 Tabel 4.2.: Blanco systeem: Gemiddelde verwijderingsrendementen van de verschillende parameters .............................................................................................................. 74 Tabel 4.3.: Vergelijking gemiddelde verwijderingsrendementen .................................... 75
IX
1. INLEIDING
1.1. Situering Bedrijf Dit onderzoek is een samenwerking van de Hogeschool West-Vlaanderen, departement academische bachelors en masters, te Kortrijk en de onderneming EM Agriton BVBA. De hoofdzetel van EM Agriton ligt in Noordwolde in Nederland, een Belgische afdeling bevindt zich in Izegem, West-Vlaanderen. De algemeen directeur van EM Agriton heet Jan Feersma-Hoekstra, en EM Agriton Izegem staat onder leiding van Jürgen Degraeve.
EM Agriton is leverancier en producent van natuurlijke producten met als belangrijkste doelgroep de agrarische sector. Deze producten zijn erop gericht om tegelijkertijd zowel de chemische, de fysische als de biologische aspecten in de kringloop bodem-plant-diermest te verbeteren. De drie processen (chemisch, fysisch en biologisch) zijn onafscheidelijk met elkaar verbonden. Via de natuurlijke producten van EM Agriton wordt gewerkt aan een duurzame land- en tuinbouw.
Eén van de gebruikte producten bij EM Agriton zijn effectieve micro-organismen, die gebruikt zullen worden in deze studie. EM Agriton verkoopt de effectieve microorganismen aan particuliere landbouwers.
Naast de verkoop van producten staat kennisoverdracht, research en development bij EM Agriton hoog in het vaandel, vandaar dat zij graag meewerkten aan dit onderzoek.
1.2. Kernpunten van het onderzoek Mestverwerking is een van de grote problemen die zich reeds enkele jaren stelt in Vlaanderen. Een populaire piste is om de organische verbindingen in de mest te gaan valoriseren door vorming van biogas in een vergistingproces. Dit biogas wordt verbrand in een WKK, waarmee zowel elektriciteit als warmte geproduceerd wordt. Het nadeel aan de vergisting is dat dit een restproduct oplevert, digestaat genoemd, waarvan de afzet heel duur is. Verwerking van dit restproduct gebeurt onder andere in een biologische 1
afvalwaterbehandeling. Dit levert een effluent op dat niet loosbaar is en dat uitgereden wordt op landbouwgrond.
In dit onderzoek zal onderzocht worden als effectieve micro-organismen (EM), een speciale selectie van verschillende micro-organismen, toegepast kunnen worden in een conventionele biologische waterzuivering van dunne fractie van digestaat. Het vermoeden bestaat erin dat deze effectieve micro-organismen de recalcitrante CZV, in digestaat voornamelijk als humuszuren, kunnen afbreken in kleinere molecules, waardoor de effluentwaarden van CZV lager kunnen zijn. Bijkomend hieraan is dat er meer biodegradeerbare CZV (bCZV), afkomstig van de afgebroken recalcitrante CZV, beschikbaar zou zijn voor denitrificatie, waardoor de methanolbehoefte in de denitrificatie verlaagd zou kunnen worden.
In deze thesis zal eerst een grondige literatuurstudie aan bod komen met betrekking tot het onderwerp. Daarna komt de werkwijze van de experimenten aan bod gevolgd door de resultaten en de bespreking ervan.
2
2. LITERATUURSTUDIE 2.1. Inkadering onderwerp In deze studie wordt onderzocht of effectieve micro-organismen een meerwaarde kunnen betekenen in een biologische waterzuivering. Het onderzoek beperkt zich tot de biologische waterzuivering van de dunne fractie van digestaat. In dit hoofdstuk wordt het onderzoek in zijn context geplaatst.
2.1.1.
Vergisting
Vele processen leveren als afvalproduct biomassa, of organisch materiaal, op. Een van de mogelijkheden om zich op een nuttige manier van biomassa te ontdoen is de biomassa te laten vergisten met gasproductie. Dit gebeurt in een anaerobe vergistinginstallatie.
Hierbij wordt 50 – 60 % van de, in de biomassa aanwezige, afbreekbare organische koolstof omgezet in biogas met een methaangehalte van 55 - 65 vol% CH4, een CO2 gehalte van 30 vol% en nog enkele restfracties zoals NH3, H2S, … (VITO, 2001). Dit biogas kan vervolgens gebruikt worden, na verwijdering van het corrosieve H2S, in een verbrandingsinstallatie om alternatieve energie op te wekken. Veelal wordt een warmtekrachtkoppeling (WKK) gebruikt om naast elektriciteit ook warmte op te wekken. De
overheid
subsidieert
het
gebruik
van
een
WKK
door
het
uitreiken
van
groenestroomcertificaten en warmtekrachtcertificaten.
Tijdens de vergisting wordt er naast biogas ook een restproduct gevormd, het zogenaamde digestaat.
3
2.1.2.
Eigenschappen van digestaat
Digestaat is rijk aan organische verbindingen, nutriënten en zouten (VITO, 2001). Het is een laagcalorisch mengsel. Digestaat heeft een droge stof gehalte van gemiddeld 5 – 20 % droge stof (Biogas-E, 2007). Het gehalte aan organische stof bedraagt 30 – 80 % van de droge stof, afhankelijk van de afkomst van het digestaat. De pH van volledig uitgegist digestaat is licht alkalisch en ligt tussen 7,4 en 8. Het totaalgehalte aan stikstof bestaat voor 60 – 80 % uit NH4+-N. De andere stikstof komt voor onder organische vorm. Digestaat bevat nagenoeg geen nitraatstikstof omdat vergisting een anaeroob proces is, en er dus geen mineralisatie doorgaat. (Biogas-E, 2007)
De ammoniumstikstof bindt zich bij uitstrooiing op de grond aan het negatieve kleihumuscomplex en zorgt zo voor een vrij stabiele, langdurige verblijftijd in de grond. De organisch gebonden stikstof in digestaat, 20 – 40 %, dient door in de bodem aanwezige organismen gemineraliseerd te worden naar nitraat, alvorens die beschikbaar is voor planten. Dit kan pas gebeuren onder bepaalde omstandigheden, bijvoorbeeld een gepaste temperatuur. Hierdoor komt de organisch gebonden stikstof traag vrij over een lange tijd. Daarom kan digestaat gebruikt worden als meststof-bodemverbeteraar. Deze bemesting gebeurt vóór het zaaien of planten van gewassen (Biogas-E, 2007).
Tijdens de vergisting worden enkel de organisch afbreekbare componenten afgebroken tot biogas. Minerale fracties blijven aanwezig in het digestaat. Gezien er een volumevermindering
plaatsvindt, worden deze minerale niet
vergistbare fracties
opgeconcentreerd in het achterblijvende digestaat. Dit kan zorgen voor een probleem indien het digestaat als meststof-bodemverbeteraar gebruikt wordt, bijvoorbeeld in het geval van aanwezige zware metalen. Ook zouten blijven achter in het digestaat, en kunnen voor verzilting zorgen van landbouwgrond.
Er is een overschot aan digestaat, deels omwille van de ontoepasbaarheid van digestaat wegens de mogelijk ongewenste samenstelling ervan, en deels omdat er naast digestaat ook veel andere meststoffen gebruikt worden.
4
2.1.3.
Behandeling van digestaat
Na het vergistingproces wordt het digestaat ontwaterd door te centrifugeren of te persen. (Indaver, jaar onbekend) Op deze manier bekomt men twee fracties van het digestaat: de dunne, waterige, fractie en de dikke, vaste, fractie. Tijdens het scheiden kunnen polyelektrolieten als flocculant gebruikt worden om een betere verwijdering van vaste deeltjes te verkrijgen. Deze polyelektrolieten brengen een grote kost met zich mee. Dit komt omdat er een grote hoeveelheid aan polyelektrolieten gedoseerd moeten worden om een goede scheiding te bekomen. Digestaat wordt door een centrifuge gescheiden tot een verhouding van 15 % dikke fractie en 85 % dunne fractie. (VITO, 2007)
Na scheiding in een dikke en dunne fractie bevinden de nutriënten zich elk in een andere fractie: de fosforgebonden nutriënten bevinden zich hoofdzakelijk (ongeveer 75 %) in de dikke fractie van het digestaat en de stikstof- en kaliumgebonden nutriënten bevinden zich hoofdzakelijk in de dunne fractie (respectievelijk ongeveer 80 % en 90 %) van het digestaat. (VITO, jaar onbekend)
De dikke fractie kan nagecomposteerd worden of geperst en gedroogd worden tot een mestkorrel. De dunne fractie kan ingedampt worden waarna enkel minimale residu’s overblijven. Ze kan ook behandeld worden in een waterzuiveringsinstallatie. Dit kan fysisch gebeuren via membraanfiltratie, of het kan biologisch gezuiverd worden in een actief slibsysteem (Biogas-E, 2007). Na de behandeling via membraanfiltratie bekomt men meestal een direct loosbaar water, of zelfs een herbruikbaar water dat bvb als proceswater of drinkwater voor dieren kan gebruikt worden. Het effluent van de biologische zuivering is niet geschikt voor lozing in oppervlaktewater. Daarom wordt in West-Europa geopteerd om dit effluent uit te rijden op landbouwgrond. Hierbij moet rekening gehouden worden met de bemestingsnormen, weergegeven in tabel 2.3. onder paragraaf 2.1.5.
5
2.1.4.
Eigenschappen van de dunne fractie van digestaat
De samenstelling van de dunne fractie van digestaat varieert volgens de inputstroom van het te vergisten afval. In tabel 2.1. worden de parameters van de dunne fractie in geval van covergisting van mest weergegeven. (VITO, 2001) (VITO, Jaar onbekend) De inputstromen van deze covergisting bestaan uit mest, energiegewassen en organischbiologisch afval.
Tabel 2.1.: Eigenschappen van de dunne fractie van digestaat
Parameter BZV
Eenheid Concentratie mg O2/l < 5000
CZV Ntot (NO3 ,
mg O2/l 1000 - 15000 -
+ NO2 , NH4 ,
Ptot Metalen Zouten
org. N) mg N/l mg P/l mg/l µS/cm
2000 - 6000 300 - 500 afhankelijk van de input > 30000
Zoals in tabel 2.1. te zien is heeft de dunne fractie van digestaat hoge BZV-, CZV- en stikstofwaarden. Omdat de verwijdering van dergelijk zwaar vervuilde afvalwaters dikwijls problemen met zich meebrengt, wordt soms geopteerd om de dunne fractie van het digestaat op te concentreren en te storten als vloeibaar afval (VITO, 2001).
Er kan ook geopteerd worden om de dunne fractie van digestaat uit te rijden op landbouwgrond, als bemesting. De hoeveelheid die uitgereden mag worden in kilogram per hectare per jaar is echter beperkt en wordt weergegeven in tabel 2.3. In de meeste gevallen vindt echter eerst een zuivering van de dunne fractie plaats, en afhankelijk van de kwaliteit van het effluent wordt dit effluent geloosd of uitgereden.
Wegens het overschot aan digestaat (zie 2.1.2.), is er ook een overschot aan de dunne fractie van digestaat. Door de bemestingsnormen kan niet alle dunne fractie van digestaat uitgereden worden. Anderzijds is de dunne fractie niet altijd toepasbaar, wegens zijn samenstelling, om uit te rijden op landbouwgrond als meststof.
Indien de dunne fractie gezuiverd wordt met als doel het effluent te lozen in oppervlaktewater
dienen
de
lozingsnormen
gerespecteerd
te
worden.
Voor
bedrijfsafvalwater afkomstig van de co-vergisting van dierlijke mest, gelden de sectorale 6
voorwaarden van Vlarem voor mestbewerking- en mestverwerkinginstallaties. Deze worden weergegeven in paragraaf 2.1.6.
2.1.5.
Eigenschappen na biologische zuivering van de dunne fractie van digestaat
Wegens de opgelegde bemestingsnormen dient de dunne fractie van het digestaat eerst behandeld te worden in een waterzuiveringsinstallatie om de meeste nutriënten te verwijderen, wat een grote kost met zich meebrengt. In België wordt dit onder andere biologisch gedaan. Gezien de grote concentraties aan BZV, CZV en stikstof wordt niet altijd
een
voldoende
zuivering
verkregen.
De
doorsnee
effluentkwaliteit
wordt
weergegeven in tabel 2.2. (Schiettecatte, W. en VCM, 2008)
Tabel 2.2.: Effluentkwaliteit na biologische behandeling
Parameter BZV
Eenheid Concentratie mg O2/l 10 - 100
CZV Ntot (NO3 ,
mg O2/l + NO2 , NH4 ,
Ptot Zouten
-
1000 - 5000
org. N) mg N/l
500
mg P/l µS/cm
300 - 500 > 30000
De concentratie van deze parameters hangt sterk af van de biomassa dat vergist wordt. Vergeleken met de influentwaarden, te zien in tabel 2.1., wordt een totale stikstofverwijdering van ongeveer 90 % en een CZV verwijdering van 50 % à 80 % gerealiseerd.
De absolute concentraties van het effluent zijn echter veel te hoog om te kunnen lozen in oppervlaktewater. Indien dit effluent toch geloosd wordt, moet een heffing betaald worden. In België wordt, zoals reeds vermeld, meestal geopteerd om dit effluent uit te rijden op landbouwgrond, waarbij rekening gehouden wordt met de bemestingsnormen, weergegeven in tabel 2.3. (VLM, 2010)
7
Tabel 2.3.: Maximale bemestingsnormen op landbouwgrond, voor kwetsbaar gebied ‘Water’, in Vlaanderen vanaf 1 januari 2010 Gewasgroep Grasland Maïs Gewassen met lage Nbehoefte Andere leguminosen dan erwten en bonen Suikerbieten Graangewassen Andere gewassen
2.1.6.
N (kg/ha*jaar) P2O5 Totale N N uit dierlijke N uit andere N uit (kg/ha* mest meststoffen kunstmest jaar) niet-zandgrond zandgrond 100 350 350 170 170 250 85 275 260 170 170 150
Sectorale
80
125
125
125
125
70
80 80 85 85
0 220 275 275
0 220 265 275
0 170 170 170
0 170 170 170
0 150 175 175
lozingsnormen
voor
mestbewerking-
en
mestverwerkinginstallaties
Een vergistinginstallatie voor de co-vergisting van mest valt onder de sectorale voorwaarden
voor
bedrijfsafvalwater,
afkomstig
van
mestbewerking-
en
mestverwerkinginstallaties. Deze normen luiden als volgt: (Besluit van de Vlaamse Regering, Vlaams reglement betreffende de milieuvergunning, 2010)
Voor gezuiverd afvalwater afkomstig van grootschalige installaties (> 60000 ton/jaar) voor varkensmest gelden de lozingsvoorwaarden, weergegeven in tabel 2.4a.
Tabel 2.4a.: Effluentlozingsnormen voor varkensmest afkomstig van grootschalige installaties Parameter CZV BZV Totaal stikstof Totaal fosfor Chloriden Totale hoeveelheid gesuspendeerde stoffen
Concentratie (mg/l) 125 25 15 2 1000 35
Het gezuiverde afvalwater van installaties voor kalvergier (alle groottes) moet voldoen aan de lozingsvoorwaarden weergegeven in tabel 2.4b.
8
Tabel 2.4b.: Effluentlozingsnormen voor kalvergier Parameter CZV BZV Totaal stikstof Totaal fosfor Chloriden Totale hoeveelheid gesuspendeerde stoffen
Concentratie (mg/l) 125 25 15 2 2800 35
Het gezuiverde afvalwater van overige installaties moet aan volgende normen voldoen:
Tenzij anders bepaald in de milieuvergunning, gelden voor de kleinschalige en middelgrote installaties voor varkensmest en alle andere installaties die niet onder punt a) of b) vallen, dezelfde normen als vermeld onder punt a), met uitzondering van de norm voor chloriden.
9
2.2. Biologische waterzuivering
2.2.1.
Biologische afvalwaterbehandeling: situering en inleiding
Biologische afvalwaterbehandeling is één van de meest toegepaste systemen om een afvalwater dat belast is met, in eerste instantie, biodegradeerbare organische stoffen te zuiveren tot water en anorganische substraten. Deze biodegradeerbare organische stoffen worden omgezet tot voornamelijk CO2, H2O en biomassa. Voor deze afbraak wordt gebruik gemaakt van micro-organismen. Uit deze organische componenten kunnen ook andere anorganische stoffen vrijgesteld worden. Uit aminozuren kunnen met name ammonium en orthofosfaat vrijgesteld worden. Het is echter ook mogelijk dat deze verbindingen reeds in het afvalwater in gemineraliseerde vorm voorkomen.
Het is belangrijk op te merken dat naast verwijdering van organische stof ook een verwijdering van stikstofgebonden componenten (zoals ammonium) en fosforgebonden componenten (zoals orthofosfaat) kan optreden. De stikstofverwijdering kan bijvoorbeeld gebeuren via het opeenvolgende nitrificatieproces en denitrificatieproces, via het sharonproces of ook via een anammoxproces. Het nitrificatie/denitrificatieproces wordt het meest toegepast in een biologische afvalwaterzuivering, het anammoxproces staat nog maar in zijn kinderschoenen en wordt op dit moment nog maar op heel beperkte plaatsen full-scale toegepast. De fosforverwijdering gebeurt via accumulatie in celmateriaal van aanwezige bacteriën. Deze fosforaccumulatie kan in een A2O proces verbeterd worden, waarbij fosfaataccumulerende bacteriën gestimuleerd worden meer fosfaat op te nemen in hun celmateriaal. Fosfor kan eveneens via fysicochemische behandeling van het afvalwater verwijderd worden door ijzerdosering, waarbij ijzerfosfaat neerslaat.
Anorganische voedingsstoffen
stikstof-
en
genoemd.
fosforverbindingen Het
zijn
de
worden
bouwstoffen
ook voor
nog
nutriënten
levende
of
organismen.
+
Anorganische stikstofverbindingen bestaan uit ammonium (NH4 ), ammoniak (NH3), nitriet (NO2-) en nitraat (NO3-), een anorganische fosforverbinding kan bijvoorbeeld orthofosfaat (PO43-), metafosfaat (vb. P3O93-) of polyfosfaat (vb. P3O105-) zijn. Een teveel aan nutriënten in een oppervlaktewater leidt tot eutrofiëring of vermesting. In zoet water zorgt fosfor meer voor eutrofiëring dan stikstof (Waterloket Vlaanderen, jaar onbekend). 10
Eutrofiëring veroorzaakt een toenemende groei van algen. Indien de eutrofiëring ver gevorderd is kunnen de algen beginnen woekeren wat nefast is voor het biologisch evenwicht van het oppervlaktewater. Een woekering van algen zorgt voor een daling van het invallende zonlicht in het water, en zorgt voor een onbalans van opgeloste zuurstof in het water. Het tapijt van algen zorgt ervoor dat andere waterplanten niet genoeg licht meer krijgen om te groeien en bijgevolg afsterven. Overdag produceren algen zuurstof. Indien de algen overvloedig aanwezig zijn kunnen zij het water verzadigen met opgeloste zuurstof, wat irritatie bij vissen teweegbrengt, en ook nefast is voor denitrificerende bacteriën. Indien denitrificatie niet meer doorgaat stapelt nitraat zich op in het water wat nog meer voedingsstoffen betekent voor de algen. ’s Nachts verbruiken de algen zuurstof. Dit kan zo snel gaan dat nagenoeg alle opgeloste zuurstof verdwijnt waardoor vissen ademhalingsproblemen krijgen en sterven (Groen.net, 2009). Naast de algengroei is een te ‘hoge’ ammoniakconcentratie ook nefast voor vissen. Ammoniak is sterk toxisch voor vissen, vanaf een concentratie van 1 mg NH3-N/l (Verstraete, W., 2003). Daarnaast zal een hoge ammoniumconcentratie zorgen voor nitrificatie met verbruik van opgeloste zuurstof, wat op zijn beurt ook ademhalingsproblemen voor vissen veroorzaakt. Eutrofiëring is dus een probleem dat vermeden dient te worden, de nutriënten moeten met andere woorden uit het afvalwater verwijderd worden alvorens het geloosd kan worden in een oppervlaktewater.
Nutriënten zijn zoals reeds gezegd bouwstoffen voor levende organismen, waaronder bacteriën, bijvoorbeeld de bacteriën die in een biologische zuivering werken. Indien de nutriënten in een kleine concentratie aanwezig zijn waarbij organische stoffen relatief gezien
veel
meer
aanwezig
zijn,
zal
een
nutriëntenverwijdering
in
de
afvalwaterbehandeling niet nodig zijn. De aanwezige nutriënten zullen allemaal gebruikt worden voor de celopbouw van de bacteriën. In dit geval kan de biologische behandeling volledig afgesteld worden op de afbraak van organische componenten. In sommige afvalwaters is er wel een grotere fractie aan nutriënten aanwezig dan er nodig is voor celopbouw, waardoor de biologische waterzuivering hoogst waarschijnlijk ook afgestemd moet worden op een bijkomende nutriëntenverwijdering om de lozingsnormen te behalen.
11
2.2.1.1.
Actief slib systeem voor stikstofverwijdering
Het meest toegepaste biologische systeem om organische verontreinigingen en nutriënten, voornamelijk stikstof, te verwijderen uit een afvalwater is het conventioneel actief slib systeem voor stikstofverwijdering. De stikstofverwijdering gebeurt
via een
aerobe nitrificatie en een anoxische denitrificatie. De CZV vuillast wordt verwijderd in beide stappen.
Een mogelijke opstelling voor actief slib met N-verwijdering wordt weergegeven in figuur 2.1. (VITO, 2010). Hierbij doorloopt het afvalwater drie fasen. De eerste fase is een anoxische zone waar denitrificatie (zie verder) en CZV-verwijdering doorgaat. Hierna stroomt het afvalwater door naar de tweede fase, de aerobe reactor. In de aerobe reactor gaan nitrificatie (zie verder) en verdere CZV-verwijdering door.
Figuur 2.1.: Schematische voorstelling van een actief slibsysteem met N-verwijdering
Er wordt een deel van het slib met afvalwater vanuit de aerobe reactor, dat nitraten bevat, teruggestuurd naar de anoxische eerste reactor. Dit gevormde nitraat wordt samen met CZV van nieuw influent omgezet in stikstofgas. Eventueel overschot aan CZV dat niet verbruikt werd met nitraat wordt in de aerobe stap omgezet tot CO2 en H2O. Als laatste fase wordt het slib in een nabezinker gebracht, waar het slib gescheiden wordt van het behandelde water. Het effluent wordt naar de volgende zuiveringsmodule gebracht, of geloosd. Het slib wordt zoveel mogelijk teruggevoerd naar de actief slibreactoren. Dit slib heet het retourslib. Een deel van het slib, het overtollige spuislib, wordt afgevoerd naar een nabehandeling voor slib. (VITO, 2010)
12
2.2.1.2.
Gebruik van organische verbindingen en nutriënten voor celopbrengst
Biodegradeerbare organische verbindingen en nutriënten worden in eerste plaats door de micro-organismen in het actief slib gebruikt voor hun eigen groei en vermenigvuldiging. Dit gebeurt volgens r 2.1. (EPAS N.V., 2010). Organische verbindingen + O2 + NH4+ + PO43- → CH1.8O0.5N0.2P0.02 + CO2 + H2O
r. 2.1.
Zoals te zien is in r 2.1. wordt er naast CO2 en H2O ook biomassa (CH1.8O0.5N0.2P0.02) geproduceerd wat neerkomt op een opslag van 0,12 kg N en 0,025 kg P voor 1 kg biomassa, er wordt dus een deel van de vuillast gebruikt voor opbouw van nieuw celmateriaal. Voor een groot aantal afvalwaters is het verbruik van stikstof en fosfor voor celopbrengst al genoeg voor een quasi volledige verwijdering van nutriënten. Dit is het geval indien de CZV/N/P verhouding 200/5/1 (EPAS N.V., 2010) is. Het studie- en consultingbureau Epas zegt dat ‘onder normale omstandigheden van belasting de
slibopbrengst ongeveer 0,2 kg VSS / kg CZVverwijderd bedraagt’. Indien er 0,2 kg biomassa geproduceerd wordt, en dus 1 kg organische stof verbruikt wordt, wordt er 0,2 kg * 0,12 kg N = ongeveer 25 g N, en 0,2 kg * 0,025 kg P = 5 g P verbruikt. Dit geeft de ideale CZV/N/P verhouding weer van 1000/25/5 of vereenvoudigd: 200/5/1. Dejans P. spreekt over een ideale CZV/N/P verhouding van 180/5/1 (Dejans, P., 2008).
In vele gevallen zal de CZV/N/P verhouding niet ideaal zijn wat met zich meebrengt dat de biologische zuivering moet afgestemd worden op een bijkomende nutriënten- of organische stofverwijdering.
2.2.1.3.
Biologische stikstofverwijdering
Een afvalwater is doorgaans een complexe matrix van verschillende verbindingen. Hierin kan stikstof onder verschillende vormen voorkomen: Organische stikstof: org. N Ammoniumstikstof: NH4+-N Ammoniakstikstof: NH3-N Nitrietstikstof: NO2--N Nitraatstikstof: NO3--N 13
Hierin is: Totale stikstof: de som van organische stikstof, totale ammoniakale stikstof en nitriet- en nitraatstikstof. Totale
ammoniakale
stikstof
(TAN):
de
som
van
ammoniumstikstof
en
ammoniakstikstof. Kjeldahlstikstof (Kj. N): de som van organische stikstof en totale ammoniakale stikstof. Minerale stikstof: de som van de totale ammoniakale stikstof en de nitriet- en nitraatstikstof.
Omrekenen van concentraties ammonium, ammoniak, nitriet en nitraat naar hun overeenkomende concentraties uitgedrukt in ammoniumstikstof, ammoniakstikstof, nitrietstikstof en nitraatstikstof en vice versa gebeurt via de verhouding van de molaire massa van stikstof met de molaire massa’s van de verbinding. Voor bijvoorbeeld een concentratie van 10 mg/l ammoniakstikstof bedraagt de ammoniakconcentratie: 17 14
* 10
mg NH3 -N l
= 12,14 mg/l NH3.
De concentratie aan ammoniumstikstof staat in evenwicht met de concentratie aan vrije ammoniak afhankelijk van de pH en temperatuur, en dit volgens vergelijking 2.1., opgesteld door Anthonisen et al. (Randall, C. W., et. al., 1992):
Met:
vgl 2.1.
FA = free ammonia = NH3 (mg/l) TAN = totale ammoniakale stikstof = de som van ammoniumstikstof en ammoniakstikstof, uitgedrukt in N (mg/l) t = temperatuur, uitgedrukt in °C.
14
De concentratie nitrietstikstof staat in evenwicht met de concentratie aan vrij salpeterigzuur, afhankelijk van de pH en temperatuur, en dit volgens vergelijking 2.2., opgesteld door Anthonisen et al. (Randall, C. W., et. al., 1992):
vgl 2.2.
FNA = free nitrous acid= HNO2 (mg/l)
Met:
NO = de som van totaal vrij salpeterigzuurstikstof en geïoniseerd nitrietstikstof, uitgedrukt in N (mg/l) t = temperatuur, uitgedrukt in °C.
In de praktijk wordt het FA gehalte (benaderend) berekend uit enkel de concentratie ammonium. Dit mag enkel bij een pH waarde die lager is dan 8, daar bij pH waardes lager dan 8 het aandeel aan niet-geïoniseerd NH3 heel laag is. Bij 20°C is het aandeel niet-geïoniseerd NH3 3,8 % van de totale ammoniakale stikstof (Lawson, T. B. 1994). De berekening voor FA wordt dan weergegeven in vgl 2.3.
!
vgl 2.3.
Het FNA gehalte wordt op zijn beurt dan enkel (benaderend) berekend uit de concentratie nitriet. Dit mag enkel bij een pH waarde die hoger is dan 6, daar bij dergelijke pH waardes het aandeel niet-gedissocieerd salpeterigzuur te verwaarlozen is (EPAS N.V., 2010). De berekening voor FNA wordt dan weergegeven in vgl 2.4.
!
vgl 2.4.
Organische stikstofverbindingen kunnen omgezet worden tot ammoniakale stikstof via ammonificatie. Ammoniakale stikstof kan over nitrietstikstof naar nitraatstikstof omgezet worden via nitrificatie. Nitraatstikstof wordt ten slotte over nitriet, stikstofmonoxide en distikstofoxide omgezet naar stikstofgas via denitrificatie.
2.2.1.3.1. Ammonificatie Ammonificatie kan doorgaan onder zowel anaerobe als aerobe omstandigheden. In een biologische afvalwaterbehandeling gaat de ammonificatie aeroob door. De organische stikstofhoudende molecule wordt dan afgebroken tot NH4+ en CO2. Het spreekt voor zich 15
dat de ammonificatie enkel doorgaat indien de organische molecule biologisch afbreekbaar is.
2.2.1.3.2. Nitrificatie Indien een afvalwater dus meer stikstofverbindingen bevat dan opgenomen kunnen worden door de bacteriën voor celopbrengst (ammonium wordt het makkelijkst opgenomen voor celgroei) (EPAS N.V., 2010), kan het overtollige ammonium via nitrificatie omgezet worden tot nitraat. Hierbij wordt NH4+ geoxideerd onder aerobe condities tot NO2- en NO3-. Dit houdt in dat er genoeg opgeloste zuurstof aanwezig moet zijn in het afvalwater. De oxidatie van ammonium tot nitriet gebeurt door ammonium oxidizing bacteria (AOB) via r. 2.2. De oxidatie van nitriet tot nitraat gebeurt door nitrite oxidizing bacteria (NOB) via r. 2.3. AOB:
NH4+ + 1.5 O2 → NO2- + 2 H+ + H2O + 275 kJ
r. 2.2.
NOB:
NO2 + 0.5 O2 → NO3 + 75 kJ
r. 2.3.
-
-
De globale nitrificatiereactievergelijking wordt weergegeven in r. 2.4. Globaal:
NH4+ + 2 O2 → NO3- + 2 H+ + H2O + 350 kJ
r. 2.4.
Indien rekening gehouden wordt met celopbrengst worden de reactievergelijkingen voor AOB en NOB weergegeven in r. 2.5 en r. 2.6. (Terada A., et. al., 2003): AOB: 55 NH4+ + 76 O2 + 109 HCO3- → C5H7O2N + 54 NO2- + 57 H2O + 104 H2CO3 r. 2.5. NOB: 400 NO2- + NH4+ + 4 H2CO3 + HCO3- + 195 O2 → C5H7O2N + 400 NO3- + 3 H2O r. 2.6.
AOB bacteriën kunnen van de geslachten Nitrosomonas, Nitrosococcus, Nitrosospira,
Nitrosolobus, Nitrosovibrio,… zijn, terwijl NOB bacteriën van de geslachten Nitrobacter, Nitrococcus, Nitrospira, Nitrospina (Verstraete, W., 2003) (Hagopian, D. S., et. al., 1998) kunnen zijn. Al deze geslachten (behorende tot de Nitrobacteraceae familie) zijn chemolitho-auto-trofe bacteriën. Ze gebruiken dus een anorganische bron (zoals ammonium) als elektronenbron
en
een
anorganische
koolstofverbinding
(zoals
bicarbonaat
of
koolstofdioxide) voor de opbouw van biomassa. Opgeloste zuurstof (O2) is gewoonlijk de elektronenacceptor (Verstraete, W., 2003) (Hagopian, D. S., et. al., 1998). 16
De vrijgekomen energie uit de reacties van nitrificatie wordt gebruikt voor celopbrengst. Indien 0,15 g biomassa uit 1 g N gemaakt wordt, wordt de nitrificatiereactievergelijking r. 2.7. (EPAS N.V., 2010) NH4+ + 1,83 O2 + 1,98 HCO3- → 0,021 C5H7O2N + 0,98 NO3- + 1,041 H2O + 1,88 H2CO3 r. 2.7. Deze reactievergelijking wordt bevestigd door Terada K. et al. Door r. 2.5 en r. 2.6 te combineren bekomt men quasi dezelfde reactievergelijking (de voorgetallen verschillen minimaal) (Terada A., et. al., 2003). Ook Campos J.L. et al. ondersteunt deze reactievergelijking. (Campos, J.L. et. al.,1998)
Enkele karakteristieken, opgesteld door Focht en Verstraete, van nitrificeerders worden weergegeven in tabel 2.5. (Focht en Verstraete, 1977)
Tabel 2.5.: Karakteristieken van autotrofe nitrificeerders bij 15°C
Nitrosomonas Nitrobacter -1
Groeisnelheid (d ) maximaal
0,3 - 2,0
0,3 - 1,5
0,1 - 0,3
0,1 - 0,2
0,3
0,08
1,0
2,0
-1
Groeisnelheid (d ) in praktijk Celopbrengstcoëfficiënt (g biomassa/g N geoxideerd) Specifieke nitrificatiesnelheid (g N/g biomassa.d)
De maximale oxidatiesnelheid van ammonium voor nitrificeerders bij 20 °C bedraagt volgens Wiesmann 5,2 g NH4+-N / g VSS . d (Campos, J.L. et. al.,1998). Een studie van Campos J.L. et al. toonde een ammoniumoxidatie van 0,5 à 0,7 g NH4+-N / g VSS . d, en Epas stelt dat in de praktijk doorgaans waarden van 0,02 à 0,04 g NH4+-N / g VSS . d bekomen worden, maar vermeldt ook dat onder bepaalde omstandigheden veel hogere waarden bekomen kunnen worden. Focht en Vestraete vermeldt een maximale nitrificatiesnelheid van 1,0 g stikstof per gram biomassa, per dag (zie tabel 2.5.).
De AOB en NOB zijn obligaat aerobe bacteriën. Om deze reacties door te laten gaan is er dus zuurstof nodig, zoals ook te zien is in de reactievergelijkingen. Daarom is het nodig om het actief slib met afvalwater te beluchten tijdens de nitrificatieperiode. 17
Bij de ammoniumoxidatie tot nitriet worden een hoeveelheid protonen vrijgesteld. Nitrificatie brengt dus verzuring met zich mee. De pH van de reactor zal dus moeten bijgestuurd worden.
Volgens Verstraete W. gaat nitrificatie door in een pH range van 5,5 tot 9,0 en bij een temperatuur tussen de 5 en 40 °C; echter de nitrificatiesnelheid daalt bij pH waarden lager dan 7. De optimale pH bedraagt 7,5. Volgens Hagopian D.S. bedraagt de optimale pH 7,8. De nitrificatie daalt snel boven 42 °C en onder 5 °C en de optimale temperatuur voor nitrificatie wordt vermeld als 25 °C, echter de optimale temperatuur voor AOB mag tussen de 7 °C en 35 °C liggen, terwijl er gezegd wordt dat de optimale temperatuur voor NOB lager ligt dan deze waarden. Bock et al. stelt dat de optimale temperatuur voor nitrificeerders 25 °C - 30 °C is. Epas vermeldt een nitrificatieactiviteit van minimaal 80 % tussen 25 °C en 46 °C, waarbij de maximale nitrificatieactiviteit bij 36 °C ligt. Dit wordt weergegeven in figuur 2.2. (EPAS N.V., 2010) Obaja D. et al. vond dat nitrificatiesnelheid acceptabel is voor temperaturen hoger dan 16 °C (Obaja, D., et. al., 2003). Voor pH waarden vermeldt Epas dat nitrificatie doorgaat tussen een pH van 5,5 en 9, met de maximale nitrificatieactiviteit bij een pH van 8,15. Dit wordt weergegeven in figuur 2.3. (EPAS N.V., 2010) Uit onderzoek van Ruiz G. et al. bleek dat complete nitrificatie doorging tussen een pH van 6,45 en 8,95. Lagere pH waarden dan 6,45 en hogere dan 8,95 inhibeerden zowel AOB en NOB volledig. Dit wordt grafisch voorgesteld in figuur 2.4. (Ruiz, G., et. al., 2003).
Figuur 2.2.: Activiteit van nitrificerende bacteriën in functie van de temperatuur
18
Figuur 2.3.: Activiteit van nitrificerende bacteriën in functie van de pH
Figuur 2.4.: Ammoniumconsumptie en nitrietconsumptie (via accumulatie) van nitrificerende bacteriën in functie van de pH Legende: X: % NH4+-N consumptie; ●: % NO2--N accumulatie
Volgens Hagopian D.S. kan nitrificatie optreden bij een dissolved oxygen (DO; opgeloste zuurstof) concentratie van 0,05 mg/l, en ging de nitrificatie goed door aan een DO concentratie van 0,2 mg. (Verstraete, W., 2003) houdt het op een minimum van 0,5 mg/l. Ook Epas vermeldt een minimale opgeloste zuurstofconcentratie van 0,5 mg/l, en breidt dit uit tot een optimale DO concentratie van meer dan 4 mg/l. Concentraties tussen 0,5 en 4 mg/l leveren volgens Epas wisselende resultaten op maar bij een stijging van de DO concentratie stijgt ook de nitrificatiesnelheid. Volgens Ruiz G. et al. gaat de ammoniumoxidatie voor ongeveer 100% door bij een DO van 0,7 mg/l. Hierbij bereikt nitrietaccumulatie zijn maximum wat impliceert dat verdere oxidatie van nitriet tot nitraat 19
heel slecht doorgaat. De nitrietaccumulatie is minimaal (dus er is volledige oxidatie van ammonium tot nitraat) vanaf een DO van 3,5 mg/l. Bij een DO van 1,7 mg/l is de nitrietaccumulatie slechts 5%. De bevindingen van Ruiz G. et al. worden weergegeven in figuur 2.5. (Ruiz, G., et. al., 2003)
Figuur 2.5.: Ammoniumconsumptie en nitrietconsumptie (via accumulatie) van nitrificerende bacteriën in functie van de opgeloste zuurstof Legende: □: % NH4+-N consumptie; ●: % NO2--N accumulatie
2.2.1.3.3. Nitrificatie inhibitie Nitrificatie is onderhevig aan inhibitie van allerlei organische molecules. AOB worden geïnhibeerd door onder andere nitrapyrin, allylthiourea, acetyleen, natriumazide, zware metalen zoals zink, koper, nikkel, chroom en vooral belangrijk: vrije ammoniak (FA) en vrij salpeterigzuur (FNA).
Anthonisen vermeldt inhibitie voor Nitrosomonas van vrije ammoniak bij concentraties van 10 à 150 mg/l, en inhibitie voor Nitrobacter van 0,1 à 1 mg/l. De concentratie aan vrije ammoniak is afhankelijk van de temperatuur en de pH, en kan worden berekend volgens vgl 2.3. Ook vrij salpeterigzuur inhibeert de nitrificatie. Zowel Nitrosomonas als
Nitrobacter worden geïnhibeerd bij een concentratie van 0,22 à 2,8 mg/l. De inhibitie van FA en FNA op nitrificatie volgens Anthonisen wordt weergegeven in figuur 2.6. (Anthonisen, A.C., et. al., 1976) Hierin stelt zone 3 volledige nitrificatie voor.
20
Figuur 2.6.: Inhibitie van nitrificatie volgens Anthonisen
Inhibitie door andere componenten is ook mogelijk. Allylthiourea en nitrapyrin zijn de meest gebruikte stoffen die een (al dan niet opzettelijke) volledige nitrificatieinhibitie met zich meebrengen.
2.2.1.3.4. Denitrificatie Denitrificatie kan enerzijds doorgaan door opname van nitraat door micro-organismen met als doel de aanmaak van nieuw celmateriaal. Nitraat wordt enkel gebruikt voor celgroei indien ammonium niet aanwezig is. Anderzijds gebeurt denitrificatie, met zicht op afvalwaterbehandeling, voornamelijk door nitraat om te zetten tot stikstofgas. Deze denitrificatie is eigenlijk een gevolg van CZV verwijdering, en gaat enkel en alleen door indien er geen zuurstof aanwezig is om de organische stoffen om te zetten.
Voor CZV verwijdering kan O2 gebruikt worden waarbij organisch degradeerbaar materiaal door micro-organismen omgezet wordt tot CO2 en H2O. Indien er echter geen O2 aanwezig is, kunnen deze micro-organismen overschakelen op nitraat, waarbij naast CO2 en H2O ook N2 gevormd wordt. Denitrificatie gaat dus enkel en alleen door in anoxisch 21
milieu, als er dus geen O2 aanwezig is, en kan gepaard doorgaan met CZV verwijdering, in het geval van heterotrofe micro-organismen (benodigen een organische koolstofbron als elektronendonor). Denitrificatie kan ook door autotrofe micro-organismen gebeuren (benodigen een anorganische koolstofbron als elektronendonor, bvb HCO3- of CO2).
Voorbeelden van heterotrofe denitrificerende bacteriën zijn bacteriën van de geslachten
Achromobacter, Acinetobacter, Bacillus, Flavobacterium, Paracoccus, Pseudomonas, Rhizobium, Spirillum, … waarvan Pseudomonas het meest voorkomende geslacht is. Niet alle bacteriën zetten nitraat om tot stikstofgas, sommige kunnen het enkel omzetten tot nitriet, en andere hebben als product lachgas (N2O), een sterk broeikasgas.
Het gebruikte CZV substraat hangt af van het geslacht van de denitrificeerder, sommigen kunnen enkel eenvoudige organische bestanddelen gebruiken zoals alcoholen, anderen kunnen complexere verbindingen gebruiken. Als CZV bron wordt in de literatuur meestal methanol (CH3OH) opgegeven om de reactievergelijking van denitrificatie op te stellen. De omzetting van nitraat tot stikstofgas gebeurt met bacteriën (indien zij tot stikstofgas denitrificeren) via volgende stappen: NO3- → NO2- → NO → N2O → N2, waarbij energie voor de bacterie vrijkomt. De reactievergelijkingen voor nitraat met methanol worden weergegeven in r. 2.8. en r. 2.9. 2 CH3OH + 6 NO3- → 4 H2O + 6 NO2- + 2 CO2
r. 2.8.
6 NO2 + 3 CH3OH → 3 N2 + 3 CO2 + 3 H2O + 6 OH -
-
r. 2.9.
Rekening houdend met celopbrengst wordt de globale reactievergelijking weergegeven in r. 2.10. (EPAS N.V., 2010) 1,083 CH3OH + NO3- → 0,065 C5H7O2N + 0,758 HCO3- + 0,242 OH- + 1,439 H2O + 0,468 N2
r. 2.10.
Indien acetaat (van bvb azijnzuur of natriumacetaat) gebruikt wordt als koolstofbron wordt de denitrificatievergelijking weergegeven in r. 2.11. (Elefsiniotis. P. et. al., 2004) 1,061 CH3COO- + NO3- + 0,697 H2CO3 → 0,152 C5H7O2N + 2,061 HCO3- + 0,727 H2O + 0,424 N2
r. 2.11.
22
Indien propionaat (van bvb propionzuur) gebruikt wordt als koolstofbron wordt de denitrificatievergelijking weergegeven in r. 2.12. (Elefsiniotis. P. et. al., 2004) 0,606 CH3CH2COO- + NO3- + 0,545 H2CO3 → 0,152 C5H7O2N + 1,606 HCO3- + 0,727 H2O + 0,424 N2
r. 2.12.
Indien butyraat (van bvb boterzuur) gebruikt wordt als koolstofbron wordt de denitrificatievergelijking weergegeven in r. 2.13. (Elefsiniotis. P. et. al., 2004) 0,424 CH3CH2CH2COO- + NO3- + 0,485 H2CO3 → 0,152 C5H7O2N + 1,424 HCO3- + 0,727 H2O + 0,424 N2
r. 2.13.
Zoals in deze reactievergelijkingen te zien is wordt een deel zuur verbruikt, en wordt er alkaliteit geproduceerd. Denitrificatie brengt dus een pH verhoging met zich mee. Deze pH verhoging is niet evenredig met de pH daling tijdens de nitrificatie, maar wegens het bufferend effect van het afvalwater is bijstellen van de pH doorgaans niet nodig. Een continue pH meting wordt echter wel altijd gedaan omdat dit een eerste aanwijzing is van een onderbroken nitrificatie of denitrificatie.
Denitrificatie gaat, zoals reeds vermeld, door in anoxische omstandigheden. Epas vermeldt als temperatuurgrenzen 5 °C en 60 °C voor denitrificatie. De optimale pH bedraagt 7 à 8.
Denitrificatie gaat enkel door indien er biodegradeerbare CZV aanwezig is, als er onvoldoende bCZV aanwezig is stopt de denitrificatie. De optimale CZV/N verhouding bedraagt volgens Epas: 5; Obaja D. et al. houdt het op een C/N ratio van 1,7 voor volledige denitrificatie, wat omgerekend een CZV/N ratio van 4,3 geeft, inden de koolstofbron azijnzuur was. Zoals te zien is in Rvgl 3.8. kan naast nitraat ook nitriet gedenitrificeerd worden. Indien nitriet gedenitrificeerd wordt is de benodigde CZV/N ratio voor een volledige denitrificatie van nitriet lager, Terada A. et al. gaf een C/NO2--N ratio van 1,13 terwijl Bernet et al. een C/NO2--N ratio van 1,08 gaf. Dit komt overeen met CZV/NO2--N ratio’s van 3,0 respectievelijk 2,9. Deze ratio’s voor volledige denitrificatie zijn in de praktijk best iets hoger omdat er een deel van de toegevoegde CZV ook door andere micro-organismen (die niet denitrificeren) verbruikt zal worden.
23
Indien er te weinig bCZV aanwezig is, gaat men voor een volledige denitrificatie extra bCZV gaan toevoegen. Indien dit onder de vorm van methanol is, kan deze methanolbehoefte berekend worden via vgl 2.5., opgesteld door McCarthy et al (McCarthy et. al., 1969). [CH3OH] = 2,47 * [NO3--N] + 1,53 * [NO2--N] + 0,87 * [DO] Met:
vgl 2.5.
alle concentraties in mg/l
Deze vergelijking stelt een CZV/N verhouding van 3,71 voor nitraat, en 2,3 voor nitriet, indien methanol gebruikt wordt als koolstofbron.
Epas vermeldt nog een veel voorkomende denitrificatiesnelheid van 0,06 g N / g VSS . d (EPAS N.V., 2010).
2.2.1.4.
CZV verwijdering
Zoals reeds aangegeven in de denitrificatie (paragraaf 2.2.1.3.4) wordt bCZV verwijderd, samen met nitraat en nitriet. De denitrificate kan door dezelfde micro-organismen gebeuren als diegene die CZV verwijdering met zich meebrengen, in dit geval gaat het om heterotrofe
micro-organismen
(benodigen
een
organische
koolstofbron
als
elektronendonor).
In afwezigheid van zuurstofgas worden de heterotrofe micro-organismen verplicht om een andere elektronenacceptor te gaan zoeken, met name nitraat. CZV verwijdering door denitrificeerders gebeurt dus samen met nitraatverwijdering.
Niet alle CZV kan verwijderd worden, enkel biodegradeerbare CZV (bCZV) kan verbruikt worden door de micro-organismen.
CZV verwijdering kan perfect doorgaan bij hoge concentraties aan FNA of FA, zelfs bij volledige inhibitie van nitrificeerders. In dit geval gaat de CZV verwijdering grotendeels aeroob door. Het deel, indien van toepassing, dat niet aeroob doorgaat is de bCZV die met nitraat, gevoed vanuit het influent, verwijderd wordt.
24
Indien er meer bCZV aanwezig is om alle stikstofverbindingen te denitrificeren kan de resterende bCZV verwijderd worden in aeroob milieu onder vorming van CO2 en H2O. Dit wordt in r. 2.14. voor methanol weergegeven. 2 CH3OH + 3 O2 → 2 CO2 + 4 H2O
r. 2.14.
Omdat CZV aeroob afgebroken wordt zonder nitraat afbraak te verkrijgen, wordt het influent in de praktijk meestal gevoed in een anoxische tank waar de nitraatconcentraties het hoogst zijn. Zo wordt de meeste CZV verbruikt samen met nitraat, en kan de behoefte aan externe koolstofbron gereduceerd worden.
Indien gewerkt wordt met een intermitterend systeem (één reactor die afwisselend in de tijd belucht wordt en anoxisch gehouden wordt), wordt de CZV best enkel toegevoegd tijdens de anoxische periodes zodat zoveel mogelijk CZV verbruikt wordt in de denitrificatie. Indien er continu gevoed en voor de helft van de tijd belucht zou worden, dan zou de CZV/N ratio in werkelijkheid slechts de helft zijn dan deze berekend op de influentconcentraties aan CZV en N. Dit kan in veel gevallen de behoefte aan een externe koolstofbron vermeerderen, terwijl eigenlijk de helft van de beschikbare CZV al aeroob omgezet zou worden.
25
2.3. Effectieve micro-organismen Effectieve micro-organismen (EM) zijn een recent product. Het werd in Japan ontwikkeld door Prof. Dr. Higa, en wordt gebruikt in de natuurlijke landbouw om gezond voedsel te produceren, zonder giftige, chemische stoffen. De effectieve micro-organismen moeten de bodemvruchtbaarheid verbeteren, pathogene bacteriën onderdrukken en de efficiëntie van organische voedingsstoffen verbeteren. Door toevoeging van EM zullen deze de schadelijke rottingsbacteriën, die giftige stoffen produceren, onderdrukken. (Van Vliet P.C.J. et al., 2005)
De positieve werking van EM zit in de speciale combinatie van de micro-organismen. Alle soorten micro-organismen in EM kunnen zonder elkaar negatief te beïnvloeden naast elkaar bestaan in een gemengde cultuur. Meer zelfs, de effecten van elke aparte soort worden synergetisch versterkt wanneer de soorten samen ingezet worden. Het effect van hun samenwerking is dus groter dan de afzonderlijke effecten samengeteld.
EM bestaat uit ongeveer 80 soorten vrij in de natuur voorkomende micro-organismen. Ze kunnen
opgedeeld
worden
in
5
groepen:
fotosynthetiserende
bacteriën,
melkzuurbacteriën, gisten, actinomyceten en fermenterende schimmels. Hiervan zijn de melkzuurbacteriën en de gisten in de grootste concentraties aanwezig. Er zijn ongeveer 1 miljard micro-organismen per milliliter EM1, het EM product dat in Nederland en België gebruikt wordt. (Van Vliet P.C.J. et al., 2005)
Effectieve micro-organismen moeten ‘geactiveerd worden’ voor ze gebruikt kunnen worden. Dit gebeurt door ze te incuberen met melasse, een stroperig bijproduct uit de suikerproductie, en water. De incubatie gebeurt bij een gecontroleerde periode voor een bepaalde tijdsduur, bij 20 - 22 °C
(SKB, 2003). Na de incubatieperiode wordt de
suspensie ‘Activated EM’ (EM-A) genoemd.
26
2.3.1.
Bioaugmentatie
Bioaugmentatie is een mogelijke manier om sommige (complexere) verontreinigingen te verwijderen indien de reeds aanwezige micro-organismen dit niet kunnen. Normaal nietafbreekbare componenten worden dan verwijderd door speciaal geselecteerde microorganismen toe te voegen die het afvalwater wel van deze bestanddelen kunnen ontdoen. Zo werden bijvoorbeeld fenolen, chlooraniline, chloorbenzoaat, gechloreerde solventen en aromatische koolwaterstoffen succesvol via bioaugmentatie van actief slib verwijderd. Bioaugmentatie werkt echter niet altijd wegens verschillende redenen. Zo moeten de toegevoegde micro-organismen kunnen overleven in het systeem waaraan zij toegevoegd werden. Protozoa kunnen de toegevoegde micro-organismen verorberen. De toegevoegde micro-organismen kunnen eveneens uit het systeem uitspoelen. Een ander probleem is dat de toegevoegde micro-organismen andere, makkelijker afbreekbare, verontreinigingen veel aantrekkelijker vinden om te gebruiken voor celopbouw. Zij laten dan de moeilijker afbreekbare componenten links liggen en kiezen voor dezelfde voeding als de reeds aanwezige micro-organismen in het actief slib. (Quan, X., et al., 2004)
De opzet in deze masterproef is dat recalcitrante CZV, voornamelijk humuszuren, door in de EM aanwezige schimmels en gisten kunnen verwijderd worden.
Het is reeds aangetoond dat recalcitrante verbindingen, zoals bijvoorbeeld de kleurstof malachietgroen, door gisten en schimmels afgebroken kunnen worden. (Jadhav, J.P., et al., 2006) (Eichlerova, I., et al., 2006). Andere recalcitrante verbindingen zoals de betreffende humuszuren zelf werden eveneens door schimmels en gisten verwijderd uit afvalwater. Zhou, J.L. et al. rapporteerde dat de schimmel Rhizopus arrhizus efficiënt humuszuren verwijderde van afvalwater via biosorptie, en suggereerde dat verder onderzoek naar de toepassing hiervan in afvalwaterbehandeling gedaan moest worden. Hij toonde ook aan dat een andere schimmel Allomyces macrogynus deze biosorptie van humuszuren efficiënt uitvoerde. (Zhou, J.L. et al., 1993) (Zhou, J.L., 1992) Andere schimmels zoals Aspergillus Niger, Aspergillus ustus en Stachybotrys sp. werden eveneens onderzocht, door Marija, V., et al, en gaven goede resultaten qua biosorptie van humuszuren. De Aspergillus Niger uit deze studie moet even aangestipt worden omdat deze van dezelfde familie is als de Aspergillus Orizae, die aanwezig is in het mengsel EM. (Marija, V., et al., 2008) (Szymanski, N., et al., 2003) Hasset, D.J., et al., gaf aan dat gisten groei vertoonden in een humuszuurrijk milieu, maar kon niet bewijzen of dit lag 27
aan directe biosorptie van humuszuren of aan de assimilatie van afbraakproducten van humuszuren. (Hasset, D.J., et al., 1988)
Door Dan, N.P., et al., werd aangetoond dat gisten in aerobe waterbehandeling beter bestand waren tegen hoge zoutgehaltes dan bacteriën. Heel hoge zoutconcentraties inhiberen de groei en de werking van bacteriën, terwijl gisten hier beter bestand tegen zijn, en een goede CZV verwijdering realiseerden. (Dan, N.P., et al., 2003) Bioaugmentatie van het actief slib met EM (wat gisten bevat) kan mogelijk een positief effect hebben op CZV verwijdering van dunne fractie van digestaat, wat een hoog zoutgehalte heeft.
28
2.3.3.
Samenstelling van effectieve micro-organismen
Zoals reeds vermeld bestaan EM uit fotosynthetiserende bacteriën, melkzuurbacteriën, gisten, actinomyceten en fermenterende schimmels. Iedere soort draagt op zijn eigen manier
bij
tot
de
positieve
werking
van
effectieve
micro-organismen.
De
fotosynthetiserende bacteriën zijn echter de belangrijkste van alle soorten. Deze ondersteunen namelijk de andere aanwezige soorten in het EM mengsel, en verbruiken restproducten van de andere soorten. De werking van de vijf groepen micro-organismen in EM wordt hier verduidelijkt. (Higa T. et al., jaar onbekend)
2.3.3.1.
Fotosynthetiserende bacteriën
Fotosynthetiserende bacteriën zijn bacteriën die fotosynthese uitvoeren. Fotosynthese is een proces waarbij CO2 en water met licht omgezet worden in glucose. Hierbij wordt zuurstofgas als afvalproduct gevormd. De bruto reactie van fotosynthese wordt weergegeven in r. 2.15. 12 H2O + 6 CO2 + licht → C6H12O6 + 6 O2 + 6 H2O
r. 2.15.
Fotosynthese bij planten gebeurt in de celorganellen: de chloroplasten, waar chlorofyl aanwezig is. Fotosynthetiserende bacteriën hebben geen chloroplasten, maar er is toch chlorofyl aanwezig in de cel. Bij bacteriën vindt de fotosynthese dan ook direct in de cel plaats.
De
fotosynthetiserende
bacteriën
gebruiken
zonlicht
en
omgevingswarmte
als
energiebron, waarbij organische stof door de bacteriën omgezet wordt in aminozuren, nucleïnezuren, suikers en bioactieve stoffen.
Fotosynthetiserende
bacteriën
kunnen
ook
instaan
voor
een
verwijdering
van
fosforgebonden verontreinigingen. Zoals te zien is in tabel 2.1. is er ook fosfor aanwezig in de dunne fractie van digestaat, hoewel het merendeel van de fosforgebonden verbindingen zich in de dikke fractie bevindt.
29
Voorbeelden van aanwezige fotosynthetiserende bacteriën zijn: Rhodopseudomonas
palustrus, Rhodobacter spaeroides. (Szymanski, N., et al., 2003)
2.3.3.2.
Melkzuurbacteriën
Melkzuurbacteriën zetten suikers en andere koolhydraten om tot melkzuur. De suikers en koolhydraten zijn onder andere afkomstig van het restproduct van fotosynthetiserende bacteriën en gisten. Ze breken onder andere lignine en cellulose, producten die aanwezig zijn in digestaat (OVAM, 2007), af via een fermentatieproces. Deze fermentatie produceert geen schadelijke stoffen.
De melkzuurbacteriën onderdrukken sterk andere schadelijke micro-organismen en versnellen het afbraakproces van organische bestanddelen.
Voorbeelden van aanwezige melkzuurbacteriën zijn: Lactobacillus plantarum, L. casei,
Streptoccus lactis. (Szymanski, N., et al., 2003)
2.3.3.3.
Gisten
Gisten breken aminozuren en suikers af. Deze worden door fotosynthetiserende bacteriën uitgescheiden en zijn als organische stof aanwezig.
De stofwisselingsproducten van gisten worden op hun beurt dan weer afgebroken door melkzuurbacteriën en actinomyceten.
Voorbeelden van aanwezige gisten zijn: Saccharomyces cerevisiae, Candida utilis. (Szymanski, N., et al., 2003)
30
2.3.3.4.
Actinomyceten
Actinomyceten produceren antimicrobiële stoffen uit aminozuren, het restproduct van fotosynthetiserende
bacteriën,
en
organische
stof.
Deze
antimicrobiële
stoffen
onderdrukken schadelijke micro-organismen zoals schadelijke bacteriën en schimmels.
Voorbeelden van aanwezige actinomyceten zijn: Streptomyces albus, S. griseus. (Szymanski, N., et al., 2003)
2.3.3.5.
Fermenterende schimmels
Fermenterende schimmels zorgen voor een snelle afbraak van organische stof tot alcoholen, esters en antimicrobiële stoffen. Hierdoor wordt stankvorming gereduceerd en wordt de aantasting van grotere organismen, zoals insecten en maden, voorkomen.
Voorbeelden van aanwezige fermenterende schimmels zijn: Aspergillus oryzae, Mucor
hiemalis. (Szymanski, N., et al., 2003)
2.3.4.
Toepassingen van effectieve micro-organismen
EM vinden reeds talrijke toepassingsgebieden. Ze worden voornamelijk in Zuidoost-Azië gebruikt. De belangrijkste toepassingen worden hier opgesomd.
2.3.4.1.
Geurhinderbestrijding
EM worden gebruikt als bestrijdingsmiddel tegen geurhinder. Het EM product wordt bijvoorbeeld gesproeid over vuilnisbelten. De effectieve micro-organismen onderdrukken de pathogene micro-organismen. Met de verdwijning van de pathogene micro-organismen verdwijnt ook de stankproductie. Dit systeem wordt bijvoorbeeld toegepast in Thailand op een vuilnisbelt van 20 hectare in het dorpje Praekkasa. In Vietnam worden EM op iedere vuilnisbelt toegepast.
31
EM werden ook gebruikt aan de kust van de Indische Oceaan, na de tsunami van 2004. Het product werd verspreid aan de kustlijn, om de geur van lijken te verminderen. EM worden ook gebruikt in stallen, tegen kwalijke geuren. (EM Naturally Active, 2007)
2.3.4.2.
Bodemverbeteraar
Een andere toepassing van EM vindt zich in de landbouw. EM wordt toegediend aan landbouwgrond als bodemverbeteraar. Door enting van effectieve micro-organismen in de bodem verhoogt de microbiële verscheidenheid. Hierdoor verbetert de vruchtbaarheid van de bodem, en wordt er een beter microbieel milieu voor plantengroei verwezenlijkt, waardoor de groei, de opbrengst en de kwaliteit van de gewassen verbetert.
EM hebben volgende nuttige effecten wanneer ze toegepast worden in de bodem: 1. Bevordering van kiemen, bloeien, vruchtzetting en rijping van gewassen. 2. Verbetering van de fysische, chemische en biologische toestand van de bodem en onderdrukking van de door de bodem voortgebrachte ziekten en plagen. 3. Verhoging van de benutting van de fotosynthese door de gewassen. 4. Verzekering van een beter kiemen en een beter wortelstelsel van de plant. 5. Verhoging van het rendement van bemesting met organische stof. EM fermenteren nitraat tot ammonium, waardoor er minder uitspoeling van nutriënten is.
Al deze effecten verhogen de biologische immuniteit van de gewassen en brengen een hogere opbrengst en betere kwaliteit van de gewassen met zich mee. (Higa T. et al., jaar onbekend)
2.3.4.3.
Compostversneller
EM vinden een toepassing als compostversneller in composteringsprocessen.
32
2.3.4.4.
Silage van voedergewassen
Een andere toepassing vindt zich in silage van voedergewassen zoals kuilmaïs. De melkzuurbacteriën in EM produceren melkzuur. Hierdoor verlaagt de pH en wordt de kuil stabieler en langer houdbaar.
De andere soorten micro-organismen in het EM product zorgen voor een voorfermentatie, waarbij er anti-oxidanten en vitaminen vrijkomen. Op deze manier worden complexere voedingsstoffen opgesplitst in makkelijker opneembare voedingsstoffen. (EM Agriton BVBA, Jaar onbekend)
2.3.4.5.
Waterzuivering
Effectieve micro-organismen worden ook reeds toegepast in waterzuiveringen, onder meer in vervuilde oppervlaktewaters. In Nakornrajsima, Thailand, werd een grote vervuilde, stinkende vijver behandeld door EM te gieten in de vijver. Het organisch slib werd afgebroken, het water werd helder en de geur verdween.
Een andere toepassing vond plaats in de rioolwaterzuivering van Sutthiparinyanont, Thailand. Een EM-oplossing werd toegevoegd aan het rioolwater, waarop het water een eerste zuivering kende en helder werd.
In een kippenkwekerij werd een test gedaan naar reiniging van de drinkwaterleidingen van de lege stallen. EM werden toegevoegd aan het spoelwater om de ontstane biofilm te verwijderen.
33
2.3.5.
Eigenschappen van EM
De gebruikte effectieve micro-organismen zijn van het type microferm. Microferm betekent dat de EM in een oplossing van melasse zitten en reeds geactiveerd zijn. Het droge stof (DS) gehalte van de microferm bedraagt 35,65 g/l, en het VSS gehalte bedraagt 27,12 g/l. Dit komt overeen met 76,09 % VSS van het DS gehalte. De soortelijke massa van de microferm bedroeg 1,01150 kg/l. De viscositeit van de microferm oplossing bij 25,0 ± 0,5 ° C bedroeg 1,085 mm²/s, of 1,097 mPa.s. Er werd geen bezinking vastgesteld van de microferm oplossing. EM heeft een kostprijs van 1,5 euro per liter. Een foto van microferm bij een 400x vergroting wordt weergegeven in figuur 2.7.
Figuur 2.7.: Effectieve micro-organismen in microferm
34
3. MATERIAAL EN METHODEN 3.1. Opstelling en instellingen reactor Er wordt gebruik gemaakt van een intermitterend actief slib systeem. Dit systeem bestaat uit een influent pomp, een actief slib bekken, een nabezinker, een opgeloste zuurstof (DO) meter, een beluchter, een roerelement en een nabezinker met effluent overlooprand. Het volledige systeem wordt gestuurd door een PLC type Siemens. Figuur 3.1. toont de opstelling.
Figuur 3.1.: Intermitterend actief slib systeem
De inhoud van het intermitterend aeroob/anoxisch actief slib bekken bedraagt 50 liter. De inhoud van de nabezinker bedraagt 3 liter.
35
Er wordt telkens voor 30 minuten belucht in de aerobe periode, waarop een anoxische periode van 30 minuten volgt. In de aerobe periode wordt de opgeloste zuurstof (DO) concentratie gestuurd tussen 1 en 3,5 mg O2/l. Deze range omvat zowel het optimale groeigebied van ammonium oxiderende bacteriën, als nitriet oxiderende bacteriën. (Verstraete, W., et al., 1998) (Ruiz, G., et al., 2003)
De voeding met dunne fractie van digestaat gebeurt enkel in de anoxische fase, opdat zoveel mogelijk bCZV beschikbaar zou zijn voor denitrificatie. Het debiet van het influent bedraagt 2,88 l/dag. De hydraulische retentietijd (HRT) in het intermitterend bekken bedraagt hiermee 17,4 dagen, de HRT in de nabezinker bedraagt 1 dag. Deze lange verblijftijd is gebaseerd op gebruikte verblijftijden in de praktijk (VITO, 2007).
De dunne fractie van digestaat is afkomstig van Eneco, afdeling Roeselare. Deze dunne fractie werd eerst gezeefd met een zeef met maaswijdte 1 mm, om het van te grote deeltjes te ontdoen, zodat de pompen en leidingen van de reactor niet zouden verstoppen.
Het actief slib is afkomstig uit een continue conventionele biologie, van Shanks Vlaanderen, afdeling Roeselare. Het droge stof gehalte bedraagt 16 g/l, en deze slibconcentratie werd gedurende het hele verloop van de experimenten behouden door op regelmatige tijdstippen te spuien. Ook VITO vermeldt hoge droge stof gehaltes die tot 20 g/l kunnen oplopen voor biologische afvalwaterbehandelingen van mestverwerkingen en dunne digestaatfractie verwerkingen. (VITO, 2007)
De SRT of slibverblijftijd bedraagt 207 dagen. Dit werd berekend volgens vergelijking 3.1. (Verstraete, W., 2003). Dit is een heel grote SRT. Hierdoor wordt het afgestorven slib grotendeels verteerd in de reactor zelf. %& ' ()
"#$ &
Met:
vgl 3.1. SRT = slibverblijftijd (dag) V = reactorvolume (l) Qw= spuidebiet (l/dag) Xr = slibconcentratie in de retour (g DS/l) X = slibconcentratie in de reactor (g DS/l)
36
De slibconcentratie Xr in de retour bedraagt 25,116 g/l, terwijl de slibconcentratie X in de reactor op 16 g/l gehouden wordt. Het spuidebiet is een gemiddelde waarde over de hele periode en bedraagt 0,1538 l/dag.
De hoeveelheid dunne fractie digestaat in de voeding wordt afgesteld op de ammoniumconcentratie in het actief slib bekken, rekening houdende met mogelijke nitrificatie-inhibitie bij te hoge ammoniumstikstof (NH4+-N) concentraties. Indien de ammoniumstikstof concentratie stijgt richting 100 mg NH4+-N/l, wordt de dunne fractie aangelengd met kraanwater. Zo blijft inhibitie uit. Indien de ammoniumstikstof concentratie boven de 100 mg/l NH4+-N gaat wordt de voeding voor een dag stilgelegd.
Driemaal per week, wordt een staal genomen van zowel het influent en het effluent, waarop verschillende parameters geanalyseerd worden (zie paragraaf 3.2.) In het EM systeem worden EM dagelijks toegevoegd, in een verhouding van 1/500e van het influentdebiet. Dit komt neer op 5,76 ml/dag microferm oplossing (geactiveerde effectieve micro-organismen in een melasse oplossing) die toegevoegd wordt. In een voorgaande studie, waarin het effect van EM getest werd op zuiveringsresultaten en slibproductie in een individuele behandeling van afvalwater (IBA), werd gekozen voor een dosering van 1/7500e van het influent. De resultaten van dit onderzoek zijn dat niet kon geconcludeerd
worden
zuiveringsresultaten
en
dat
EM
een
slibeigenschappen.
merkelijk
beter
(Theunissen,
resultaat J.C.J
et
al.,
gaven 2005)
van In
samenspraak met dhr. Degraeve van Agriton BVBA Izegem, werd besloten om een dosering van 1/500e te gebruiken. Met zicht op economische haalbaarheid worden de EM overgedoseerd toegediend. Dit is om zeker effect te zien indien er verschil is door bioaugmentatie van actief slib met EM.
Het blanco systeem dient als referentie en hieraan worden dan ook geen extra microorganismen toegevoegd aan het actief slib.
Indien je een biologische reactor opstart met entslib van een andere reactor, is het belangrijk dat je een steady state toestand bekomt vooraleer je meetgegevens als betrouwbaar mag gaan beschouwen. Een steady state toestand bekomt men als de concentraties van de desbetreffende parameters constant blijven, en is doorgaans drie keer de hydraulische verblijftijd. 37
3.2. Analysemethoden 3.2.1.
Fotospectrometer DR 2800
Veel parameters worden fotospectrometrisch bepaald. Dit gebeurde met de DR 2800 fotospectrometer van het merk Hach-Lange. Dit is een VIS fotospectrometer waarmee allerhande bepalingen op afvalwater gedaan kunnen worden. De spectrometer heeft een golflengtebereik van 340 tot 900 nm, en heeft een intern geheugen met opgeslagen testprogramma’s. Het toestel heeft een barcodeherkenningssysteem en kan meten in directe concentratie-eenheden, absorptie of procentoverdracht. De DR 2800 beschikt over een houder voor vierkante kuvetten, en voor cilindervormige kuvetbuisjes met barcode. Een foto van de DR 2800 wordt weergegeven in figuur 3.2. (Hach-Lange, 2008)
Figuur 3.2.: Hach-Lange DR 2800 fotospectrometer
Het principe van de VIS-fotospectrometer steunt op het feit dat chemische stoffen een bepaalde golflengte van het spectrum absorberen. Er wordt monochromatisch licht (licht van één bepaalde golflengte) gestuurd door het monster. Als dat monochromatisch licht botst met de corresponderende molecule, krijgt deze een hogere energietoestand, en wordt een deel van het uitgezonden licht geabsorbeerd. Door de absorptie te bepalen, kan ook de concentratie bepaald worden. (Dumoulin, A., 2008) (Hach-Lange, 2008) 38
3.2.2.
Uitplaten van EM op een selectieve bodem
Om te verifiëren dat er werkelijk gisten en schimmels in het mengsel van effectieve microorganismen zitten, werden deze uitgeplaat op een selectieve bodem. Voor de telling van gisten en schimmels wordt een selectieve voedingsbodem gebruikt, die speciaal samengesteld is om de groei van gisten en schimmels te optimaliseren. De betreffende bodem is een Gist-Glucose-Agar (GGA). Op deze bodem groeien bacteriën ook weelderig, en omdat EM een mengsel is van zowel schimmels, gisten en bacteriën, moeten deze bacteriën onderdrukt worden met een breedspectrum antibioticum, oxytetracycline. Dit antibioticum onderdrukt de groei van de bacteriën.
Van het mengsel effectieve micro-organismen werd een verdunningsreeks aangemaakt, dit houdt in dat er een reeks proefbuizen gemaakt worden met telkens een 10 maal kleinere concentratie van EM in. Voor deze proef werden verdunningen van 10-1 tot 10-7 gemaakt.
De bodem wordt in petriplaten gegoten en eens gestold kan vanuit iedere proefbuis 100 µl gepipetteerd worden op de vaste bodem. Met behulp van een Drigalski spatel wordt dit verspreid over de hele bodem. Op deze manier wordt er een reeks petriplaten bekomen waarin er telkens een 10 maal kleinere concentratie van EM aanwezig is. Er wordt ook een blanco meegenomen, om te verifiëren of er steriel gewerkt werd tijdens het maken van de verdunningsreeks en het uitplaten op de petriplaten. Dit alles wordt in het tweevoud gemaakt.
De petriplaten worden geïncubeerd bij 25 °C voor 3 dagen en vervolgens wordt het aantal kolonies geteld. Petriplaten waarop er tussen de 15 en 150 kolonies aanwezig zijn mogen beschouwd worden als statistisch correct. Indien het aantal kolonies van twee petriplaten met dezelfde verdunning erg van elkaar verschilt mag er eveneens geen rekening gehouden worden met deze kolonies. (Handleiding Tellen van gisten en schimmels, 2010)
39
3.2.3.
Zuurstofverbruik
Zowel nitrificatie als verwijdering van organische stoffen tot CO2 en H2O verbruiken zuurstof. De opgeloste zuurstofconcentratie (DO) in de actief slib reactor werd continu gemeten en uitgezet in een grafiek.
De beluchting in de aerobe fase wordt gestuurd op deze meting van opgeloste zuurstof. Telkens wanneer de DO onder de ingestelde minimumwaarde komt zal de beluchting geactiveerd worden, waarna deze uitgeschakeld wordt indien de DO de ingestelde maximumwaarde overschrijdt. Zo zullen in de aerobe fase verschillende pieken zichtbaar zijn in de grafiek. In de anoxische fase wordt niet belucht en zal de DO concentratie naar 0 mg/l gaan.
Een stabiel verloop is een indicatie dat het systeem naar behoren werkt, en dat nitrificatie en CZV verwijdering doorgaat naar behoren. Indien in de grafiek plots een verandering merkbaar is, betekent dit dat een zuiveringsproces verstoord is. Zo kan het voorkomen dat er tijdelijk minder pieken aanwezig zijn in de aerobe fase. Dit duidt op minder zuurstofverbruik en kan het gevolg zijn van bijvoorbeeld een onvolledige nitrificatie.
3.2.4.
Ammoniumgehalte
Het ammonium (NH4+) gehalte is een parameter voor de gereduceerde vorm van stikstof. De ammoniumconcentratie in oplossing hangt af van de pH. In zuur milieu zal er ammonium aanwezig zijn, in alkalisch milieu ammoniak (NH3).
Het ammoniumgehalte werd gemeten met een Hach-Lange kuvettentest. De gebruikte kuvetten waren van het type LCK 305, die een meetbereik hebben van 1 – 12 mg NH4+/l of 1,3 – 15 mg NH4+-N/l. Het staal werd verdund tot dit bereik.
Deze methode is gebaseerd op de gewijzigde Berthelot kleurreactie. In de kuvetten reageren ammoniumionen bij een pH waarde van 12,6 met hypochlorietionen, dat gevormd werd door alkalische hydrolyse van natriumdichloorisocyanuraat. Er wordt chlooramine
gevormd
dat
met
salicylaationen
reageert
in
verbinding
met
natriumnitroprusside als katalysator tot indofenol-blauw. De concentratie van dit 40
kleurcomplex is evenredig met de ammoniumconcentratie, en wordt fotospectrometrisch bepaald.
Het monster moet een pH hebben van 4 tot 9, en de temperatuur van het monster en de reagentia moet 20 °C bedragen. Het monster moet zo snel mogelijk na de monstername onderzocht worden om een voldoende nauwkeurig resultaat te verkrijgen. Primaire aminen die aanwezig zijn in het monster worden meegeregistreerd en geven een te hoog resultaat. Aanwezige reductiemiddelen beïnvloeden de meting en geven te lage resultaten. Volgende ionen beïnvloeden de meting niet tot de aangegeven concentraties: (VITO, 2010) (Audenaert, W., 2008) (Hach Lange, 2010) 1000 mg/l: Cl-, SO42500 mg/l: K+, Na+, Ca2+ 50 mg/l: CO32-, NO3-, Fe3+, Cr3+, Cr6+, Zn2+, Cu2+, Co2+, Ni2+, Hg2+ 25 mg/l: Fe2+ 5 mg/l: Pb2+ 2 mg/l: Ag+
De meetmethode gaat als volgt: -
De afdekfolie wordt voorzichtig verwijderd, en het dopje wordt van de kuvet geschroefd.
-
Er wordt exact 0,5 ml monster gepipetteerd.
-
Het dopje wordt er onmiddellijk terug opgeschroefd.
-
De kuvet wordt krachtig geschud.
-
Na 15 minuten wachten wordt de buitenkant van de kuvet grondig gereinigd, en wordt de kuvet in de fotospectrometer gezet om de kleurintensiteit te meten bij 695 nm.
-
Eventueel moeten de afgelezen concentraties omgerekend worden naar NH4+-N of NH4+, afhankelijk van de instellingen van het toestel.
De LCK 305 kuvetten beschikken over een barcode op de kuvet, die door de fotospectrometer gelezen kan worden. Hierdoor kiest de fotospectrometer automatisch het programma.
41
3.2.5.
Nitraatgehalte
Het nitraat (NO3-) gehalte is een parameter voor de meest geoxideerde vorm van stikstof. Het nitraatgehalte werd gemeten met een Hach-Lange powder pillowtest. De gebruikte powder pillows zijn van het type NitraVer 5 HR Nitrate Reagent Powder Pillows voor een 10 ml test. Deze powder pillows bepalen het nitraatgehalte via de cadmium reductie methode. In de test worden nitraten door cadmium gereduceerd tot nitriet. In zuur medium reageert nitriet met sulfanilzuur tot een intermediair diazoniumzout, dat op zich bindt met gentisinezuur tot een amberkleurige oplossing. De amberkleurintensiteit is evenredig met de concentratie nitraat in het monster, en wordt gemeten bij 500 nm. De test heeft een meetbereik van 0,3 – 30,0 mg NO3--N/l. Het staal werd verdund tot het nitraatgehalte in dit meetbereik zat. (Hach Lange, 2010) Mogelijke interferenties van de meting zijn Fe3+ en NO2-. Cl- geeft bij concentraties hoger dan 100 mg/l een te lage waarde. Extreme pH waardes van het monster kunnen de bufferende capaciteit van het reagens beïnvloeden en storing van de meting geven, en sterke oxiderende of reducerende stoffen interfereren eveneens met de meting. (Hach Lange, 2010)
De meetmethode gaat als volgt: -
Op de DR 2800 spectrofotometer wordt programma 355 gekozen.
-
In een vierkanten glazen kuvet wordt 10 ml monster gepipetteerd.
-
De inhoud van 1 powder pillow wordt toegevoegd in de kuvet, en de kuvet wordt met een rubberen stop dichtgemaakt.
-
De kuvet wordt voor 1 minuut geschud.
-
Na het schudden wordt er 5 minuten gewacht.
-
Ondertussen wordt in een tweede kuvet opnieuw 10 ml monster gepipetteerd. Deze kuvet dient als blanco dus wordt er niets toegevoegd.
-
De buitenkant van de kuvetten worden grondig gereinigd. De blanco kuvet wordt in de Hach Lange DR 2800 spectrofotometer geplaatst, en de toets ‘nul’ wordt ingedrukt. Het nulpunt wordt nu ingesteld.
-
De kuvet met gereageerd monster wordt voorzichtig in de spectrofotometer geplaatst, en de toets ‘meten’ wordt ingedrukt. Er werd tijdens de analyses ondervonden dat er bij een minimale werveling luchtbelletjes in het monster in de kuvet komen. Indien dit gebeurt moet er een aantal seconden worden gewacht 42
voor op de toets ‘meten’ gedrukt mag worden. Luchtbellen kunnen de lichtbundel, die door het monster gestuurd wordt voor de meting, verstoren. -
Eventueel moeten de afgelezen concentraties omgerekend worden naar NO3--N of NO3-, afhankelijk van de instellingen van het toestel.
3.2.6.
Nitrietgehalte
Het nitriet (NO2-) gehalte is een parameter voor een andere geoxideerde vorm van stikstof. Nitriet wordt gevormd door reductie van nitraat tot nitriet, of door oxidatie van ammonium tot nitriet.
Het nitrietgehalte werd gemeten met een Hach-Lange powder pillowtest. De gebruikte powder pillows zijn van het type NitriVer 3 LR Nitrite Reagent Powder Pillows voor een 10 ml test. Deze powder pillows bepalen het nitrietgehalte via de diazotizatie methode.
In de test reageren nitrieten met sulfanilzuur tot een intermediar diazoniumzout. Dit diazoniumzout bindt met chromotroopzuur tot een roze gekleurd complex. Dit roze kleurig complex is evenredig met het nitrietgehalte, en wordt gemeten bij 507 nm. De test heeft een meetbereik van 0,002 – 0,300 mg NO2--N/l. Het staal werd verdund tot dit meetbereik. (Hach Lange, 2010) Volgende ionen beïnvloeden de meting door neerslagvorming met reagens: Sb2+, Au3+, Bi3+, PtCl62-, Fe3+, Pb4+, Hg2+, VO3-, Ag+. Cu2+ en Fe2+ kunnen te lage meetwaarden geven. Van nitraat in concentraties hoger dan 100 mg/l N kan een klein deel een reductie tot nitriet ondergaan. Sterke oxiderende of reducerende stoffen interfereren eveneens met de meting. (Hach Lange, 2010)
De meetmethode gaat als volgt: -
Op de DR 2800 spectrofotometer wordt programma 371 gekozen.
-
In een vierkanten glazen kuvet wordt 10 ml monster gepipetteerd.
-
De inhoud van 1 powder pillow wordt toegevoegd in de kuvet.
-
De kuvet wordt enkele malen gezwenkt om het poeder op te lossen.
-
Na het zwenken wordt er 20 minuten gewacht.
43
-
Ondertussen wordt in een tweede kuvet opnieuw 10 ml monster gepipetteerd. Deze kuvet dient als blanco dus wordt er niets toegevoegd.
-
De buitenkant van de kuvetten worden grondig gereinigd. De blanco kuvet wordt in de Hach Lange DR 2800 spectrofotometer geplaatst, en de toets ‘nul’ wordt ingedrukt. Het nulpunt wordt nu ingesteld.
-
De kuvet met gereageerd monster wordt in de spectrofotometer geplaatst, en de toets ‘meten’ wordt ingedrukt.
-
Eventueel moeten de afgelezen concentraties omgerekend worden naar NO2--N of NO2-, afhankelijk van de instellingen van het toestel.
3.2.7.
Chemisch zuurstofverbruik
Het chemisch zuurstofverbruik (CZV) is een parameter die weergeeft wat de zuurstofvraag is om organische bestanddelen in afvalwater te oxideren met een sterk chemisch oxidans. Ammonium, de gereduceerde vorm van stikstof, wordt niet geoxideerd omdat er een te lage concentratie aan vrije chloride-ionen aanwezig is in de reagentia van de methode.
Het CZV gehalte werd bepaald met een Hach-Lange kuvettentest. Het type CZV kuvetten was LCK 314, die een meetbereik hebben van 15 – 150 mg O2/l. De monsters werden verdund tot dit bereik. (Hach Lange, 2010)
In
deze
kuvetten
reageren
oxideerbare
stoffen
met
een
zwavelzure
kaliumdichromaatoplossing, in aanwezigheid van een katalysator: zilversulfaat. Cr6+, dat een oranjegele kleur heeft, wordt gereduceerd naar Cr3+, dat een groene kleur heeft. Deze reactie wordt weergegeven in reactievergelijking 3.1. K2Cr2O7 + 4 H2SO4 → K2SO4 + Cr2(SO4)3 + 4 H2O + 3/2 O2
r. 3.1.
Aanwezige chloride wordt gemaskeerd met kwiksulfaat door vorming van kwikhalogenide complexen, echter in de LCK 314 kuvetten is dit gelimiteerd tot een chloridegehalte van maximaal 1500 mg/l. Indien chloride niet wordt gemaskeerd zal het chloride geoxideerd worden door het aanwezige dichromaat, wat weergegeven wordt in reactievergelijking 3.2. (Audenaert, W., 2008) (Hach Lange, 2010). 44
6 Cl- + Cr2O72- + 14 H+ → 3 Cl2 + 2 Cr3+ + 7 H2O
r. 3.2.
In reactie 3.1. komt zuurstof vrij, die het aanwezige organische materiaal oxideert, met zilvernitraat als katalysator. Dit wordt weergegeven in reactievergelijking 3.3., met glucose als voorbeeld voor organisch materiaal. C6H12O6 + 6 O2 → 6 H2O + 6 CO2
r. 3.3.
De hoeveelheid Cr6+ dat gereduceerd wordt naar Cr3+ hangt af van de hoeveelheid organisch oxideerbaar materiaal. Hoe meer Cr3+ er gevormd wordt, hoe intenser de groene kleur.
De methode kan beïnvloed worden in monsters met een chloridegehalte dat hoger ligt dan 1500 mg/l. (Hach Lange, 2010)
De meetmethode gaat als volgt: -
De aanwezige bezinking in de kuvetten wordt door schudden in suspensie gebracht.
-
Er wordt exact 2,0 ml monster gepipetteerd in de kuvet.
-
De kuvet wordt gesloten en licht geschud.
-
De kuvet wordt in een thermostaat gezet bij 148 °C voor 2 uur om het monster te destrueren.
-
De kuvet wordt voorzichtig twee maal gezwenkt, en in een rek gezet ter afkoeling.
-
Na grondige reiniging van de buitenkant van de kuvet wordt de kuvet in de fotospectrometer gezet om de resterende Cr6+ te meten bij een golflengte van 605 nm. De aanwezige vaste stof moet echter volledig bezonken zijn voor de meting.
De LCK 314 kuvetten beschikken over een barcode op de kuvet, die door de fotospectrometer gelezen kan worden. Hierdoor kiest de fotospectrometer automatisch het programma.
45
3.2.8.
Biochemisch zuurstofverbruik na 5 dagen bij 20°C
Het biochemisch zuurstofverbruik (BZV520) is een parameter die weergeeft wat de zuurstofvraag is om organische verontreiniging in afvalwater biologisch af te breken en om anorganisch materiaal (vb sulfiden) te oxideren. Het kan ook de benodigde zuurstof bevatten om gereduceerde vormen van stikstof
te oxideren, tenzij deze oxidatie
tegengehouden wordt door een inhibitor (zoals allylthiourea of nitrapyrin), wat meestal gedaan wordt (APHA, AWWA, WPCF, 1985). BZV520 meet het zuurstofverbruik op een temperatuur van 20 °C over een periode van 5 dagen. (VITO, 2010) (Handleiding WTW, 2010). De BZV520 werd gemeten met het OxiTop systeem. Dit systeem is gebaseerd op de drukverandering in de fles met afvalwater. In de fles zullen micro-organismen de biodegradeerbare organische stoffen afbreken tot CO2 en H2O, en biomassa. Er worden NaOH tabletten toegevoegd die het gevormde CO2 absorberen tot vorming van NaHCO3. Zo wordt een onderdruk gecreëerd in de OxiTop fles. Deze onderdruk is een directe maat voor de verbruikte zuurstof. De fles is donker zodat geen zuurstof door fotosynthese geproduceerd wordt.
De meetmethode gaat als volgt: - De meetfles wordt grondig gewassen en voorgespoeld met monster. - Er wordt homogeen monster toegevoegd aan de meetfles. - Het benodigde toe te voegen volume wordt bepaald volgens volgende methode: Het verwachte BZV520 gehalte wordt geschat. Een praktische regel is dat het BZV520 gehalte van een afvalwater ongeveer 80 % van het CZV gehalte zal zijn. Dit is geldig voor het influent. Voor het effluent zal het BZV520 gehalte minder zijn dan 80 % van het CZVeffluent gehalte, want na een biologische reactor is in principe alle aanwezige BZV vanuit het influent afgebroken tot CO2 en H2O waarbij enkel de recalcitrante CZV overblijft. - Uit tabel 3.1. wordt het meetbereik (kolom: measuring range) gekozen wat overeenkomt met de verwachte BZV520 waarde. De kolom ‘factor’ geeft voor ieder verschillend meetbereik een andere factor, die in rekening gebracht moet worden tijdens het berekenen van de BZV520 waarde (zie vgl. 3.1. en vgl. 3.2.). Uit tabel 3.1. blijkt dat het sample volume daalt indien het maximale meetbereik groter wordt. Een hogere BZV520 concentratie in het monster zal meer zuurstof nodig hebben om een volledige afbraak van organische verbindingen te hebben. Die zuurstof is afkomstig uit de headspace (bovenste 46
laag lucht) in de fles. Hoe groter de concentratie BZV520, hoe meer zuurstof er nodig zal zijn, en hoe groter de headspace moet zijn in de fles. Het is mogelijk dat de verwachte BZV520 waarde hoger zal zijn dan de maximale BZV520 te bepalen waarde (2000 mg/l bij een sample volume van 43,5 ml). In dit geval kan verdunningswater gebruikt worden om het staal te verdunnen tot het totale volume (deel staal + deel verdunningswater) één van de sample volumes vanuit tabel 3.1. is. Zie verder over hoe dit verdunningswater aangemaakt moet worden. Tabel 3.1.: Selectie van monstervolume
- In het geval van dunne fractie digestaat is de verwachte BZV520 waarde hoger dan 2000 mg/l.
Voor
de
BZV520
meting
moet
het
staal
dus
aangelengd
worden
met
verdunningswater. Deze verdunning vormt het monstervolume (sample volume). Rekening houdend met de verhouding monster/verdunningswater en het meetbereik (measuring range) wordt een monstervolume bepaald. - Het bepaalde volume zuiver monster wordt exact in een overloop meetbeker (overflow measuring beaker) gepipeteerd. Deze overloop meetbeker wordt aangevuld tot de rand met verdunningswater, zodat het exacte monstervolume voor de BZV520 bepaling bereikt wordt. Dit mengsel van monster/verdunningswater wordt in de OxiTop fles gegoten. Het monster dat in de overloop meetbeker gepipetteerd wordt moet homogeen verdeeld zijn, eventueel bezinkbare deeltjes moeten dus ook aanwezig zijn in de juiste verhouding. - Het magnetische roerstaafje wordt in de fles gebracht, en er wordt een rubberen stop (met gat) op de fles geplaatst. - 2 natriumhydroxide (NaOH) tabletjes worden in de rubberen stop gebracht. Deze mogen niet in contact komen met het water, omdat anders de pH van het staal zal stijgen en bacteriële activiteit nadelig kan beïnvloeden. - De OxiTop dop wordt op de fles gedraaid, en de meting wordt gestart door de knoppen ‘S’ en ‘M’ tegelijkertijd in te drukken tot de display ‘00’ aangeeft. Hiermee worden eerder opgeslagen waarden verwijderd uit het geheugen.
47
- De OxiTop fles wordt in een ruimte geplaatst bij 20 ± 1 °C voor 5 dagen, en wordt magnetisch geroerd. Gedurende de 5 dagen wordt elke 24 uur één waarde opgeslagen in het geheugen. Om de huidige waarde af te lezen dient op de ‘M’ toets gedrukt te worden. - Na 5 dagen worden de opgeslagen gegevens afgelezen door op de ‘S’ toets te drukken. Indien de verwachte BZV520 waarde groter is dan het maximale meetbereik uit tabel 3.1. (2000 mg/l bij een sample volume van 43,5 ml), kan het staal verdund worden met verdunningswater. Hoe dit verdunningswater bereid wordt, wordt hieronder beschreven. Het is belangrijk om in volgende stappen bigedestilleerd water te gebruiken, vrij van organische stoffen.
Het verdunningswater bestaat uit volgende oplossingen: Fosfaatbufferoplossing: Los op in 1000 ml bigedestilleerd water: 8,5 g KH2PO4; 21,75 g K2HPO4; 22,4 g Na2HPO4.2H2O en 1,7 g NH4Cl; en breng op pH 7,2 door toevoegen van 1 N NaOH of 1 N HCl. Magnesiumsulfaatoplossing: Los 22,5 g MgSO4.7H2O op in 1000 ml bigedestilleerd water. Calciumchlorideoplossing: Los 27,5 g CaCl2 op in 1000 ml bigedestilleerd water. IJzerreagens: Los 0,25 g FeCl3.6H2O op in 1000 ml bigedestilleerd water. Inzaaireagens: Laat 10 g onbehandelde tuingrond in 100 ml leidingwater gedurende 1 uur schudden en filtreer vervolgens. Nitrificatie inhibitor: nitrapyrin kristallen (HACH formule 2533) of N allyl thioureum 5 mg/l.
Per liter verdunningswater wordt het volgende toegevoegd: 1 ml fosfaatbufferoplossing 1 ml magnesiumsulfaatoplossing 1 ml calciumchlorideoplossing 1 ml ijzerchlorideoplossing 1 ml inzaaireagens 48
1 mespuntje nitrificatie inhibitor, of de vermelde concentratie. Het is belangrijk dat alle oplossingen toegevoegd worden. De zoutoplossingen zorgen voor een buffer, het inzaaireagens bevat de benodigde heterotrofe bacteriën en de nitrificatie inhibitor wordt toegevoegd om mogelijk zuurstofverbruik door ammonium uit te schakelen. De pH wordt op 7,2 gesteld met 1 N NaOH of 1 N HCl. De pH mag zeker niet onder de 7,2 gelegen zijn. De pH mag niet gemeten worden tijdens het beluchten, daar opgeloste CO2 voor een pH daling zorgt. Het verdunningswater wordt 2 uur belucht om het volledig te verzadigen met opgeloste zuurstof en dient een temperatuur van 20 °C te hebben voor gebruik. - Er wordt tegelijkertijd een blanco BZV520 gemeten. Deze blanco bestaat uit puur verdunningswater. Het is belangrijk dat het volume van deze blanco gelijk is aan de volumes van de stalen die gemeten worden. De BZV520 van de blanco wordt berekend volgens vergelijking 3.1. *+
,- .%/ %0
Met:
vgl 3.1. M5 = gemeten waarde van de blanco na 5 dagen (de vijfde waarde) van de OxiTop. F = factor F = 20, in het geval van een 97 ml monster, terug te vinden in tabel 3.1. VP = volume puur monster in de verdunning. (ml) VV = volume verdunningswater in de verdunning. (ml) BW = BZV520 van de blanco. (mg/l)
De BZV520 van de monsters in mg/l wordt berekend aan de hand van vergelijking 3.2. 7 *123456
.,-406 4% %86
Met:
%8
9 *+
vgl 3.2.
F = factor F = 20 in het geval van een 97 ml monster, terug te vinden in tabel 3.1. M5(P) = gemeten waarde van het staal na 5 dagen (de vijfde waarde) van de OxiTop. VP = volume puur monster in de verdunning. (ml) VV = volume verdunningswater in de verdunning. (ml) BW = BZV520 van de blanco. (mg/l) 49
3.2.9.
Orthofosfaatgehalte
Orthofosfaat (PO43-) is een anorganische fosforverbinding en is één van de nutriënten aanwezig in water. Het orthofosfaatgehalte werd gemeten met een Hach-Lange powder pillowtest. De gebruikte powder pillows zijn van het type PhosVer 3 RGT Phosphate Reagent Powder Pillows voor een 10 ml test. Deze powder pillows bepalen het orthofosfaatgehalte via de ascorbinezuur methode. In deze test reageert orthofosfaat in zuur milieu met molybdaat tot een fosfaat/molybdaat complex. Dit complex wordt door ascorbinezuur gereduceerd tot een blauwe kleur afkomstig van de gevormde molybdeenverbinding. Deze blauwe kleurintensiteit is evenredig met de concentratie orthofosfaat, en wordt gemeten bij 880 nm. De test heeft een meetbereik van 0,02 – 2,50 mg PO43-/l. Het staal werd verdund tot dit meetbereik. (Hach Lange, 2010) Volgende ionen beïnvloeden de meting niet tot de aangegeven concentraties: 300 mg/l: Ni
2+
, Ni3+
200 mg/l: Al3+ 100 mg/l: Cr
3+
, Cr
6+
, Fe2+, Fe3+
80 mg/l: Zn2+ 50 mg/l: Si4+ 10 mg/l: silicaten AsO43- en H2S geven bij elke concentratie een storing van de meting. Extreme pH kan de bufferende eigenschap van het reagens beïnvloeden en zo storing geven van de meting. Grote hoeveelheden gesuspendeerde deeltjes geven storing omdat delen hiervan door het zuur in het reagens kunnen opgelost worden en de kleur beïnvloeden. (Hach Lange, 2010)
De meetmethode gaat als volgt: -
Op de DR 2800 spectrofotometer wordt programma 490 gekozen.
-
In een vierkanten glazen kuvet wordt 10 ml monster gepipetteerd.
-
De inhoud van 1 powder pillow wordt toegevoegd in de kuvet, en de kuvet wordt gesloten met een rubberen dop.
-
De kuvet wordt krachtig geschud voor 30 seconden.
-
Na het schudden wordt er 2 minuten gewacht.
50
-
Ondertussen wordt in een tweede kuvet opnieuw 10 ml monster gepipetteerd. Deze kuvet dient als blanco dus wordt er niets toegevoegd.
-
De buitenkant van de kuvetten worden grondig gereinigd. De blanco kuvet wordt in de Hach Lange DR 2800 spectrofotometer geplaatst, en de toets ‘nul’ wordt ingedrukt. Het nulpunt wordt nu ingesteld.
-
De kuvet met gereageerd monster wordt in de spectrofotometer geplaatst, en de toets ‘meten’ wordt ingedrukt.
-
Eventueel moeten de afgelezen concentraties omgerekend worden naar PO43--P of PO43-, afhankelijk van de instellingen van het toestel.
51
3.2.10.
Slibkarakteristieken
Na beluchting in de actief slib reactor moet het AS van het gezuiverde water gescheiden worden.
Dit
gebeurt
in
een
nabezinktank.
Iedere
slibsoort
heeft
andere
bezinkingseigenschappen.
Om een goeie scheiding te krijgen dient het slib zo snel mogelijk te bezinken, tot een zo klein mogelijk volume slib. Die bezinking gebeurt onder invloed van de zwaartekracht. Bij een hoge concentratie droge stof, wat het geval is bij bezinking van de actief slibvlokken in de nabezinker van de biologie, kan gehinderde bezinking optreden. Door de hoge slibconcentratie (16 g/l DS) veroorzaken de vallende slibvlokken een opwaartse stroom van vloeistof. Die vloeistof moet tussen de elkaar rakende slibvlokken zijn weg vinden naar boven, waardoor de slibvlokken geremd worden in hun val naar beneden. (Dejans, 2008)
Een goede methode om de bezinkbaarheid van een slib in kaart te brengen is een bepaling van de slibvolumeindex (SVI) of verdunde slibvolumeindex (dSVI).
3.2.10.1. Slibvolumeindex Om de bezinking een waarde te kunnen geven werd de slibvolumeindex (SVI) ingevoerd. Deze SVI is een maat voor de bezink- en indikeigenschappen van het slib, en wordt berekend volgens vgl 3.3. "2:
;<=>;?@ AB
?A ?C @ ?F; CI C ;I>G JJKL R N
P 4 6
MN O N
vgl 3.3.
Met: SVI in ml/g
Om deze parameter te bepalen wordt een liter slib in een Imhoffkegel, weergegeven in figuur 3.3., gebracht (Qis, Jaar onbekend). Na een half uur wordt het volume bezonken slib afgelezen. Indien de SVI groter is dan 200, dan is het slib slecht bezinkbaar, is hij kleiner dan 100, dan heeft het slib goede bezinkingseigenschappen. De SVI wordt ook nog de Mohlmann-index genoemd. (Dejans, P., 2008)
52
Figuur 3.3.: Imhoffkegels
Zoals in vgl 3.3. te zien is wordt het slibvolume gerelateerd aan het droge stof gehalte. Dit droge stof gehalte vertoont echter niet een lineair verband met de SVI. Indien na 30 minuten 1 l slib gezonken is tot een niveau van 960 ml, en dit een droge stof gehalte van 16 g/l heeft, dan betekent dit een SVI van 60 ml/g. Dit is volgens bovenvermelde regel een heel goede SVI, terwijl er toch gesteld kan worden dat het slibniveau slechts 40 ml gezakt was na 30 minuten, wegens de gehinderde bezinking. Het verdunnen van het slib (zie paragraaf 3.2.10.2.) verlaagt het effect van deze gehinderde bezinking. Ook zijn de imhoffkegels enkel naar de onderkant toe preciezer gegradueerd. Om deze twee redenen werd geopteerd om een verdunde SVI of diluted SVI (dSVI) te bepalen.
3.2.10.2. Verdunde slibvolumeindex Bij hoge slibconcentraties wordt een verdunde of diluted SVI (dSVI) bepaald. Hoge slibconcentraties geven een onnauwkeurige SVI meting wegens de gehinderde bezinking, vandaar dat het slib aangelengd wordt met water om zo een dSVI te bepalen.
Hier werd het slib verdund tot het tussen 4 en 4,5 g/l diluted DS (dDS) zat. Van deze verdunning werd de dSVI bepaald, op dezelfde manier als een SVI bepaald wordt. Indien gestuurd wordt tussen deze twee nauw bij elkaar liggende waarden, kunnen de dSVI’s onderling met elkaar vergeleken worden. Vergelijken met literatuur is echter niet mogelijk, tenzij in de literatuur ook gewerkt wordt met een dSVI gestuurd op 4 a 4,5 g/l dDS.
53
3.2.11.
Droge stof gehalte
Het droge stof (DS) gehalte van slib is een maat voor alle vaste bestanddelen in een afvalwater.
Het
droge
stof
gehalte
wordt
bepaald
op
de
homogene
suspensie
in
het
beluchtingbekken. Het geeft een indicatie weer van de hoeveelheid vaste materie, onafhankelijk van het vochtigheidsgehalte. Het droge stofgehalte wordt bepaald door een monster te drogen bij (105 ± 5) °C in een droogstoof voor 8 uur. Tijdens het drogen verdampt al het aanwezige water, en blijft enkel de vaste materie over. Na drogen wordt het monster afgekoeld in een dessicator.
Het DS gehalte kan procentueel en als concentratie weergegeven worden. Procentueel wordt het berekend volgens vgl 3.4. S" TUVWXYU 4%6 Met:
FR[\']]R\
F^_[ R[\']]R\
100
vgl 3.4.
mgedroogd = de massa van het in de droogstoof gedroogde monster (g), mniet
gedroogd
= de massa van het natte slib, voor het in de droogstoof geplaatst
werd (g).
Als concentratie wordt het DS gehalte berekend volgens vgl 3.5. S" TUVWXYU Met:
H L> O
bH@K<?AEQII> 4T6 %
MN N
cN_dceeN 4F>6
vgl 3.5.
mgedroogd slibstaa = de massa van het in de droogstoof gedroogde slibmonster (g), Vslibstaal = het volume van het genomen staal slib (ml).
3.2.12.
Vluchtige stof gehalte
Het vluchtige stof (VS) gehalte van afvalwater zijn de vluchtige deeltjes in een afvalwater. Het VS-gehalte wordt bepaald aan de hand van het asgehalte en de DS. Het gedroogde staal waarmee het DS-gehalte bepaald werd, wordt in de moffeloven geplaatst bij (550 ± 50) °C voor 4 uur.
Na drogen blijft enkel een residu achter bestaande uit mineralen, het asgehalte genoemd. Alle organische stoffen worden gedestrueerd en vergast, al dan niet met O2, in de 54
moffeloven. Dit asgehalte wordt weergegeven als concentratie in g/l. Het verschil van het DS gehalte en het asgehalte vormen de VS, dit wordt weergegeven in vgl 3.6. H >
H >
H >
2" L O S" L O 9 WfTUVWXYU 4 6 Met:
vgl 3.6.
DS = droge stof gehalte (g/l), Asgehalte = asconcentratie verast monster bij 550 °C voor 4 uur (g/l).
Het VS-gehalte bedraagt typisch 70 à 80 % van het DS-gehalte. (APHA, AWWA, WPCF, 1985)
55
4. RESULTATEN EN BESPREKING 4.1. Uitplaten EM op selectieve bodem De blanco platen vertoonden geen groei van micro-organismen, hieruit kan besloten worden dat er steriel gewerkt is geweest, en kunnen de resultaten gebruikt worden. Op de petriplaten zijn kolonies te zien. Aangezien er groei te detecteren is op deze selectieve bodem voor schimmels en gisten, kan alvast besloten worden dat de EM schimmels en/of gisten bevatten. Indien geen resultaat te merken is in de biologische zuiveringstesten, dan is het in ieder geval zeker dat de gisten en schimmels toegevoegd werden in het EM systeem.
Visueel zijn er op de petriplaten twee verschillende kolonievormen waar te nemen. Er zijn grote kolonies (2) waar te nemen die bleker gekleurd zijn, en er zijn kleine kolonies (1) waar te nemen die bruiner gekleurd zijn. In figuur 4.1. zijn deze kolonies te zien op een 100x verdunning (10-2).
56
Figuur 4.1.: Gisten en schimmels op een selectieve voedingsbodem De resultaten van de telling geven 2,9*105 schimmels en gisten die een grote kolonie geven, en 3,7*107 totaal aantal schimmels en gisten in EM.
57
4.2. Visuele vergelijking van de reactors van beide systemen Figuur 4.2. en 4.3. geven een foto weer van de reactor, vóór steady state en na steady state, van het EM systeem. Opvallend is het kleurverschil, veroorzaakt door de recalcitrante CZV (voornamelijk humuszuren).
Figuur 4.2.: EM systeem: vóór steady state
Figuur 4.3.: EM systeem: na steady state
De kleur van het effluent na steady state van het referentiesysteem (zonder toevoeging van EM) is dezelfde als de kleur van het EM systeem, zoals te zien is in figuur 4.4. en figuur 4.3.
58
Figuur 4.4.: Blanco systeem: effluent na steady state
Vergelijking tussen figuur 4.4. en figuur 4.3. toont dat er visueel geen onderscheid op te merken is tussen aanwezige recalcitrante CZV in het effluent van het blanco systeem, en het effluent van het EM systeem. De kleur van het effluent is in beide systemen even donkerbruin/zwart.
Hieruit kan besloten worden dat de humuszuren nog steeds in het effluent zitten en niet voldoende worden afgebroken of opgenomen.
59
4.3. Vergelijking slibvlokken De slibvlokken aan het einde van de tests van het blanco systeem en het EM systeem worden weergegeven in figuren 4.5. en 4.6.
Figuur 4.5.: Blanco systeem: Slibvlok aan einde test
Figuur 4.6.: EM systeem: Slibvlok aan einde test
60
Beide systemen geven slibvlokken van een grootte van ruim 100 µm. Er zijn zowel in het blanco systeem als in het EM systeem filamenteuze bacteriën te zien. Dat zijn de fijne draadvormige structuren die uit de slibvlokken komen. Filamenteuze bacteriën veroorzaken actief slibvlokken die slecht bezinken (bulking sludge) (Martins, A., et. al., 2004). Deze bacteriën vormen echter geen probleem voor de zuiveringsresultaten. Zolang de slibvlokken afgescheiden kunnen worden van het effluent is er dus geen probleem.
61
4.4. Vergelijking zuurstofverbruik In figuur 4.7. wordt het zuurstofverbruik van het blanco systeem weergegeven, en in figuur 4.8. wordt het zuurstofverbruik van het EM systeem weergegeven. De dertig minuten durende aerobe fase (pieken van DO) kan goed onderscheiden worden van de anoxische fase (geen pieken van DO).
1:20
1:30
1:40
1:50
1:20
1:30
1:40
1:50
1:10
1:00
0:50
0:40
0:30
0:20
0:10
5 4,5 4 3,5 3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 0:00
DO (mg O2/l)
Blanco: zuurstofverbruik
tijd (u:mm)
Figuur 4.7.: Blanco systeem: zuurstofverbruik
1:10
1:00
0:50
0:40
0:30
0:20
0:10
5 4,5 4 3,5 3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 0:00
DO (mg O2/l)
EM: zuurstofverbruik
tijd (u:mm)
Figuur 4.8.: EM systeem: zuurstofverbruik
62
Het EM systeem vertoont in de 30 minuten durende aerobe fase één piek meer dan het blanco systeem. Een verklaring hiervoor kan zijn dat in het EM systeem een grote hoeveelheid extra bacteriën toegevoegd werden die een deel zuurstof verbruikten.
63
4.5. Analyseresultaten van het EM systeem Het biologisch systeem met toevoeging van effectieve micro-organismen werd als eerste uitgevoerd. Hierna volgen de concentratieverlopen en verwijderingsrendementen van verschillende parameters in functie van de tijd en de dSVI van het EM systeem.
4.5.1.
Ammoniumgehalte in de actief slib reactor van het EM systeem
Het ammoniumgehalte gemeten in de actief slib reactor in het EM systeem wordt weergegeven in figuur 4.9. Er zijn twee periodes van grote concentratie te zien: (1) en (2). Deze periodes waren tijden van nitrificatie inhibitie ten gevolge van vrije ammoniak of free ammonia (FA) waardoor nitrificatie niet meer doorging, of slechts heel traag.
EM: NH4+-N in AS reactor concentratie NH4+-N (mg/l)
800
1
700 600 500
2
400 300 200 100 0 1
6
11
16
21
26
31
36
41
46
51
56
61
66
71
76
81
86
91
tijd (dag)
Figuur 4.9.: EM systeem: Concentratie ammoniumstikstof op actief slib reactor
Waarom deze twee pieken aanwezig zijn wordt in paragraaf 4.5.2. besproken.
64
4.5.2.
Stikstofverbindingen in het effluent van het EM systeem
In figuur 4.10. worden het verloop van de concentraties nitraat, nitriet en ammonium weergegeven van het EM systeem.
concentraties N (mg/l)
EM: N-verbindingen in effluent 2000 1800 1600 1400 1200 1000 800 600 400 200 0
2 1
4
2 1
6
11 16 21 26 31 36 41 46 51 56 61 66 71 76 81 86 91 tijd (dag)
3;3
Figuur 4.10.: EM systeem: Concentraties stikstofverbindingen op het effluent Legende: NH4+-N, NO3--N, NO2--N
In het begin van de test stijgt het ammoniumgehalte, dit valt samen met de eerste nitrificatieinhibitie periode. Deze eerste nitrificatieinhibitieperiode valt samen met de eerste piek (1) in figuur 4.10. Reden hiervoor is een overvoeding op het actief slib. Als gevolg werd de voeding afgelegd en werd de reactor gedurende deze periode ingesteld op 90% beluchten om alle ammonium te oxideren naar nitraat en nitriet.
Wegens de hoge concentratie ammonium resulteerde dit in hoge concentraties van nitraat (2) en nitriet (2). Om deze hoge concentraties te verwijderen werd een extra koolstofbron (methanol) gedoseerd, en werd de aerobe en anoxische periode opnieuw op 50/50 % ingesteld. Omdat alle ammonium afgebroken was werd de voeding terug aangezet, aangelengd tot een lagere NH4+-N concentratie. De methanol werd continu gedoseerd in beide fasen omdat de tweede PLC gestuurde pomp niet kon gestuurd worden in tijd. Het deel methanol dat gedoseerd werd tijdens de
65
aerobe fase zal omgezet worden tot CO2 en H2O, en zal niet bijdragen tot denitrificatie. In de praktijk wordt er enkel bCZV gedoseerd in de anoxische fase om de kosten te drukken van deze aankoop van bCZV.
Zoals te zien is in de figuur daalden de concentraties nitraat (3) en nitriet (3) na het toevoegen van bCZV onder de vorm van methanol.
Er werd echter teveel methanol gedoseerd in één keer. Samen met de toevoeging van bCZV vanuit de dunne fractie digestaat resulteerde dit in een overschot aan methanol in de reactor als alle nitraat en nitriet gedenitrificeerd waren. Gezien heterotrofe CZV-verwijderende bacteriën veel sterker zijn dan nitrificerende bacteriën werd de opgeloste zuurstof direct verbruikt door deze heterotrofen om methanol om te zetten tot koolstofdioxide en water. Hierdoor was de zuurstof niet beschikbaar voor nitrificerende bacteriën. Omdat er tijdens deze periode (een weekend) gevoed werd, stapelde het ammoniumgehalte zich opnieuw op in de reactor, wat resulteerde in een tweede (kleinere) periode van nitrificatieinhibitie (4).
De voeding werd opnieuw afgelegd tot het ammoniumgehalte gedaald was tot een aanvaardbaar niveau (<50 mg NH4+-N /l). Deze keer werd de aerobe fase niet voor 90 % van de tijd ingesteld, maar bleef deze staan op 50 % (en 50 % anoxisch). Dit resulteerde in een betere denitrificatie waardoor er geen methanol meer toegevoegd moest worden om het opnieuw gevormde nitraat en nitriet te denitrificeren.
Na 75 dagen werden er opnieuw hogere concentraties aan nitraat en nitriet vastgesteld wegens opnieuw een tekort aan bCZV voor volledige denitrificatie. Hieruit kon besloten worden dat de effectieve micro-organismen geen, of niet voldoende, humuszuren afbraken tot bCZV die gebruikt kon worden voor denitrificatie. Deze waarden zijn niet meer opgenomen in de figuur.
66
4.5.3.
Verwijderingsrendementen CZV en BZV van het EM systeem
In figuur 4.11. worden de verwijderingsrendementen weergegeven van CZV en BZV van het EM systeem.
verwijderingsrendement (%)
EM: Verwijderingsrendementen COD en BOD 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0%
1;1 1
6
11 16 21 26 31 36 41 46 51 56 61 66 71 76 81 86 91 tijd (dag)
Figuur 4.11.: EM systeem: Verwijderingsrendementen van CZV en BZV Legende: CZV, BZV
Zoals te zien is in de figuur is er een dal in de verwijderingsrendementen van zowel BZV (1) als CZV (1).
Dit dal werd veroorzaakt door het overschot aan methanol dat toegevoegd werd om de hoge concentraties nitraat en nitriet, waarvan sprake in paragraaf 4.5.2, te denitrificeren. Als de biologie goed verloopt is een verwijderingsrendement van BZV van 90% te bereiken, en van CZV een rendement van 60 à 70% verwijdering.
De gemiddelde (stabiele) CZV verwijdering bedraagt 71,0 %, en de gemiddelde (stabiele) BZV verwijdering bedraagt 95,7 %.
67
4.5.4.
Verwijderingsrendement ammonium van het EM systeem
In figuur 4.12. wordt het verwijderingsrendement van ammonium weergegeven, in het EM systeem.
verwijderingsrendement (%)
EM: verwijderingsrendement NH4+-N 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0%
2
1
1
6
11 16 21 26 31 36 41 46 51 56 61 66 71 76 81 86 91 tijd (dag)
Figuur 4.12.: EM systeem: Verwijderingsrendementen van ammoniumstikstof
In de figuur zijn opnieuw de twee periodes van nitrificatieinhibitie te zien. De eerste (1) wegens overvoeding, de tweede (2) wegens de heterotrofe CZV-verwijderende bacteriën die sterk concurreerden met de nitrificeerders voor de opgeloste zuurstof.
Indien er geen nitrificatieinhibitie is dan wordt de ammonium voor meer dan 95% verwijderd.
De gemiddelde ammoniumstikstof verwijdering bedraagt 96,7 %.
68
4.5.5.
Verwijderingsrendement totale stikstof van het EM systeem
In figuur 4.13. wordt het verwijderingsrendement van de totale stikstofverbindingen weergegeven, van het EM systeem. Organische stikstof is hier niet inbegrepen.
verwijderingsrendement (%)
EM: verwijderingsrendement totale N 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0%
1 1
6
11 16 21 26 31 36 41 46 51 56 61 66 71 76 81 86 91 tijd (dag)
Figuur 4.13.: EM systeem: Verwijderingsrendementen van totale stikstof
In de figuur is één dal (1) te zien, veroorzaakt door de hele hoge nitraat en nitrietconcentraties. In beste omstandigheden (goede nitrificatie en denitrificatie) is een totale stikstofverwijdering mogelijk van meer dan 90 %.
De gemiddelde (stabiele) totale stikstofverwijdering bedraagt 81,7 %.
69
4.5.6.
Verwijderingsrendement orthofosfaat van het EM systeem
In figuur 4.14. is het verwijderingsrendement te zien van orthofosfaat in het EM systeem.
verwijderingsrendement (%)
EM: verwijderingsrendement PO43100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% 1
6
11 16 21 26 31 36 41 46 51 56 61 66 71 76 81 86 91 tijd (dag)
Figuur 4.14.: EM systeem: Verwijderingsrendement orthofosfaat
De verwijdering van orthofosfaat is onafhankelijk van stikstofverwijdering en CZV/BZV verwijdering, en vertoont na steady state een rendement van ongeveer 50 à 65 % verwijdering.
De gemiddelde orthofosfaatverwijdering bedraagt 59,3 %.
70
4.5.7.
Verwijderingsrendementen van het EM systeem
De verwijderingsrendementen van het EM systeem worden weergegeven in tabel 4.1. Dit is een gemiddelde waarde van na de steady state toestand, toen de reactor stabiel draaide.
Tabel 4.1.: EM systeem: Gemiddelde verwijderingsrendementen van de verschillende parameters
CZV (mg/l) BZV (mg/l) NH4+-N (mg/l) Totale N (mg/l) PO43- (mg/l) Gemiddelde verwijderingsrendementen
71,05%
95,73%
96,71%
81,68%
59,25%
De totale N is de som van NH4+-N, NO3--N, en NO2--N. Organische stikstof is hier dus niet inbegrepen.
71
4.5.8.
dSVI van het slib van het EM systeem
In figuur 4.15. wordt het verloop van de dilluted SVI weergegeven van het actief slib van het EM systeem.
EM: dSVI actief slib 120
dSVI (ml/g)
100 80 60 40 20 0 1
6
11
16
21
26
31
36
41
46
51
56
61
66
71
76
81
86
91
tijd (dag)
Figuur 4.15.: EM systeem: dSVI van het actief slib in de reactor
Zoals te zien is in figuur 4.15. is de dSVI na steady state om en bij de 55 a 70. Dit duidt op een goede bezinkbaarheid van het slib.
De gemiddelde dSVI van het actief slib bedraagt 58,7 ml/g.
72
4.6. Analyseresultaten van het blanco systeem Het blanco systeem werd uitgevoerd na het EM systeem met nieuw actief slib. Hierna volgen de resultaten van het blanco systeem.
4.6.1.
Ammoniumgehalte op de actief slib reactor van het blanco systeem
Op het blanco systeem werd enkel een opvolging gedaan van het ammoniumstikstof gehalte,
en
dit
minstens
driemaal
per
week.
Door
een
opvolging
van
de
ammoniumconcentratie te doen werd gekeken of er nitrificatie inhibitie was of niet. Figuur 4.16. toont het verloop van het ammoniumgehalte op het actief slib van het blanco systeem.
Blanco: NH4+-N op AS reactor concentratie NH4+-N (mg/l)
180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 1
6
11
16
21
26
31
36
41
46
51
tijd (dag)
Figuur 4.16.: Blanco systeem: Concentratie ammoniumstikstof op actief slib reactor
Zoals blijkt uit figuur 4.16. blijft de ammoniumstikstof concentratie doorgaans onder de 100 mg/l. Slechts enkele malen steeg de concentratie hierboven, maar dit duurde telkens heel kort. Van nitrificatie inhibitie is hier geen sprake.
Geregeld werd er een meting gedaan van het nitraat gehalte. Deze waarden bleven telkens relatief laag. 73
4.6.2.
Verwijderingsrendementen van het blanco systeem
Het verloop na steady state, van het blanco systeem, van de verwijderingsrendementen van de verschillende parameters worden weergegeven in tabel 4.2.
Tabel 4.2.: Blanco systeem: Gemiddelde verwijderingsrendementen van de verschillende parameters
CZV (mg/l) BZV (mg/l) NH4+-N (mg/l) Totale N (mg/l) PO43- (mg/l) Gemiddelde verwijderingsrendementen
67,91%
94,88%
98,9%
86,8%
60,6%
Ook hier is de totale N de som van NH4+-N, NO3--N, en NO2--N. Organische stikstof is niet inbegrepen.
4.6.3.
dSVI van het slib van het blanco systeem
De gemiddelde dSVI bedraagt 77,5 ml/g van het blanco systeem (na steady state).
74
4.7. Vergelijking gemiddelde verwijderingsrendementen van het blanco systeem en het EM systeem In figuur 4.17. en tabel 4.3. wordt een vergelijking weergegeven van de gemiddelde verwijderingsrendementen van het blanco systeem en het EM systeem.
Vergelijking gemiddelde verwijderingsrendementen 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% CZV
BZV
NH4+-N
Blanco systeem
Totale N
PO43-
EM systeem
Figuur 4.17.: Vergelijking gemiddelde verwijderingsrendementen
Tabel 4.3.: Vergelijking gemiddelde verwijderingsrendementen
BZV NH4+-N Totale N PO43Blanco systeem 67,9% 94,9% 98,9% 86,8% 60,6% EM systeem 71,0% 95,7% 96,7% 81,7% 59,3% CZV
Er is een klein verschil tussen de CZV verwijdering in het EM systeem en het blanco systeem. Het EM systeem toont een iets hogere verwijdering, doch het verschil is zo klein dat de toevoeging van EM niet als een werkelijk ‘voelbare’ verbetering beschouwd kan worden. Een andere factor die hierin kan meespelen is het gebruikte influent, dat ongetwijfeld wat verschilt, naargelang er nieuw opgehaald werd.
De totale N verwijderingsrendementen verschillen eveneens wat van elkaar. Dit toont echter dat het blanco systeem iets beter gestuurd werd dan het EM systeem. Deze 75
biologische reactors worden gestuurd op de stikstofconcentraties in het effluent, waardoor (voor zwaar met stikstof beladen afvalwaters) in korte tijd een probleem zoals nitrificatie inhibitie zich kan stellen. Ook zullen de influenten wat van elkaar verschillen waardoor kleine verschillen kunnen optreden tussen beide systemen.
Er moet opgemerkt worden dat er dunne fractie van digestaat met een hogere ammoniumstikstof concentratie kon verwerkt worden in het EM systeem, ten opzichte van het blanco systeem. Het blanco systeem kon een influent van 1000 à 1100 mg/l NH4+-N verwerken terwijl het EM systeem een influent van 1500 à 2000 mg/l NH4+-N aankon. Dit wordt verklaard door de bioaugmentatie. Ieder micro-organisme heeft een bron van stikstof nodig voor celopbouw. Stikstof onder de vorm van ammonium wordt het gemakkelijkst opgenomen (EPAS N.V., 2010). Aangezien er elke dag een grote hoeveelheid extra micro-organismen in het EM systeem gebracht werden zullen deze voor een verhoogde ammoniumopname gezorgd hebben, waardoor het influent een hogere concentratie aan NH4+-N mocht hebben, en het EM systeem dus een hogere ammoniumbelasting aankon.
76
5. BESLUIT In deze masterproef werd onderzocht of door middel van bioaugmentatie van actief slib met effectieve micro-organismen een betere zuivering verkregen werd van dunne fractie van digestaat. Deze studie was specifiek gericht op de verwijdering van recalcitrante CZV uit het afvalwater. Er werd een opvolging gedaan van dSVI, nutriënten en organische stoffen, op een blanco systeem en op een systeem met toevoeging van EM.
De EM werden uitgeplaat op een selectieve voedingsbodem voor gisten en schimmels. Hieruit bleek dat deze micro-organismen aanwezig waren in de oplossing die dagelijks toegevoegd werd aan het EM systeem.
Visueel was er geen verschil te zien in effluentkleur van het blanco systeem en het EM systeem. Ook verschilde de grootte van de slibvlokken in beide systemen nauwelijks.
Het EM systeem verbruikte meer zuurstof dan het blanco systeem. Dit is waarschijnlijk omdat er een grote hoeveelheid extra micro-organismen aanwezig waren in het EM systeem, door de uitgevoerde bioaugmentatie. Ook wegens deze bio-augmentatie kon het EM systeem een influent verwerken met een hogere concentratie aan ammonium. Ieder micro-organisme heeft een bron nodig van stikstof voor celgroei, en meer microorganismen betekent meer verbruikte stikstof voor celgroei.
De dSVI in het EM systeem bedroeg 58,7 ml/g, terwijl deze in het blanco systeem 77,5 ml/g bedroeg. De bezinkbaarheid van het slib in het EM systeem is dus iets beter dan de bezinkingseigenschappen van het gewoon blanco actief slib, maar dit verschil is echter klein.
In
tabel
4.3.
werd
een
vergelijking
weergegeven
van
de
gemiddelde
verwijderingsrendementen van het blanco systeem en het EM systeem.
Er is een klein verschil tussen de CZV verwijdering in het EM systeem en het blanco systeem. Het EM systeem toont een iets hogere verwijdering, doch het verschil is zo klein dat de toevoeging van EM niet als een werkelijk ‘voelbare verbetering’ beschouwd kan
77
worden. Het gebruikte influent verschilt ongetwijfeld ook wat, naargelang er nieuw opgehaald werd.
De totale N verwijderingsrendementen verschillen eveneens wat van elkaar. Dit toont echter dat het blanco systeem iets beter gestuurd werd dan het EM systeem. Deze biologische reactors worden gestuurd op de stikstofconcentraties in het effluent, waardoor (voor zwaar met stikstof beladen afvalwaters) in korte tijd een probleem zoals nitrificatie inhibitie zich kan stellen. Ook zullen de influenten wat van elkaar verschillen waardoor kleine verschillen kunnen optreden tussen beide systemen.
Over het algemeen verschillen de verwijderingsrendementen heel weinig van elkaar. In het achterhoofd houdende dat de EM toegevoegd werden in een overdosering met zicht op economische haalbaarheid, kan besloten worden dat zij in een anoxisch/aeroob actief slib systeem voor de zuivering van een complex ammoniumrijk en recalcitrante CZV rijk afvalwater zoals dunne fractie van digestaat geen meerwaarde betekenen.
In deze masterproef werden de EM onderzocht in aeroob/anoxisch milieu. In de toekomst zou het interessant kunnen zijn om de EM te testen in een anaeroob milieu. De gisten en schimmels die zouden kunnen instaan voor de humuszuurverwijdering, kunnen dit misschien wel in een anaerobe reactor. Dit kan bijvoorbeeld door een bioaugmentatie uit te voeren van korrelslib in een UASB reactor. Een andere mogelijke en interessante onderzoekspiste is om het effect van EM te testen op enkel en alleen humuszuren. Het gebruikte afvalwater was dunne digestaatfractie, waar naast recalcitrante CZV zoals humuszuren ook biodegradeerbare CZV aanwezig is. Het is mogelijk dat in dit onderzoek de gisten en schimmels voorkeur gaven aan bCZV in plaats van humuszuren, en zij deze recalcitrante CZV links lieten liggen.
78
REFERENTIES Anthonisen, A.C., et. al., ‘Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid’. Research Journal WPCF, 48. 1976, pp 835-852.
APHA, AWWA, WPCF, Standard Methods for the examination of wastewater, 16 th ed. 1985.
Audenaert, W., Zuivering van het douchewater van het Dranouter festival. Kortrijk: Hogeschool West-Vlaanderen departement PIH, 2008
Besluit van de Vlaamse Regering, Vlaams Reglement betreffende de milieuvergunning. 2010. Geraadpleegd op 17/12/2009 en 05/01/2010. http://navigator.emis.vito.be/milnavconsult/faces/consultatieOverzicht.jsp
Biogas-E,
Eindproducten
vergisting.
2007.
Geraadpleegd
op
15/12/2009.
Via
http://www.platformvergisting.be/Vergisting/Eindproducten/Default.asp
Biogas-E, Kenmerken, samenstelling, landbouwkundige waarde en toepassingsgebied van digestaat.
2007.
Geraadpleegd
op
15/12/2009.
Via
http://www.platformvergisting.be/Pdf/rapport_digestaat.pdf
Campos, J.L. et. al., ‘Nitrification at high ammonia loading rates in an activated sludge unit’, Bioresource Technology 68. 1999, pp 141-148
Dan, N.P., et al., ‘Comparative evaluation of yeast and bacterial treatment of high salinity wastewater based on biokinetic coefficients’. Bioresource Technology 87. 2003, pp 51-56
Dejans,
P.,
Cursus
Afvalwaterzuiveringstechnieken,
Bachelor
in
de
industriële
wetenschappen, semester 4, academiejaar 2007-2008. Kortrijk: Hogeschool WestVlaanderen departement PIH, 2008
Eichlerova, I., et al., ‘Evaluation of synthetic dye decolorization capacity in Ischnoderma
resinosum’. J. Ind. Microbiological Technology 33. 2006, pp 759-766 79
Elefsiniotis. P. et. al., ‘Use of volatile fatty acids from an acid-phase digester for denitrification’ Journal of Biotechnology 114. 2004, pp 289–297
EM Agriton BVBA, Folder EM-silage. Jaar onbekend
EPAS N.V., Cursus Biologische stikstofverwijdering in de praktijk, 2010
Focht, D.D., and Verstraete, W., ‘Biochemical ecology of nitrification and denitrification’. Advances in Microbial Ecology 1. 1977, pp. 135–214.
Groen.net,
Algen,
2010.
Geraadpleegd
op
02/12/2009.
Via
http://www.groen.net/magazine.asp?r=62&item=12735.
Hach-Lange, Gebruikershandleiding LCK 305. 2010.
Hach-Lange, Gebruikershandleiding LCK 314. 2010.
Hach-Lange, Gebruikershandleiding Method 8039. 2010.
Hach-Lange, Gebruikershandleiding Method 8048. 2010.
Hach-Lange, Gebruikershandleiding Method 8507. 2010. Hach-Lange, Uitsluiting van foutbron voor NH4+ bepaling. Jaar onbekend. Geraadpleegd op
05/01/2010.
Via
http://www.nl.hach-
lange.be/shop/action_q/news/news_id/1523/lkz/BE/spkz/nl/TOKEN/Hjzaz3SPmemzziWcVo 4ps4JdXMA/M/O_IIDw
Hagopian, D. S., et. al., ‘A closer look at the bacteriology of nitrification’. Aquacultural Engineering 18. 1998, pp 223–244
Handleiding
Tellen
van
gisten
en
schimmels,
elektronisch
document
van
het
microbiologisch labo Agriton. 2010
80
Hasset, D.J., et al., ‘Humic acids: Synthesis, properties and assimilation of yeast biomass’. Soil Biology and Biochemistry. 1988, pp 227-231
INDAVER, Anaërobe vergisting met aërobe compostering. Jaar onbekend. Geraadpleegd op 15/12/2009. Via http://www.indaver.be/index.php?id=187&type=111
Jadhav, J.P., et al., ‘Biotransformation of malachite green by Saccharomyces cerevisiae MTCC 463’. Yeasts 23. 2006, pp 315-323
Lawson, T. B., ‘Water quality and environmental requirements’. Fundamentals of Aquacultural Engineering. 1994, 31.
Marija, V., et al., ‘Removal of humic substances by biosorption’. Journal of Environmental Sciences 20. 2008, pp 1423-1428
Martins, A., et. al., ‘Filamentous bulking sludge - a critical review’. Water Research 38. 2004, pp. 793–817
McCarthy et. al., ‘Biological denitrification of wastewaters by addition of organic materials’. 24th Industrial Waste Conference, 1969
Obaja, D., et. al., ‘Nitrification, denitrification and biological phosphorus removal in piggery wastewater using a sequencing batch reactor’. Bioresource Technology 87. 2003, pp 103–111
Quan, X., et al., ‘Enhancement of 2,4-dichlorophenol degradation in conventional activated sludge systems bioaugmented with mixed special culture’. Water Research 38. 2004, pp 245–253
Randall, C. W., et. al., ‘Design and retrofit of wastewater treatment plants for biological nutrient removal’. Water quality management library Edition 5. 1992, p 38
Ruiz. G., et. al., ‘Nitrification with high nitrite accumulation for the treatment of wastewater with high ammonia concentration’. Water Research 37. 2003, pp 1371–1377
81
Schiettecatte, W. en VCM, Van mest tot herbruikbaar water: de realiteit van morgen?. 2008. Presentatie studiedag.
Szymanski, N., et al., ‘Effective Microorganisms (EM) and Wastewater Systems in Future Directions for On-site Systems: Best Management Practice’. Proceedings of On-site ’03 Conference. 2003, pp 347–354
Terada A., et. al., ‘Nitrogen Removal Characteristics and Biofilm Analysis of a MembraneAerated Biofilm Reactor Applicable to High-Strength Nitrogenous Wastewater Treatment’. Journal of Bioscience and Bioengineering Vol. 95, No. 2. 2003, pp 170-178
Theunissen, J.C.J et al., Effect van Effectieve Micro-organismen (E.M.-A) op slibproductie en zuiveringsresultaten van een biologische waterzuivering. Van Hall Instituut, 2005
Verstraete, W., Cursus Biotechnological processes in environmental Technology, Bioingenieur milieutechniek, academiejaar 2002-2003. Universiteit Gent, 2003.
Verstraete, W., en Philips, S., ‘Nitrification-denitrification processes and technologies in new contexts’. Environmental Pollution. 1998, pp 717-726
VITO, Anaerobe digestie met nacompostering. 2001. Geraadpleegd op 15/12/2009. Via http://www.emis.vito.be/AFSS/fiches/Technieken/Anaerobe_digestie_met_nacomposterin g.pdf
VITO, Beste Beschikbare Technieken (BBT) voor mestverwerking. Academia Press, Gent, 2007
VITO, Biochemisch zuurstofverbruik (BZV5) (verdunningsmethode). 1991. Geraadpleegd op
05/01/2010.
Via
http://www.emis.vito.be/EMIS/Media/referentielabo_bodem_CMA_2002_2_I_D4.pdf
VITO, Biologische behandeling mestvloeistof. Jaar onbekend.
82
VITO,
Spectrofotometrische
doorstroomanalysesysteem.
bepaling 2005.
van
ammoniumstikstof
Geraadpleegd
op
met
een
05/01/2010.
Via
http://www.emis.vito.be/EMIS/Media/referentielabo_bodem_CMA_2006_2-I-B4.2.pdf
VLM,
Normen
en
richtwaarden.
2010.
Geraadpleegd
op
03/02/2010.
Via
http://www.vlm.be/SiteCollectionDocuments/Publicaties/mestbank/brochure_bemestingsn ormen_2010.pdf
Waterloket Vlaanderen, Hoe kunnen stikstofen fosforverbindingen uit het afvalwater gezuiverd
worden,
jaar
onbekend.
Geraadpleegd
op
02/12/2009.
Via
http://www.waterloketvlaanderen.be/documenten/06_stikstof%20en%20fosfor%20uit%2 0het%20water%20zuiveren.pdf
WTW, Instruction manual - Operation of the Single Measuring System OxiTop. 2001.
Zhou, J.L. et al., ‘Mechanism of humic acid colour removal from natural waters by fungal biomass biosorption’. Chemosphere 27. 1993, pp 607-620
Zhou, J.L., ‘Biosorption and desorption of humic acid by microbial biomass’. Chemosphere 24. 1992, pp 1573-1589
83
BIJLAGEN Bijlage 1.: Data experimenten Bijlage 2.: Material safety datasheet van effectieve micro-organismen Bijlage 3.: Certificaat: EM is geen genetisch gemodificeerd product
84
