Ontwerp van processen voor behandeling van natte stromen

Lettinga Associates Foundation for environmental protection and resource conservation

Ontwerp van processen voor behandeling van natte stromen

Datum:

9 juli 2007

Projectnummer: 06-291 Lettinga Associates Foundation Postbus 500 6700 AM Wageningen Tel: 0317 482023 Fax: 0317 482108 http://www.leaf-water.org

Eindrapport e 3 concept e 2 concept Revisie Concept

A. Veeken I. Bisschops, D. Kragić, A. Veeken I. Bisschops, D. Kragić A. Veeken I. Bisschops, D. Kragić

09-10-2006 03-10-2006 22-08-2006 17-08-2006 16-08-2006

Inhoudsopgave 1.

Inleiding ........................................................................................................................................ 3 1.1 Achtergrond .............................................................................................................................. 3 1.2 Raamwerk lozing van afvalwater.............................................................................................. 4 1.2.1 Lozing op oppervlaktewater .............................................................................................. 4 1.2.2 Lozing op het riool ............................................................................................................. 5 1.3 Inhoud van dit rapport............................................................................................................... 5 2. Bevindingen literatuurstudie......................................................................................................... 7 2.1 Samenstelling vloeibare afvalstromen...................................................................................... 7 2.2 Kenmerken zuiveringstechnieken............................................................................................. 7 3. Uitwerking scenariostudies .......................................................................................................... 9 3.1 Scenario 0 – Referentiesituatie ................................................................................................ 9 3.2 Scenario 1 – Externe aanvoer van varkensmest, co-vergisting ............................................. 10 3.3 Scenario 2 – Geen externe aanvoer van varkensmest, geen co-vergisting........................... 12 3.4 Scenario 3 – Externe aanvoer van varkensmest, co-vergisting zonder dierlijk afval ............. 14 4. Bevindingen van het Waterschapsbedrijf Limburg..................................................................... 16 5. Conclusies en aanbevelingen .................................................................................................... 17 5.1 Uitgebreide karakterisering van afvalstromen ........................................................................ 17 5.2 Mogelijkheid van gescheiden behandeling van slachthuisafvalwaterstromen ....................... 17 5.3 Scheiding van varkensmest en digestaat in vaste en vloeibare fractie.................................. 17 5.4 Gebruik van overtollige warmte uit WKK voor afvalwaterzuivering........................................ 18 6. Referenties ................................................................................................................................. 19 Appendix 1 - Samenstelling van de te behandelen stromen ................................................................ 21 Slachthuisafvalwater.......................................................................................................................... 21 Vloeibare fractie varkensmest en vloeibare fractie digestaat............................................................ 22 Appendix 2 - Procesbeschrijvingen....................................................................................................... 23 Roosters / filters / zeven .................................................................................................................... 23 Egalisatietank .................................................................................................................................... 23 Luchtflotatie – Dissolved Air Flotation (DAF)..................................................................................... 24 Anaërobe opstroomreactor – type UASB .......................................................................................... 25 Filtratie van mest ............................................................................................................................... 26 Sharon/Anammox.............................................................................................................................. 29 Struvietprecipitatie ............................................................................................................................. 30 Strippen van NH3 ............................................................................................................................... 32 Kaldnes moving bed (KMB) Natrix process....................................................................................... 33 Sequencing Batch Reactor (SBR) ..................................................................................................... 34

2

1. Inleiding 1.1

Achtergrond

In Horst werken verschillende agrarische bedrijven aan het Nieuw Gemengd Bedrijf: een regionaal samenwerkingsverband gericht op nuttige toepassing van rest/nevenstromen en productie van duurzame energie voor het geplande nabijgelegen glastuinbouwcomplex. Het project Uitwerking ontwerp bio-energiecentrale NGB heeft betrekking op een beoogde installatie waarin pluimvee- en varkensmest samen met andere biomassa wordt omgezet in duurzame energie; de duurzame energie kan (deels) worden afgezet bij het glastuinbouwcomplex. Het onderzoek is gericht op het ondersteunen van de ondernemers bij hun keus voor een specifieke procesopzet door het uitwerken van de inpasbaarheid van verschillende deelprocessen. Het project wordt in fasen uitgevoerd. 1. Fase 1, inclusief ontwerpsessie, is afgerond. In fase 1 zijn een aantal deelprocessen beschreven en is een eerste voorstel gedaan voor een integraal proces. 2. In fase 2 wordt het resultaat van fase 1 uitgewerkt tot het voorontwerp van een beperkt aantal integrale processen (maximaal 3) op basis van nader te bepalen programma van eisen. Onderdeel van fase 2 is een technische risicoanalyse en het globaal vaststellen van de economische haalbaarheid. 3. Fase 3: tests met beoogde materialen/brandstof (indien nodig) 4. Fase 4: opstellen businessplan op basis van een voorontwerp 5. Fase 5: detailontwerp, bouw en inbedrijfname kuikenslachterij (slacht)afvalwater 88000 m3/jr

2

1

vet-afscheider, deeltjesafscheider

aerobe/anoxische nabehandeling

UASB 100 000 m3/jr methaangas

oppervlaktewater / riool

1.6 MWe 2 MW thermisch min. 3.7 milj m3 methaan

3 vergisten varkensmest 35000 ton/jr + co-producten (incl. slachtafval)

5

4 scheiden

nat deel

dikke fractie

motor

7

2 - 4MWe

stoomketel met e-generator

vergassen

8

6 kuikenmest

verwerking nat deel

?

drogen

verbranden

9 toepassing in potgrond

10 compostering digestaat met kuikenmest

Figuur 1 - Deelprocessen binnen het NGB. Processen 1, 2 en 5 worden uitgewerkt door LeAF.

Per deelproces zijn in fase 1 verschillende ontwerpopties naar voren gekomen. Op basis van het gedetailleerdere programma van eisen en op basis van eisen/voorkeuren die voortkomen uit beoogde koppelingen tussen deelprocessen worden in fase 2 de ontwerpen concreter uitgewerkt in verschillende scenario’s. De doelstellingen voor fase 2 zijn: - Opstellen programma van eisen (PvE) - Korte beschrijving deelprocessen op basis van PvE. - Beantwoorden vraagpunten per deelproces.

3

-

Opstellen van 2 à 3 scenario’s van integrale processen die voldoen aan het PvE. Van elk integraal proces wordt een globale economische haalbaarheid opgesteld; deze wordt gedetailleerd op globale omvang van de stromen, transportbewegingen, massa- en energiebalansen, economisch plaatje: indicatie van investeringen, kosten en opbrengsten, ruimtelijke inpasbaarheid Gezamenlijk identificeren van vervolgstappen

-

Figuur 1 is een schema van de deelprocessen zoals die voorzien zijn binnen het NGB. Van deze processen zijn nummer 1, 2 en 5 in dit rapport uitgewerkt door LeAF. Voor processen 2 en 5 zijn verschillende uitwerkingen mogelijk, zowel voor wat betreft verschillende technieken als voor combinaties van te behandelen stromen. In het plan van aanpak (document “06_0530 Plan van aanpak Uitwerking ontwerp bioenergiecentrale NGB.doc”) worden in ieder geval de volgende deelprocessen genoemd: UASB reactor voor slachtafvalwater, aërobe/anoxische nabehandeling, struvietprecipitatie, sharon/anammox of CANON, strippen van NH3.

1.2

Raamwerk lozing van afvalwater

In het plan van aanpak voor het NGB worden twee mogelijke uiteindelijke bestemmingen van de behandelde vloeibare afvalstromen genoemd: lozing op het riool of lozing op het oppervlaktewater.

1.2.1

Lozing op oppervlaktewater

Voor het mogen lozen op oppervlaktewater is een WVO vergunning nodig, deze moet aangevraagd worden bij het Waterschapsbedrijf Limburg. Algemeen geldende voorwaarden voor directe lozing op het oppervlaktewater worden gegeven in Tabel 1. De gegeven waarden kunnen afhankelijk van de bedrijfssituatie en de aard van het ontvangende oppervlaktewater aangepast worden door de waterkwaliteitsbeheerder. In principe worden nieuwe lozingen op klein ontvangend oppervlaktewater niet meer toegestaan, en is het uitgangspunt aansluiting op de gemeentelijke riolering. Tabel 1 - Lozingeisen voor oppervlaktewater (FO-Industrie 2005) Parameter

Lozingseis

chemisch zuurstofverbruik (CZV)

< 125 mg/l

biologisch zuurstofverbruik (BZV)

< 10 - 20 mg/l

totaal stikstof

< 10 - 15 mg/l

totaal fosfor

< 1 - 2 mg/l

temperatuur

< 25 - 30 C

pH

6,5 - 8,5

chloride

< 200 - 300 mg/l

onopgeloste bestanddelen

< 10 - 30 mg/l

o

Gezien de samenstelling van de vloeibare afvalstromen en de te verwachten zuiveringsrendementen is vergaande zuivering voor lozing op het oppervlaktewater geen reëel doel. Gezien de aard van de verontreinigingen in het afvalwater (voornamelijk voor de dunne fractie van mest en co-vergister) lijkt lozing op het oppervlaktewater geen haalbare kaart. Daarom richten we ons in dit onderzoek slechts op de behandeling voor lozing op het riool (zie paragraaf 1.2.2). De nieuwe EU kaderrichtlijn water (KRW) gaat niet uit van lozingseisen voor het oppervlaktewater in de vorm van maximale concentraties, maar van de kwaliteitsdoelstelling voor het ontvangende oppervlaktewater. Uitleg over de KRW door het ministerie van VROM (VROM 2006): “De Kaderrichtlijn water (KRW) is een Europese richtlijn gericht op de verbetering van de kwaliteit van het oppervlakte- en grondwater. De KRW is sinds december 2000 van kracht en maakt het mogelijk om waterverontreiniging van oppervlaktewater en grondwater internationaal aan te pakken. De kaderrichtlijn is geen vrijblijvende richtlijn, ze vormt een Europese verplichting, waar de waterbeheerder (Rijk, waterschappen, provincies en gemeenten) niet omheen kan. De belangrijkste uitgangspunten van de KRW zijn: -

De vervuiler betaalt De gebruiker betaalt

4

-

Na 2000 geen achteruitgang van de chemische en ecologische toestand van het water Resultaatsverplichting in 2015 Stroomgebiedbenadering

Via de Implementatiewet EG-kaderrichtlijn water is de KRW vertaald in de Nederlandse wetgeving.”

1.2.2

Lozing op het riool

Ook waterstromen die op het riool geloosd worden moeten voldoen aan bepaalde kwaliteitseisen. Deze worden algemeen geformuleerd in de zogenaamde vangnetbepaling (Infomil 2006): “Bedrijfsafvalwater wordt overigens slechts in een openbaar riool gebracht, indien door de samenstelling, eigenschappen of hoeveelheid ervan: 1. de doelmatige werking niet wordt belemmerd van een openbaar riool, een door een bestuursorgaan beheert zuiveringstechnisch werk, of de bij een zodanig openbaar riool of zuiveringstechnisch werk behorende apparatuur, 2. de verwerking niet wordt belemmerd van slib, verwijderd uit een openbaar riool of een door een bestuursorgaan beheerd zuiveringstechnisch werk, en 3. de nadelige gevolgen voor de kwaliteit van het oppervlaktewater zoveel mogelijk worden beperkt.”

De kosten voor lozing op het riool worden berekend op basis van het aantal te lozen vervuilingseenheden (VE). Het aantal vervuilingeenheden wordt berekend aan de hand van het lozingsdebiet en de concentraties aan vervuilende stoffen. De belangrijkste parameters hierbij zijn het chemisch zuurstofverbruik (CZV) en stikstofcomponenten (zie vergelijking hieronder), maar ook hoge concentraties fosfor, sulfaat en zware metalen kunnen worden meegerekend door de waterkwaliteitsbeheerder (Rijkswaterstaat RIZA, 2006).

N VE =

Q × (CZV + 4,57 × N Kj )

Waarin:

49600 NVE Q CZV NKj

aantal VE 3 debiet (m /jaar) chemisch zuurstofverbruik van het afvalwater (mg/l) Kjeldahl-stikstofgehalte van het afvalwater (mg/l)

Één VE komt overeen met 49,6 kg CZV/jaar en 10.8 kg N/jaar. Indien ook fosfor en sulfaat worden meegenomen in de berekening, geldt dat 1 VE gelijk staat aan 20 kg fosfor per jaar en 650 kg sulfaat per jaar. Voor zware metalen is dit afhankelijk van het soort metaal 0,5 of 1 kg per jaar. In dit rapport wordt uitgegaan van lozingskosten van € 48,04 per VE. In de rapportage worden de bedragen afgerond op €1000,-. Gezien de vangnetbepaling en de lozingskosten zouden de vloeibare afvalstromen van het NGB voorgezuiverd moeten worden om in ieder geval zoveel mogelijk zwevende stof, CZV, N en P te verwijderen om te mogen lozen en om de lozingskosten te beperken. Precieze eisen voor lozing op het riool, de lozingsvoorschriften, worden gewoonlijk opgenomen in de vergunning volgens de Wet Milieubeheer. Aangezien er geen algemeen geldende voorschriften zijn, zijn de uitgewerkte scenario’s 0, 1, 2 en 3 voorgelegd aan het Waterschapsbedrijf Limburg. Hun bevindingen en commentaren worden besproken in hoofdstuk 4.

1.3

Inhoud van dit rapport

De afvalwaterstromen die in dit project onderzocht zijn, zijn het slachthuisafvalwater, de vloeibare fractie van varkensmest en de vloeibare fractie van het digestaat uit de co-vergister. Van deze laatste stroom worden twee typen bekeken: met en zonder slachtafval in de vergister. Dit rapport is als volgt opgebouwd: - Hoofdstuk 1 met inleidende achtergrond en inhoudelijke beschrijving van het onderzoek - Hoofdstuk 2 waarin de bevindingen van de literatuurstudies zijn samengevat; de literatuurstudie naar de samenstelling van slachtafvalwater, dunne fractie van digestaat en dunne fractie van

5

-

-

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

6

2. Bevindingen literatuurstudie Zuiveringstechnieken voor afvalwater en andere vloeibare afvalstromen worden gewoonlijk ontworpen op basis van een grondige karakterisering van eigenschappen, zeker wanneer aan bepaalde lozingseisen voldaan moet worden. De belangrijkste parameters hierbij zijn het debiet, de pH, temperatuur, CZV, BZV, ZS, Ntot, NNH4, Ptot en PPO4. Daarnaast kunnen er voor elke specifieke afvalwaterstroom nog additionele parameters van belang zijn, zoals bijvoorbeeld het gehalte oliën en vetten of zware metalen. Dit rapport behandelt de zuivering van pluimveeslachtafvalwater, de vloeibare fractie van mest en de vloeibare fractie van vergiste mest. Voor deze drie afvalwaterstromen waren slechts schattingen beschikbaar voor slechts enkele van de relevante parameters om een afvalwaterbehandeling te ontwerpen. Om een beter inzicht te krijgen in de mogelijke samenstelling is er een literatuurstudie uitgevoerd (zie Appendix 1), waarvan de resultaten in paragraaf 2.1 samengevat zijn. Daarnaast is er een literatuurstudie verricht naar de mogelijke afvalwaterbehandelingstechnieken voor de drie genoemde afvalwaterstromen (zie Appendix 2), hiervan worden de resultaten samengevat in paragraaf 2.2.

2.1

Samenstelling vloeibare afvalstromen

Op basis van de gegevens die binnen het NGB als uitgangspunt dienden en de gegevens uit de literatuurstudie zijn aannames gedaan voor de samenstelling van slachthuisafvalwater en de vloeibare fractie van mest en vergiste mest. Tabel 2 geeft de uiteindelijke aangenomen waarden weer, inclusief de parameters die niet beschikbaar of gevonden waren maar wel van belang zijn voor de volgende fase van het project. De samenstelling in Tabel 2 is als uitgangspunt voor het ontwerp en kostenberekeningen van de afvalwaterbehandeling de vier de scenariostudies. Tabel 2 – Aangenomen samenstelling slachthuisafvalwater (scenario 1,2 en 3), vloeibare fractie van varkensmest (scenario 2) en vloeibare fractie van digestaat uit de co-vergistingsinstallatie (scenario 1 en 3). Onbekende maar gewenste parameters zijn aangegeven met ’-‘.

Temperatuur pH

(°C)

Slachthuisafvalwater 15

Dunne fractie scenario 1 -



(-)

-

-

-

-

(g/l)

4

22,8

15,6

22,8

BZV

(g/l)

3,5

-

-

-

Droge stof

(g/l)

1,3

29

38

29

Organische stof

(g/l)

-

19

13

19

Oliën en vetten

(g/l)

-

-

-

-

Totaal stikstof

(g N/l)

0,35

6,96

5,32

6,58

Organisch gebonden N

(g N/l)

-

1,39

1,63

1,32

CZV

1

NH4

(g N/l)

-

5,57

3,67

5,26

NO3

(g N/l)

-

-

-

-

(g P/l)

0,05

0.37

0.35

0.31

Fosfor - totaal P 3-

Fosfor - PO4 (g P/l) 1 CZV voor dunne fracties is berekend aan de hand van het OS-gehalte. Aanname: 1 g OS = 1,2 g CZV.

2.2

Kenmerken zuiveringstechnieken

In de literatuur en op internet is gezocht naar informatie over de samenstelling en de behandeling van slachtafvalwater en de dunne fractie van mest en vergisters. De gevonden informatie over bewezen technologieën en de kosten voor deze specifieke afvalwaterstromen is helaas beperkt omdat gedetailleerde informatie vaak niet gedocumenteerd is of het om vertrouwelijk informatie van o.a. advies- en ingenieursbureaus gaat. Daarom is als referentie de informatie over de behandeling van huishoudelijk afvalwater meegenomen aangezien hieraan de meeste studies zijn verricht en deze informatie vaker openbaar is. De keuze voor een bepaald proces voor de behandeling van de afvalwaterstromen worden in de desbetreffende scenariostudies onderbouwd.

7

Tabel 3 - Vergelijking van bewezen zuiveringstechnieken voor vloeibare afvalstromen (zie appendix 2)

Proces

Bewezen voor

Kritische elementen voor functioneren

Zuiveringsrendement

Kosten (€)

CZV (%)

N (%)

P (%)

Investering

O&O

Opmerking 3

Roosters en zeven

Slachthuisafvalwater

-

10

-

-

7.500

0,01 €/m

Buffertank

Afvalwater algemeen

-

0

0

0

50.000

0,013 3 €/m

DAF


-

45

25

25

110.100

0,22 €/m

3

UASB

Industrieel algemeen

Aanwezigheid toxische stoffen

85

0

0

910.000

0,38 €/m

3

Sharon/Anammox *

Huishoudelijk afvalwater

Lange opstartfase

-

90-95

-

2.000.000

1 €/kg N

0

0

90

122.000

0,5 €/kg P

49-62

> 95%

90

-

90-95

-

3

100 m /h

3


8

Struvietprecipitatie

$

Mest (vers of vergist) Mest Strippen van NH3

Vloeibare fractie vergist RWZI slib

6-8 €/kg N

Industrieel afvalwater

75-95

90

-

-

-

SBR


95

92

90

115.000

0,25 €/m

Mest (dunne fractie)

-

-

-

74.000

-


-

-

-

2.000.000

0,08 €/m

*Innovatieve technologie, één praktijkinstallatie draaiend Innovatieve technologie, beperkt aantal praktijkinstallaties

onder toevoegen van chemicaliën

-

Kaldnes bewegend bed

Membraanfiltratie voor deeltjesverwijdering

$

Verhouding te precipiteren ionen

2000 m /d, 1200 kg N/d

Schaal RWZI: 500.000 pe % BZV verwijdering

3

microfiltratie van 3600 ton dunne fractie 3

Ultrafiltratie

3. Uitwerking scenariostudies 3.1

Scenario 0 – Referentiesituatie

Gezien de samenstelling van slachtafvalwater moet het minstens een beperkte vorm van zuivering hebben ondergaan voordat het op het riool geloosd kan worden (FO-Industrie 2005, en zie ook sectie 1.2.2 en appendix 1). Daarom wordt in de referentiesituatie uitgegaan van een primaire behandeling voor de afscheiding van vaste stof en vet uit het slachthuisafvalwater, waarna de resterende vloeibare fractie op het riool geloosd wordt. De afscheiding van vet en deeltjes uit slachthuisafvalwater is een bewezen techniek en wordt in de praktijk vaak uitgevoerd door het gebruik van een combinatie van grove afscheiding (d.m.v. een rooster en/of zeef) en luchtflotatie (DAF, afkorting van de Engelse naam Dissolved Air Flotation). Het processchema is in Figuur 2 weergegeven.


Zeef

Buffertank

Effluent naar riool

DAF

Verwerking vaste fractie

Figuur 2 - Schematische weergave van scenario 0, gedeeltelijke behandeling van het slachthuisafvalwater gevolgd door lozing op het riool

De verwijderingpercentages voor CZV, N en P, de samenstelling van de te lozen afvalwaterstroom en de kosten voor rioollozing staan gegeven in Tabel 4. Een indicatie van de investeringskosten en de kosten voor operatie en onderhoud staan gegeven in Tabel 5. 3

Tabel 4 – Kosten voor rioollozing scenario 0 voor een lozingsdebiet van 88.000 m /jaar (totaalbedrag afgerond op €10 000,-). Slachthuisafvalwater (mg/l)

CZV

Ntot

Ptot

4000

350

50

Verwijderings-% zeef + DAF

45

25

25

Te lozen op riool (mg/l)

2200

263

38

Lozingskosten (€ / jaar)

€187.511,-

€106.274,-

€7.927,-

Totale kosten

€300.000,-

Uitgaande van een droge stofgehalte van 5% voor het flotaat van de DAF zou 778 ton/jaar aan flotaat naar een verwerker afgevoerd moeten worden, samen met de vaste fractie uit de zeef. De verwerkingskosten zijn €76,04 per ton wanneer er meer dan 5 ton per keer wordt opgehaald. Het ophaaltarief is €10,11 per keer (Timmerman 2006). 3

Tabel 5 – Behandelingskosten scenario 0 voor een lozingsdebiet van 88.000 m /jaar (totaalbedrag afgerond op €10 000,-).

Buffertank

3

Investering (€)

O&O (€/m )

5.000

0,013

Trommelzeef + DAF

110.000

0,215

Totaal investering

115.000

Jaarlijkse kosten (€/jaar) €11.500,1 10% van investeringskosten 2 Bij wekelijks ophalen

Lozing op riool


Jaarlijkse kosten

800 ton/jaar

1

€20.000,-

9

€300.000,-

€60.000,-

2

€390.000,-

3.2

Scenario 1 – Externe aanvoer van varkensmest, co-vergisting

In scenario 1 is de behandeling van het slachthuisafvalwater gecombineerd met verwerking van de vloeibare fractie van de co-vergister. Het slachthuisafvalwater wordt voorbehandeld op de manier van de referentiesituatie, met een trommelzeef en DAF. In plaats van het voorbehandelde water direct te lozen op het riool wordt het eerst verder gezuiverd in een anaërobe reactor voor vergaande CZVverwijdering waarbij biogas wordt geproduceerd. De vaste fractie uit de voorbehandeling wordt samen met de varkensmest, het slachtafval, de kadavers en overige co-producten verwerkt in de covergistinginstallaties. Het digestaat ondergaat een scheiding waarna de vloeibare fractie samen met het behandelde slachthuisafvalwater nabehandeld wordt voor CZV-, stikstof- en fosforverwijdering en vervolgens op het riool wordt geloosd. Gezien de samenstelling van zowel het effluent uit de UASB en de vloeibare fractie van het digestaat is gekozen voor een gezamenlijke behandeling. Een kritisch element is de kwaliteit van de vloeibare fractie van het digestaat na scheiding met een decanteercentrifuge. Indien er teveel zwevende stof in de vloeibare fractie aanwezig is dan moet het gehalte aan zwevende stof verder teruggebracht worden met een ultrafiltratiemembraan. Het processchema voor de afvalwaterbehandeling is in Figuur 3 gegeven. Er is gekozen voor deze configuratie omdat: • Struvietprecipitatie een bewezen technologie is en het product (struviet = magnesiumammoniumfosfaat = MgNH4PO4) in de fosfaatindustrie als grondstof kan worden gebruikt. Hierdoor vindt afzet buiten de landbouw plaats. • SBR (sequencing batch reactor) een flexibele en veel gebruikte techniek is voor de verwijdering van CVZ, N en P uit agro-industrieel afvalwater. Er is niet gekozen voor: • Strippen van ammoniak omdat het een relatief dure techniek is en voor de afzet van het product (ammoniumsulfaat = NH4SO4) buiten de landbouw niet direct een markt aanwezig is. • Sharon/Anammox omdat deze technologie ondanks zijn grote potentie op dit moment niet voldoende bewezen is • Kaldnes bewegend bed omdat dit geen evidente voordelen biedt boven de SBR technologie.

Roosters / zeven


Vloeistoffractie

Buffertank

DAF

Vloeistoffractie

Effluent

UASB


Vaste fractie

SBR

Lozing op riool

Vloeistoffractie Varkensmest Slachtafval Kadavers Co-producten

Digestaat Co-vergister

Scheiding

Ultrafiltratie


Figuur 3 - Schematische weergave van scenario 1, gezamenlijke nabehandeling van UASB effluent en vloeibare fractie digestaat. Ultrafiltratie is optioneel.

De verwijderingpercentages voor CZV, N en P voor de behandelingsstappen, en de resulterende te lozen waterstroom staan gegeven in Tabel 6. Een indicatie van de investeringskosten en de kosten voor operatie en onderhoud staan gegeven in Tabel 8.

10

3

Tabel 6 – Kosten voor rioollozing scenario 1 voor een totaal lozingsdebiet van 165.239 m /jaar (totaalbedrag afgerond op €10 000,-). Slachthuisafvalwater na DAF (mg/l) Verwijderings-% UASB UASB-effluent (mg/l)

CZV

Ntot

Ptot

2200

263

38

85

0

0

330

263

38

Dunne fractie digestaat (mg/l)

22.800

7.430

370

Totale concentratie (mg/l)

23.130

7.693

408

0

0

90

Verwijderings-% struviet Verwijderings-% SBR

70

90

0


7.170

769

41


€1.147.501,-

€584.783,-

€16.211,-

Totaal

foutief opgeteld

€1.750.000,3

Tabel 7 gecorrigeerd – Kosten voor rioollozing scenario 1 voor een totaal lozingsdebiet van 165.239 m /jaar (totaalbedrag afgerond op €10 000,-). Slachthuisafvalwater na DAF (mg/l) Verwijderings-% UASB UASB-effluent (mg/l)

CZV

Ntot

Ptot

2200

263

38

85

0

0

330

263

38


22.800

7.430

370


10.816

3.608

193

Verwijderings-% struviet

0

0

90

Verwijderings-% SBR

70

90

0

3.245

361

19


Totaal

gecorrigeerd


€933.000,-

De totale lozingskosten van het te lozen water komen neer op een bedrag van €1.750.000,- op basis van de te verwachten CZV-, N- en P-gehaltes. Indien ook lozingskosten betaald moeten worden voor overige componenten zoals sulfaat en zware metalen zal dit bedrag hoger uitkomen. Daar staat tegenover dat indien de dunne fractie van het digestaat beter voorbehandeld kan worden (bijvoorbeeld met ultrafiltratie) dit aanzienlijk zou kunnen schelen in de uiteindelijke lozingskosten. Om het voordeel van een uitgebreidere voorbehandeling mee te kunnen verrekenen in dit overzicht zouden de mogelijkheden daarvoor nader uitgezocht moeten worden. 3

Tabel 8 – Behandelingskosten scenario 1 voor een totaal lozingsdebiet van 165.239 m /jaar (totaalbedrag afgerond op €10 000,-). Investering (€) Buffertank

3

O&O (€/m )

5.000

0,013

Trommelzeef + DAF

110.000

0,215

UASB

872.538

0,433


135.369

0,210

SBR – nitrificatie

260.308

0,250

SBR - methanol voor denitrificatie Totaal investering

-

0,514

€1,383,337

Jaarlijkse kosten (€/jaar) €138.333,3 kg methanol / kg NO3, 275 €/ton methanol 2 10% van investeringskosten

2

Jaarlijkse kosten

1

€219.179,-

€360.000,-

1

De totale jaarlijkse kosten voor het afvalwaterbehandelingssysteem komen neer op een bedrag van €360.000,- op basis van de kosten voor investering en O&O. Indien ook de lozingskosten meegerekend worden geeft dit jaarlijkse kosten van €2.110.000,-.

11

Energieproductie De uitgangspunten voor het ontwerp van de UASB zijn volledig gebaseerd op aannames voor de karakteristieken van het influent, de reactorconfiguratie, het te verwachten behandelingsrendement en biogasproductie. De basisaspecten van het ontwerp zijn: Afvalwatertemperatuur 15°C Concentratie oliën en vetten in influent erg laag 85% verwijdering van CZV Geen verwijdering van N en P De UASB kan in principe bedreven worden bij de lage afvalwatertemperatuur van 15°C, maar zou efficiënter werken bij een procestemperatuur van 30°C. Het nadeel van werken bij 30°C is dat het opwarmen van het afvalwater energie kost. De te verwachten methaanproductie uit de UASB ligt rond 3 de 150 m CH4/d wat neerkomt op een energieproductie van 5 GJ/d. Het opwarmen van het afvalwater zou meer energie kosten dan het systeem zelf aan biogas 3 produceert, namelijk zo’n 15 GJ/d bij een debiet van 240 m /d. De keuze voor wel of niet opwarmen hangt daarom af van de beschikbare ruimte (opwarmen leidt tot een significante reductie van het reactorvolume) en van eventuele overschot aan restwarmte uit de WKK. Verder zou het interessant zijn om te kijken naar de mogelijkheid om bepaalde zeer koude afvalwaterstromen apart te behandelen of direct op het riool te lozen (zie paragraaf 5.2). Het geproduceerde biogas zal ook waterstofsulfide (H2S) bevatten, maar de hoeveelheid is niet te voorspellen zonder goede karakterisering van het afvalwater. De aanwezigheid van H2S maakt het noodzakelijk om het systeem goed af te dichten, dit om stankoverlast naar de omgeving te voorkomen. Afhankelijk van het H2S-gehalte van het gas kan het nodig zijn om dit eerst uit het biogas te verwijderen voordat het in de WKK gebruikt kan worden als brandstof.

3.3

Scenario 2 – Geen externe aanvoer van varkensmest, geen co-vergisting

In scenario 2 is de behandeling van het slachthuisafvalwater gecombineerd met verwerking van de vloeibare fractie van varkensmest. De stromen worden in dit scenario samengevoegd en behandeld in een UASB-reactor waar de afbreekbare CVZ wordt omgezet in biogas. Het slachthuisafvalwater wordt eerst voorbehandeld op de manier van de referentiesituatie, met roosters/zeven en DAF. De varkensmest wordt mechanisch gescheiden in een vaste en een vloeibare fractie. Het effluent van de UASB wordt verder nagezuiverd op CZV, N en P voordat het op het riool wordt geloosd. Het processchema voor de afvalwaterbehandeling is in Figuur 4 gegeven. De onderbouwing voor de gekozen proceseenheden is al in paragraaf 3.2 beschreven. Slachthuisafvalwater Vloeistoffractie

Roosters / zeven

Buffertank

DAF

Vaste fractie


Vloeistoffractie

UASB

Scheiding

Ultrafiltratie


Vloeistoffractie

Varkensmest

Figuur 4 - Schematische weergave van scenario 2, gezamenlijke behandeling van voorbehandeld slachthuisafvalwater en vloeibare fractie varkensmest

12

SBR

Lozing op riool

De verwijderingpercentages voor CZV, N en P en de kosten voor rioollozing staan gegeven in Tabel 9. Een indicatie van de investeringskosten en de kosten voor operatie en onderhoud staan gegeven in Tabel 10. 3

Tabel 9 – Kosten voor rioollozing scenario 2 voor een totaal lozingsdebiet van 115.872 m /jaar (totaalbedrag afgerond op €10 000,-). CZV

Ntot

Ptot

Slachthuisafvalwater na DAF (mg/l)

2200

263

38

Dunne fractie varkensmest (mg/l)

15600

5300

350

Verwijderings-% UASB UASB-effluent (mg/l)

85

0

0

2670

5563

388

Verwijderings-% struviet

0

0

90

Verwijderings-% SBR

70

90

0


801

556

39


€89.894,-

€296.526,-

€10.760,-

Totaal

€400.000,-

De totale lozingskosten van het te lozen water komen neer op een bedrag van €400.000,- op basis van de te verwachten CZV-, N- en P-gehaltes. Indien ook lozingskosten betaald moeten worden voor overige componenten zoals sulfaat en zware metalen zal dit bedrag hoger uitkomen. Daar staat tegenover dat indien de dunne fractie van de mest beter voorbehandeld kan worden (bijvoorbeeld met ultrafiltratie) dit aanzienlijk zou kunnen schelen in de uiteindelijke lozingskosten. Om het voordeel van een uitgebreidere voorbehandeling mee te kunnen verrekenen in dit overzicht zouden de mogelijkheden daarvoor nader uitgezocht moeten worden. 3

Tabel 10 – Behandelingskosten scenario 2 voor een totaal lozingsdebiet van 115.872 m /jaar (totaalbedrag afgerond op €10 000,-).

Buffertank Trommelzeef + DAF UASB

3

Investering (€)

O&O (€/m )

5.000

0,013

110.000

0,215

1.148.894

0,433


94.926

0,200

SBR - nitrificatie

182.538

0,250


-

0,372


Jaarlijkse kosten

800 ton/jaar

1

€1.541.481

Jaarlijkse kosten (€/jaar) €154.148 3 kg methanol / kg NO3, 275 €/ton methanol 2 10% van investeringskosten 3 Bij wekelijks ophalen vaste stof DAF+zeef

2

€165.469

€60.000,-

3

€380.000,-

1

De jaarlijkse kosten voor de energieproductie en afvalwaterbehandeling komen neer op een bedrag van €320.000,- op basis van de kosten voor investering en O&O. Meerekenen van de lozingskosten en de kosten voor verwerking van de vaste fractie van DAF en zeef geeft totale jaarlijkse kosten van €780.000,-. Energieproductie De uitgangspunten voor het ontwerp van de UASB zijn net als in scenario 1 (paragraaf 3.2) volledig gebaseerd op aannames voor de karakteristieken van het influent, de reactorconfiguratie, het te verwachten behandelingsrendement en biogasproductie. De basisaspecten van het ontwerp zijn: - Temperatuur van afvalwater en van mest gemiddeld 15°C - Concentratie oliën en vetten in influent erg laag - 85% verwijdering van CZV - Geen verwijdering van N en P

13

De UASB kan in principe bedreven worden bij de lage afvalwatertemperatuur van 15°C, maar zou efficiënter werken bij een procestemperatuur van 30°C. Het nadeel van werken bij 30°C is dat het opwarmen van het afvalwater energie kost. De te verwachten methaanproductie uit de UASB ligt rond 3 de 1200 m CH4/d wat neerkomt op een energieproductie van 43 GJ/d. o

Het bedrijven van de UASB bij 30 C levert netto een lagere energieproductie omdat voor het 3 opwarmen van het afvalwater 20 GJ/d energie nodig is bij een debiet van 315 m /d. De keuze voor wel of niet opwarmen hangt daarom vooral af van de beschikbare ruimte (opwarmen leidt tot een significante reductie van het reactorvolume) en van eventuele overschot aan warmte uit de WKK. Net als voor scenario 1 geldt ook hier dat het interessant zou zijn om te kijken naar de mogelijkheid om bepaalde zeer koude afvalwaterstromen apart te behandelen of direct op het riool te lozen (zie paragraaf 5.2). Het geproduceerde biogas zal ook waterstofsulfide (H2S) bevatten, maar de hoeveelheid is niet te voorspellen zonder goede karakterisering van het afvalwater. De aanwezigheid van H2S maakt het noodzakelijk om het systeem goed af te dichten, dit om stankoverlast naar de omgeving te voorkomen. Afhankelijk van het H2S-gehalte van het gas kan het nodig zijn om dit eerst uit het biogas te verwijderen voor het in de WKK kan worden toegepast.

3.4

Scenario 3 – Externe aanvoer van varkensmest, co-vergisting zonder dierlijk afval

Scenario 3 is vergelijkbaar met scenario 1, maar dan zonder de behandeling van dierlijk afval (kadavers en vast slachtafval) in de co-vergister. Verwerking van het slachthuisafvalwater wordt gecombineerd met verwerking van de vloeibare fractie van de co-vergister. De configuratie van het processchema voor de afvalwaterbehandeling is in Figuur 5 gegeven. De onderbouwing voor de gekozen proceseenheden is gelijk aan die in scenario 1 en al in paragraaf 3.2 beschreven.

Roosters / zeven


Vloeistoffractie

Buffertank

DAF

Vloeistoffractie

UASB

Vaste fractie

Struvietprecipitatie Vaste fractie

Verwerking vaste fractie Varkensmest Co-producten

Digestaat Co-vergister

Effluent

Scheiding

SBR

Lozing op riool

Vloeistoffractie Ultrafiltratie

Figuur 5 - Schematische weergave van scenario 3, gezamenlijke behandeling van voorbehandeld slachthuisafvalwater en vloeibare fractie digestaat. Geen vergisting van dierlijke resten.

De verwijderingpercentages voor CZV, N en P voor de behandelingsstappen en de resulterende te lozen waterstroom staan gegeven in Tabel 11. Een indicatie van de investeringskosten en de kosten voor operatie en onderhoud staan gegeven in Tabel 12.

14

3

Tabel 11 – Kosten voor rioollozing scenario 3 voor een totaal lozingsdebiet van 132.748 m /jaar (totaalbedrag afgerond op €10 000,-). Slachthuisafvalwater na DAF (mg/l) Verwijderings-% UASB UASB-effluent (mg/l)

CZV

Ntot

Ptot

2.200

263

38

85

0

0

330

263

38


22.800

6.600

310


23.150

6.863

348

0

0

90

Verwijderings-% struviet Verwijderings-% SBR

70

90

0


7.170

686

34


€921.867,-

€419.107,-

€10.936,-

Totaal

€1.350.000,-

De totale lozingskosten van het te lozen water komen neer op een bedrag van €1.350.000,- op basis van de te verwachten CZV-, N- en P-gehalten. Indien ook lozingskosten betaald moeten worden voor overige componenten zoals sulfaat en zware metalen zal dit bedrag hoger uitkomen. Daar staat tegenover dat indien de dunne fractie van het digestaat beter voorbehandeld kan worden (bijvoorbeeld met ultrafiltratie) dit aanzienlijk zou kunnen schelen in de uiteindelijke lozingskosten. Om het voordeel van een uitgebreidere voorbehandeling mee te kunnen verrekenen in dit overzicht zouden de mogelijkheden daarvoor nader uitgezocht moeten worden. 3

Tabel 12 – Behandelingskosten scenario 3 voor een totaal lozingsdebiet van 132.748 m /jaar (totaalbedrag afgerond op €10 000,-). 3

Investering (€) Buffertank

O&O (€/m )

5.000

0,013

Trommelzeef + DAF

110.000

0,215

UASB

872.538

0,433


108.751

0,178

SBR - nitrificatie

209.124


Jaarlijkse kosten

800 ton/jaar

0,250

-

0,457

€1.305.535

Jaarlijkse kosten (€/jaar) €130.554,1 3 kg methanol / kg NO3, 275 €/ton methanol 2 10% van investeringskosten 3 Zie scenario 0


1

-

2

€175.623,-

€60.000,-

3

€310.000,-

De jaarlijkse kosten voor de afvalwaterbehandeling komen neer op een bedrag van €310.000,- op basis van de kosten voor investering en O&O. Meerekenen van de lozingskosten en de kosten voor verwerking van de vaste fractie van DAF en zeef geeft totale jaarlijkse kosten van €1.720.000,-. Energieproductie De energieproductie uit slachthuisafvalwater is hetzelfde als in scenario 1.

15

4. Bevindingen van het Waterschapsbedrijf Limburg De samenstelling en belasting van het geproduceerde afvalwater dat op het riool geloosd wordt is voor de vier scenario’s in Tabel 13 gegeven. Deze gegevens zijn samen met de beschrijving van de afvalwaterbehandeling op NGB aan het Waterschapsbedrijf Limburg (WBL) ter beoordeling voorgelegd. Tabel 13 – Samenstelling en belasting van afvalwater dat op riool geloosd wordt voor de vier uitgewerkte scenario’s Scenario 0

Scenario 1

Scenario 2

Scenario 3

241 (0,3)

453 (0,7)

317 (0,5)

364 (0,5)

CZV

2200

7170

5010

7170

N-kj

263

769

556

686

NO3

0

623

451

556

37,5

41

39

34

3

Debiet (in m /dag)* Samenstelling (mg/l)

P-totaal Belasting (kg/dag)* CZV

530 (1,8)

3246 (11)

1590 (5,4)

2608 (8,8)

N-kj

63 (2,4)

348 (13,1)

177 (6,6)

250 (9,4)

NO3 P-totaal

#

#

#

#

0 (0 )

282 (49,7 )

143 (25,2 )

202 (35,6 )

9,0 (1,6)

18,5 (3,3)

12,3 (2,2)

12 (2,2)

* tussen haakjes is het procentuele aandeel van het afvalwater op het totale debiet en belasting van RWZI Venlo 3 gegeven; de huidige belasting van RWZI Venlo is als volgt: afvalwaterdebiet 68.719 m /dag, CZV belasting 29.626 kg/dag, belasting N-kj 2.659 kg/dag, belasting NO3 41 kg/dag, belasting P-totaal 568 kg/dag # voor NO3 is de belasting als % van P-totaal gegeven omdat NO3 een negatieve invloed heeft op de biologische defosfatering

Door het Waterschapsbedrijf Limburg is aangegeven dat lozing van het afvalwater voor de 4 scenario’s mogelijk is. Zij plaats daarbij wel de volgende kantekeningen: - de opgegeven hoeveelheid van alle scenario's is via het WBL transportgemaal te verpompen naar de RWZI Venlo. Wel dient er een rioolleiding naar het transportgemaal aangelegd te worden. Indien deze leiding door de gemeente zou worden aangelegd (welke een inzamelplicht heeft) is dit voor alle partijen het eenvoudigst. Het is ook bespreekbaar om zelf aan te sluiten op het gemaal. Hiervoor dient echter een aparte overeenkomst tussen bedrijf en WBL afgesloten te worden; - het effluent van alle opgegeven scenario's is onder omstandigheden te verwerken op de RWZI Venlo. Sommige scenario's gaan eenvoudiger dan andere, vandaar dat WBL wel voorkeuren heeft. Vooral de P-belasting is aanzienlijk en vergt extra inspanningen van de zijde van WBL; - minder CZV verwijderen is uiteraard wenselijk (niet persé noodzakelijk) De conclusie is dus dat rioollozing van het afvalwater na behandeling mogelijk. In de volgende fase van het project moet direct met WBL contact moet worden opgenomen om de te plannen afvalwaterbehandeling in nauw overleg met WBL te ontwikkelen. De belasting op RWZI Venlo is namelijk aanzienlijk (het geplande NGB zou de grootste klant van WBL worden).

16

5. Aanbevelingen

5.1

Uitgebreide karakterisering van afvalstromen

De keuze, ontwerp en kostenberekening voor een specifieke afvalwaterzuiveringtechniek wordt vergemakkelijkt als relevante eigenschappen van het afvalwater bekend zijn. Dit zijn naast de bulkparameters CVZ, N en P ook de specifieke fysisch-chemische vormen (speciatie) van CZV, N en P en de aanwezigheid van andere bestanddelen die ook verwijderd moeten worden (zoals sulfaat, zware metalen) of het zuiveringsproces kunnen verstoren. Enkele voorbeelden: - voor CVZ is tevens belangrijk of het biologisch afbreekbaar is, het in opgeloste vorm of zwevende stof aanwezig is - voor N is belangrijk of het aanwezig is als NH4, NO3 gebonden aan organische stof en daarnaast of deze vormen opgelost of zwevend zijn - voor P is belangrijk of het aanwezig is als PO4 of in andere vormen - oliën en vetten verstoren het UASB proces Zeker wanneer men een bepaald zuiveringrendement wil behalen kunnen ogenschijnlijk kleine verschillen in afvalwatersamenstelling de keuze en het ontwerp van een installatie beïnvloeden. Voor de volgende fase is het daarom noodzakelijk dat er een goede karakterisering van de te verwachten vloeibare afvalstromen wordt uitgevoerd. Aangezien het NGB nog gebouwd moet worden kan er niet aan de werkelijke stromen gemeten worden, maar het moet mogelijk zijn om gegevens te verkrijgen van vergelijkbare afvalstromen van bestaande bedrijven. Parameters die in ieder geval bekend moeten worden voor zowel afvalwater als de vloeibare fracties van mest en digestaat zijn: debiet, temperatuur, pH, CZV, BZV, zwevende stof, Ntot, NNH4, NNO3, Ptot, en PPO4. Voor het slachthuisafvalwater komt daar nog het gehalte aan oliën en vetten bij. Op basis van de gedetailleerde karakterisering kan dan het gekozen scenario geoptimaliseerd worden.

5.2

Mogelijkheid van gescheiden behandeling van slachthuisafvalwaterstromen

Binnen een kuikenslachterij komen zeer verschillende afvalwateren vrij. Deze afvalwateren verschillen bijvoorbeeld erg in temperatuur (warm water uit het broeibad, koud water uit het koelbad), of in concentratie aan verontreinigingen. Anaërobe behandeling in een UASB verloopt beter wanneer het water op 30°C wordt gebracht, maar het opwarmen van water kost veel energie. Daarnaast is voor warmer water het benodigde reactorvolume kleiner. Ook is het voor een UASB gunstiger wanneer het water niet te erg verdund is. Zeker voor het slachthuisafvalwater is het daarom nuttig om niet alleen het gemengde afvalwater te karakteriseren, maar ook de afzonderlijke stromen binnen het slachthuis te inventariseren om zo te komen tot een optimale afvalwaterbehandelingconfiguratie. Het apart verwerken van een koude, relatief schone stroom zoals het water uit het koelbad heeft de voordelen dat het (1) geloosd kan worden op het tegen relatief lage kosten en (2) op deze manier niet de gemengde afvalwaterstroom afkoelt en verdunt.

5.3

Scheiding van varkensmest en digestaat in vaste en vloeibare fractie

De hoge kosten van lozing op het riool in scenario’s 1, 2 en 3 wordt grotendeels bepaald door het hoge gehalte aan CZV en N-kj in het te lozen afvalwater. De gegeven concentraties aan CZV en N in de vloeibare fractie van digestaat en verse varkensmest lijken aan de hoge kant. Waarschijnlijk komt dit doordat er nog zwevende stof aanwezig is die met een decanteercentrifuge niet goed afgescheiden kan worden. Het is zaak om deze zwevende stof voorafgaand aan de nabehandeling met struvietprecipitatie en SBR te verwijderen aangezien zwevende stof de werking van het proces verstoort. Voor de nabehandeling moet de vloeibare fractie van verse varkensmest of digestaat volledig helder zijn. Daarnaast is het aan te bevelen om de zwevende stof uit het afvalwater te verwijderen omdat het leidt tot hoge kosten voor lozing op het riool. Het is dus aan te raden om de scheiding van digestaat en verse mest te optimaliseren op het verkrijgen van een heldere vloeibare fractie. Dit heeft echter weer als nadeel dat de vaste fractie meer water bevat en energetisch ongunstig kan zijn voor de energieproductie uit verbranding/vergassing. Een alternatief kan zijn om de zwevende stof door middel van een micro- of ultrafiltratiemembraan

17

verder te zuiveren. Een microfiltratiemembraan is goedkoper in aanschaf en energieverbruik dan een ultrafiltratiemembraan maar de verwijdering van zwevende stof is minder efficiënt. Er moet onderzocht welk type membraan de beste werking geeft in de gegeven procesconfiguraties.

5.4

Gebruik van overtollige warmte uit WKK voor afvalwaterzuivering

De performance van de verschillende biologische proceseenheden voor de afvalwaterbehandeling o kan sterk verbeterd worden als ze iets opgewarmd kunnen worden tot 25-30 C. Bij deze temperatuur zijn de meeste voor de afvalwaterbehandeling belangrijke micro-organismen namelijk actiever, wat een snellere en/of effectievere zuivering tot gevolg heeft. Dit leidt tot lagere investeringskosten en O&M kosten en tot betere zuiveringrendementen. Het is dus aan te bevelen om het eventuele overschot aan warmte uit de WKK aan te wenden om het afvalwater op te warmen.

18

6. Referenties Bartholomew, R. (2006) The SHARON® High-Rate Nitrogen Removal System: An Innovative Wastewater Treatment Process, Pennsylvania Department of Environmental Protection, Bureau of Water Supply and Wastewater management (http://www.dep.state.pa.us/dep/DEPUTATE/Watermgt/WSM/WSM_TAO/ InnovTech/ProjReviews/SharonHiRate.htm) Chávez C., Castillo R., Dendooven L., Escamilla-Silva E.M. (2005) Poultry slaughter wastewater treatment with an up-flow anaerobic sludge blanket (UASB) reactor, Bioresource Technology 96, 1730–1736 Colsen bv (2006), Adviesburo voor milieutechniek, http://neerslag-magazine.nl/artikel.asp?key=215 DEFRA Department for Environment, Food & Rural Affairs (1999) Economic Instruments for Water Pollution Discharges, http://www.defra.gov.uk/Environment/water/quality/econinst2/annexa.htm Del Nery V., de Nardi I.R., Damianovic M.H.R.Z., Pozzi E., Amorim A.K.B., Zaiat M. (2006) Long-term operating performance of a poultry slaughterhouse wastewater treatment plant, Resources, Conservation and Recycling, Article in Press Del Pozo R., Diez V., Beltrán S. (2000) Anaerobic pre-treatment of slaughterhouse wastewater using fixed-film reactors, Bioresource Technology 71, 143-149 Derden A., van den Broeck E., Vergauwen P., Vancolen D., Dijkmans R. (2001) Gids Waterzuiveringstechnieken, Vlaams kenniscentrum voor Beste Beschikbare Technieken, Vito, België Derden A., Schrijvers J., Suijkerbuijk M., Van de Meulebroecke A., Vercaemst P., Dijkmans R. (2003) Beste Beschikbare Technieken (BBT) voor de slachthuissector – Eindrapport, Vlaams Kenniscentrum voor Beste Beschikbare Technieken, Vito, België Doyle James D., Parsons Simon A. (2002) Struvite formation, control and recovery, Water Research 36, 39253940 EC Europese Commissie (2005) BREF - Reference Document on Best Available Techniques in the Slaughterhouses and Animal By-products Industries, European Integrated Pollution Prevention and Control Bureau, Sevilla, Spanje Eremektar G., Ubay Çokgör E., Övez S., Germirli Babuna F., Orhon D. (1999) Biological treatability of poultry processing plant effluent – A case study, Water Science and Technology 40 (1) 323-329 ETBPP Environmental Technology Best Practice Programme (2000) Reducing water and effluent costs in poultry meat processing - Good Practice: Proven technology and techniques for profitable environmental improvement Feyaerts T., Huybrechts D., Dijkmans R. (2002) Beste Beschikbare Technieken (BBT) voor mestverwerking tweede editie, Vlaams kenniscentrum voor Beste Beschikbare Technieken, Vito, België Field J., Sierra R. (2002) Anaerobic Granular Sludge Bed Technology Pages, http://www.uasb.org FO-Industrie (2005) Werkboek milieumaatregelen vleesindustrie, FO-752, http://www.fo-industrie.nl/ Fux C., Lange, K. et al. (2003), Nitrogen removal from digester supernatant via nitrite – SBR or SHARON?, Water Science and Technology 48 (8) 9-18 Giesen A. (2006), Crystallization Process Enables Environmental Friendly Phosphate Removal at Low Costs, DHV Water BV, http://www.dhv.com Ikeda E., Rodrigues D.G., Nozaki J. (2002) Treatment of effluents of poultry slaughterhouse with aluminium salts and natural polyelectrolytes, Environmental Technology 23, 949-954 Infomil (2006) Vangnetbepaling, http://www.infomil.nl/ Jaffer Y., Clark T.A. et al. (2002), Potential phosphorous recovery by struvite formation, Water Research 36, 1834-1842 Kaldnes Miljøteknologi AS (2006) http://www.kaldnes.com

19

Kobya M., Senturk E., Bayramoglu M. (2006) Treatment of poultry slaughterhouse wastewaters by electrocoagulation, Journal of Hazardous Materials B133, 172–176 Lier J. van (2006) Sectie Milieutechnologie Wageningen Universiteit, Persoonlijke communicatie Mels A. (2006) Lettinga Associates Foundation, Persoonlijke communicatie Melse R.W., de Buisonjé F.E., Verdoes N., Willers, H.C. (2004) Quick scan van been verwerkingstechnieken voor dierlijke mest, Rapportage opdrachtgever 1390938000 Melse R.W., Verdoes N. (2005) Evaluation of Four Farm-scale Systems for the Treatment of Liquid Pig Manure, Biosystems Engineering 92 (1), 47-57 MLA Meat and Livestock Australia (2002) Eco-Efficiency Manual for Meat Processing Møller H.B., Sommer S.G., Ahring B.K. (2002) Separation effciency and particle size distribution in relation to manure type and storage conditions, Bioresource Technology 85, 189-196 Mulder A. (2003), The quest for sustainable nitrogen removal technologies, Water Science and Technology 48 (1), 67-75 Nijhuis Water Technology B.V. (2006) Indicatieve offerte waterzuiveringssysteem met DAF Rijkswaterstaat RIZA (2006) Het Wvo heffingensysteem, Handboek http://www.rijkswaterstaat.nl/rws/riza/wateremissies/Handboek_Wvo-Heffing/index.html

Wvo-Heffing,

STOWA (1995) Treatment of nitrogen rich reject water. No. 95-13 STOWA (1998) Fysisch/chemische voorzuivering van afvalwater – Identificatie zuiveringsscenario’s gebaseerd op fysisch/chemische voorzuivering, rapport nr. 29

en

evaluatie

van

STOWA (2006) Selected Technologies Factsheets, http://www.stowa-selectedtechnologies.nl/ Subramaniam K., Greenfield P.F. et al. (1994), Efficient biological nutrient removal in high strength wastewater using combined anaerobic-sequencing batch reactor treatment, Water Science and Technology 30 (6), 315-321 Thermphos BV (2006) Thermphos International B.V. homepage, http://www.thermphos.com Timmerman M. (2006) Uitwerking NGB Bio-energiecentrale: referentiesituatie, document 21-08-2006 TU Delft (2006) The online Anammox resource - Pioneering microbiology for a sustainable future, http://www.anammox.com UK Environment Agency (2003) Guidance for the Poultry Processing sector, Sector Guidance Note IPPC S6.11 Issue 3 USDA Forest Service (no date) Sanitary engineering and public health handbook, Forest Service Handbook (FSH) 7409.11, http://www.fs.fed.us/im/directives/ fsh/7409.11/57.3-58.47.txt US EPA (2006) http://www.epa.gov VROM (2006) Wat is de Kaderrichtlijn water? - Dossier Kaderrichtlijn water Vraag en antwoord, http://www.vrom.nl/pagina.html?id=21580

20

Appendix 1 - Samenstelling van de te behandelen stromen Slachthuisafvalwater Er zijn geen gedetailleerde gegevens bekend over het te behandelen pluimveeslachtafvalwater, wat een weloverwogen keuze voor een bepaalde behandelingsstrategie moeilijk maakt. De belangrijkste parameter voor het opzetten van afvalwaterzuiveringconcepten is het Chemisch ZuurstofVerbruik of CZV. Deze parameter wordt zowel voor de evaluatie van verschillende afvalwaterbehandelingstrategieën als voor de berekening van kosten voor lozing op het riool gebruikt. Daarnaast zijn in ieder geval nog van belang de gehaltes aan BZV (biochemisch zuurstofverbruik), zwevende stof, oliën en vetten, stikstofcomponenten en fosforcomponenten. Voor fase 1 van het NGB project is uitgegaan van de gegevens van het Vlaams kenniscentrum voor Beste Beschikbare Technieken (Derden et al. 2003). Voor Nederland zijn in het korte tijdsbestek van deze studie geen literatuurgegevens gevonden, maar wel voor andere landen. De gevonden samenstellingen voor pluimveeslachtafvalwater worden weergegeven in Tabel 14 en laten een grote variatie zien. Tabel 14 - Literatuurgegevens voor pluimveeslachtafvalwater. ZS=zwevende stof, O&V=oliën en vetten. Waarden in g/l, behalve voor N en P (mg/l). Getallen tussen haakjes zijn gemiddelden. 1

2

België

Brazilië

CZV

4,34

2,36-4,69

BZV

3,34

ZS

0,92

O&V

Brazilië

3

Mexico

4

5

Spanje

Turkije

6

Turkije

7

0,99-3,35

5,80-11,6 (7,33)

1,10-3,40 (2,10)

1,50-3,42

26,0-29,0

1,19-26,2

-

4,52-8,70 (5,50)

0,60-1,70 (1,20)

1,05-2,10

10,0-12,0

0,64-1,21

0,62-2,21

0,73-1,46 (0,94)

0,60-1,90 (0,95)

0,26-0,60

0,84-1,20

-

0,25-0,70

0,21-1,75

0,15-0,67 (0,31)

(0,11)

< dl – 0,079

1,50-1,80

NKj

267 (Ntot)

147-233

-

7.2-117.5 (79.2)

100-300 (220)

150-414

-

Ptot

25

33-128 (PO4)

-

7.2-12.7 (9.5)

(70)

16-48

-

1. Derden et al. 2003, 2. Del Nery et al. 2006, 3. Ikeda et al. 2002, 4. Chavez et al. 2005, 5. Del Pozo et al. 2000, 6. Eremektar et al. 1999, 7. Kobya et al. 2006

Bij gebrek aan een uitgebreide karakterisering moet er een schatting gemaakt worden op basis van gegevens uit de praktijk. In Tabel 15 worden getallen gegeven voor de gewoonlijk te verwachten hoeveelheden afvalwater en stoffen daarin per geslacht dier. Ook wordt er een typische samenstelling van pluimveeafvalwater gegeven. Tabel 15 - Gegevens over slachthuisafvalwater afkomstig van het Vlaams kenniscentrum voor beste beschikbare technieken (Derden et al. 2003). Hoeveelheid per dier Afvalwaterproductie (liter)

minimaal

maximaal

Concentraties in een gemiddeld ruw pluimvee-afvalwater (mg/l)

7

58

n.v.t.

CZV (g)

6

35

4340

BZV (g)

3,4

37

3336

N (g)

0,9

4

334

P (g)

0,2

0,6

31

ZS (g)

0,02

14

921

Binnen het NGB project wordt uitgegaan van een productie van 11 liter slachtafvalwater per dier en een verwacht aantal slachtingen van 8 miljoen. Aangezien deze verwachte afvalwaterproductie laag ligt t.o.v. de genoemde variatie van 7 tot 58 liter per dier, kan aangenomen worden dat de beste benadering van de samenstelling verkregen kan worden door uit te gaan van de maximale hoeveelheden per dier. De op basis van deze gegevens berekende samenstelling staat in Tabel 16. Vergeleken met gevonden waarden uit de literatuur valt de berekende CZV concentratie laag uit (zie achtergrondinformatie in Tabel 14), waarschijnlijk zal deze in de praktijk hoger uitkomen.

21

Tabel 16 - Berekende samenstelling voor slachthuisafvalwater en uiteindelijke aanname. Berekende concentraties

Aanname voor samenstelling

CZV (mg/l)

3182

4000

BZV (mg/l)

3364

3500

Ntot (mg/l)

364

350

Ptot (mg/l)

55

50

ZS (mg/l)

1273

1300

Vloeibare fractie varkensmest en vloeibare fractie digestaat Voor de vloeibare fractie van de varkensmest en het digestaat van de co-vergistingsinstallatie wordt uitgegaan van de gegevens uit de rapportages van ASG (M. Timmerman). Tabel 17 geeft deze samenstelling: Tabel 17 - Samenstelling vloeibare fractie van varkensmest en van digestaat uit de co-vergistingsinstallatie. Waardes overgenomen uit NGB rapportages van ASG

Volume (debiet)

Dunne fractie scenario 1



(ton/jaar)

(g/kg)

(ton/jaar)

(g/kg)

(ton/jaar)

(g/kg)

173.363

-

27.872

-

173.188

-

Droge stof

5.033

2,9%

1.046

3,8%

5.059

2,9%

Organische stof

3.303

1,9%

353

1,3%

3.322

1,9%

Stikstof - totaal N

1.207

6,96

148

5,32

1.139

6,58

Stikstof - organisch

241

1,39

46

1,63

228

1,32

Stikstof - NH4

966

5,57

102

3,67

911

5,26

Fosfaat - P2O5 Kalium - K

270

1,56

46

1,64

247

1,43

1.404

8,10

187

6,69

1.430

8,26

Voor de evaluatie van zuiveringstechnieken is het CZV-gehalte van deze vloeibare stromen ook van belang. Waarden voor de vloeibare fractie onbehandelde varkensmest zijn 48 g CZV/l (Melse en Verdoes, 2005), 31 en 47 g CZV/l (beide uit Møller et al. 2002). Het gemiddelde van deze waarden is 42 g CZV/l. Voor de vloeibare fractie van vergiste varkensmest zijn waarden gevonden van 22 en 29 g CZV/l (Møller et al. 2002), wat een gemiddelde geeft van 25 g CZV/l.

22

Appendix 2 - Procesbeschrijvingen In deze annex worden verschillende mogelijke afvalwaterzuiveringtechnieken beschreven. Deze technieken Zijn ingedeeld in drie categorieën, namelijk technologieën voor de verwijdering van vaste stof, technologieën voor de verwijdering van CZV en technologieën voor de verwijdering van N en P.

Roosters / filters / zeven Roosters, filters en zeven zijn standaard afvalwatervoorbehandelingstechnieken voor de afscheiding van grof vast materiaal, en ook voor slachthuisafvalwater is het een onmisbare eerste behandelingsstap. Er bestaan verschillende uitvoeringsvormen, gebaseerd op parallelle staven of geperforeerde platen. Roosters en zeven worden bij afvalwaters met grote hoeveelheden deeltjes ook wel in serie van grof naar fijn toegepast. De benodigde spleetwijdte of perforatiediameter wordt bepaald door de grootte van de af te scheiden deeltjes. Het is belangrijk om de installatie goed af te sluiten van de buitenlucht, i.v.m. geur- en ongedierteoverlast in de zomer en mogelijke bevriezing in de winter (Derden et al. 2001, 2003). De verwijdering door filters en zeven uit slachthuisafvalwater ligt rond de 15% voor zwevende stof en rond de 10% voor CZV (Derden et al. 2003).

Figuur 6 - Zeefbocht (links) en trommelzeef (rechts). Illustraties overgenomen en aangepast uit ETBPP 2000.

Roosters en zeven zijn goedkope technieken om de bulk van de zwevende stof uit een afvalwaterstroom te verwijderen. Gerapporteerde kosten zijn (Infomil): Een rooster heeft zeer lage (bijkomende) gebruikskosten, debiet 10 tot 100 m³/uur: - Handmatig: €1.750,- tot €3.000,-; - Automatisch zelfreinigend: €5.000,- tot €10.000,-. Zeefbocht: €12.400,Roterende trommelzeef met diameter van de zeefopeningen van 0,5 mm: - debiet van 2-15 m³/uur: €7.500,-; - debiet van 15- 30 m³/uur: €12.400,-; - debiet van 30- 80 m³/uur: €17.850,-; - debiet tot 800 m³/uur: €50.000,-. Bijkomende gebruikskosten ongeveer €0,01 per m³ gezeefd water.

Egalisatietank Secundaire zuiveringstechnieken functioneren gewoonlijk beter wanneer de te behandelen stroom van een min of meer constante grootte en kwaliteit is. Om een constante aanvoer van (eventueel voorgezuiverd) afvalwater te kunnen garanderen is een egalisatietank onontbeerlijk. De grootte van

23

de egalisatietank hangt vooral af van de verwachte fluctuatie in het debiet en/of de samenstelling van 3 het afvalwater. Bij een capaciteit van 100 m /uur komen de investeringskosten op € 50.000,- en de 3 operationele kosten op 0,013 €/m gezeefd water (Derden et al., 2001).

Luchtflotatie – Dissolved Air Flotation (DAF) Flotatie wordt gebruikt om vast of vloeibaar materiaal, dat in dichtheid nauwelijks verschilt van de dragervloeistof waarin het zich bevindt, af te scheiden van deze dragervloeistof. Afscheiding wordt verkregen door het inbrengen van fijne gas(lucht)belletjes in de dragervloeistof, waarna deze belletjes zich hechten aan de af te scheiden deeltjes. Door het aanhechten van de belletjes wordt de gezamenlijke dichtheid verlaagd en stijgt het gecombineerde deeltje/belletje naar het vloeistofoppervlak. Het natuurlijke opdrijfproces van materiaal met een lagere dichtheid dan de omringende vloeistof wordt door het aanhechten van belletjes ondersteund, en het opdrijven van deeltjes met een hogere dichtheid wordt mogelijk gemaakt. Ten opzichte van sedimentatie kunnen met flotatie kleine of lichte deeltjes beter en in kortere tijd verwijderd worden. Er bestaan verschillende processen om bellen te vormen en in het afvalwater te brengen, maar voor slachthuisafvalwater is luchtflotatie, beter bekend als Dissolved Air Flotation ofwel DAF, de meest gebruikte techniek. Bij DAF wordt een deel van de behandelde afvalwaterstroom gerecirculeerd en in deze retourstroom wordt onder hoge druk (4-5 bar) lucht opgelost. Bij menging met de hoofdstroom wordt de druk plotseling opgeheven en komt de lucht vrij in de vorm van kleine bellen. Het gefloteerd materiaal vormt een drijflaag die wordt verwijderd met een drijflaagstrijker of ruimer, die tegen de stromingsrichting in beweegt. De snelheid en diepte van de ruimer kunnen worden gevarieerd om verschillende hoeveelheden en soorten materiaal te kunnen verwijderen. Het droge stofgehalte van het verwijderde slib ligt meestal rond de 5%. (STOWA 1998). Om het zuiveringsrendement van DAF te vergroten worden meestal vlokmiddelen toegepast. Deze chemicaliën zorgen voor grotere vlokstructuren en dus een betere invang van luchtbellen (bijv. aluminium- of ijzerzouten) of voor een beter hechting van luchtbellen aan de deeltjes (bijv. organische polymeren). Het gebruik van vlokmiddelen is echter niet absoluut noodzakelijk voor het kunnen bedrijven van een DAF-systeem, en bemoeilijkt vaak de verder verwerking van het geproduceerde slib. De verblijftijd in flotatietanks is gewoonlijk 5 tot 20 minuten, met een oppervlaktebelasting tussen de 5 en 10 m/h. De grootte van de luchtbellen is afhankelijk van het precieze proces, en ligt meestal tussen de 10 µm en 1 mm.

Figuur 7 - Typische uitvoering van een DAF systeem (Links, UK Environment Agency 2003) en DAF installatie gebruikt voor testen in de proefhal van sectie milieutechnologie van Wageningen Universiteit (rechts, Mels 2006)

DAF wordt regelmatig toegepast voor de behandeling van slachthuisafvalwater. Eerst vindt grove afscheiding d.m.v. roosters en/of zeven plaats, waarna overige zwevende stof en vet in een DAFsysteem verwijderd wordt. Verwijderingsrendementen voor behandeling van slachthuisafvalwater kunnen erg verschillen, afhankelijk van de precieze samenstelling van het afvalwater.

24

Tabel 18 – Verwijderingsrendement (%) van DAF voor pluimveeslachtafvalwater (getallen afgerond op 5%) EC (2005)

Derden et al. (2003)

Del Nery et al. (2006)

Schatting voor deze studie

55

40

40

45

BZV5

70

50

-

60

Vetten

>85

-

50

65

CZV

Zwevende stof NKj P *gemeten als fosfaat

-

40

40

40

35

35

10

25

65

25

5*

25

Gerapporteerde investeringskosten voor een DAF systeem zijn: 3 België: 60 m /h € 125 000 - € 150 000 3 ₤ 150 000 Groot-Brittannië 750 m /d Austrialië ? Aus$ 550 000

(Derden et al. 2003) (EC 2005) (MLA 2002)

Gerapporteerde operationele kosten voor een DAF systeem zijn: Austrialië ? Aus$ 150 000 / jaar

(MLA 2002)

Op basis van de beperkte beschikbare gegevens over het slachthuisafvalwater is een indicatieve offerte voor DAF-behandeling aangevraagd bij het bedrijf Nijhuis Water Technology B.V., uit die offerte blijkt dat de investeringskosten voor een behandelingssysteem bestaande uit een trommelzeef pus een DAF zonder flocculatie neerkomen op €110.000,- met bijbehorende operationele kosten van 3 € 0,22/m behandeld water (Nijhuis Water Technology B.V., 2006).

Anaërobe opstroomreactor – type UASB Een UASB reactor (“Upflow Anaerobic Sludge Bed reactor”) is een anaërobe afvalwaterzuiveringstechniek waarbij het afvalwater onder in de reactor gepompt wordt, opstroomt door een bed van slib en na het passeren van een driefasenscheider de reactor gezuiverd verlaat. Onderstaande illustratie geeft schematisch een UASB reactor weer.

Figuur 8 - Schematische weergave van een UASB reactor (Field en Sierra 2002)

Het influent passeert het slibbed, wordt gezuiverd en stroomt verder naar boven om uiteindelijk via een effluentgoot opgevangen te worden. De driefasen-scheider vangt het geproduceerde biogas gescheiden van het gezuiverde effluent op, en zorgt er voor dat eventueel mee naar boven gevoerd slib kan bezinken. Het slibbed bestaat meestal uit korrelvormig slib, hoewel er ook wel reactoren bedreven worden met vlokkig slib. In de praktijk worden UASB reactoren in verschillende uitvoeringen toegepast, afhankelijk van het te behandelen afvalwater en de voorkeuren van de leverancier.

25

Het geproduceerde biogas bestaat gemiddeld uit 70% methaan (CH4) en 30% koolstofdioxide (CO2) met kleine hoeveelheden waterstofsulfide (H2S) en/of andere restgassen. Het biogas kan worden gebruikt voor energieopwekking. Voor succesvolle behandeling van afvalwater in UASB reactoren is meestal een voorbehandeling vereist om het gehalte zwevende stof en oliën en vetten te verlagen aangezien deze componenten vaak minder goed verwijderd worden. Hoge gehaltes oliën en vetten kunnen daarnaast het proces nadelig beïnvloeden door bijvoorbeeld afzetting op het slib, waardoor de biologische activiteit vermindert en het slib kan gaan drijven en daardoor uit kan gaan spoelen. Gemiddeld heeft een UASB reactor een verwijderingsrendement van ongeveer 85% van het inkomende gehalte CZV (chemisch zuurstofverbruik). Nutriënten worden nauwelijks verwijderd, en dus is afhankelijk van de bestemming van het gezuiverde effluent een nabehandeling nodig voor de verwijdering van de restfractie CZV, en stikstof (N) en fosfor (P). Voordelen t.o.v. aërobe systemen zoals actief slibsystemen: - Hogere belastingen en dus een kleiner oppervlak nodig - Energieproductie (biogas) i.p.v. energieverbruik voor beluchting - Lagere kosten voor slibverwerking (productie van kleinere hoeveelheden slib) - Eenvoudiger systeem - Slib kan lange tijd zonder voeding, dus geschikt voor seizoensgebonden productie Nadelen t.o.v. aërobe systemen zoals actief slibsystemen: - Geen verwijdering van nutriënten - Niet zo geschikt voor afvalwaters met lage CZV concentratie - Gevoeliger voor bijvoorbeeld pH-schokken of de aanwezigheid van toxische stoffen 3

De investeringskosten voor UASB systemen liggen gewoonlijk tussen de 400 en 450 euro per m reactorinhoud, maar het bedrag kan erg verschillen afhankelijk van de precieze uitvoering en het benodigde werk op locatie (van Lier 2006). 3

Voor een installatie met een debiet van < 250 m /d geeft het Britse DEFRA (1999) investeringskosten van £600.000,- (omgerekend met koers van 1999: € 910.000,-) en operationele kosten van £22.000,per jaar (omgerekend met koers van 1999: € 33.400,-).

Filtratie van mest Inleiding De vaste deeltjes in de vloeibare fractie van varkensmest die bijdragen aan CZV, N en P kunnen voor een gedeelte worden verwijderd door middel van fysische scheiding met membraanfiltratie. Het verwijderen van de vaste deeltjes door membraanfiltratie heeft de volgende voordelen (Derden et al. 2003): -

Een gedeelte van de nutriëntenvracht (CZV, N en P) wordt verwijderd Verwijdering van vaste deeltjes geeft minder problemen inde vervolg behandelingstappen

De volgende membraanfiltratiestappen zijn voor de dunne (vloeibare) fractie van varkensmest uitgetest (indeling van grof naar fijn) (Derden et al. 2003): -

microfiltratie (0,1-10 µm) ultrafiltratie (0,001-0,1 µm) hyperfiltratie, beter bekend als omgekeerde osmose (<0,001 µm)

Microfiltratie Microfiltratie is in het systeem Dirven (InfoMil) opgenomen. Het permeaat van deze unit is wat betreft het gehalte fosfaat, stikstof, kalium en droge stof vergelijkbaar met dunne fracties die verkregen worden uit een goede mechanische scheider in combinatie met toediening van een vlokmiddel. Dit laatste systeem is aanmerkelijk goedkoper. Het perspectief wordt daarom niet hoog ingeschat en verder niet behandeld.

26

Ultrafiltratie Procesbeschrijving (Derden et al. 2003) De voedingsstroom wordt bij membraanscheiding verdeeld in twee stromen, een concentraat en een permeaat. De stromingsrichting van de voeding is parallel aan het membraanoppervlak. Transport doorheen het membraan vindt plaats onder invloed van een drukverschil over het membraan, bij ultrafiltratie varieert deze druk tussen de 0,1 en de 3 bar, terwijl de temperatuur kan oplopen tot 90°C. De toepasbare temperatuur en pH hangen af van het type membraan. Membranen worden als vlakke membranen of als tubulaire membranen gemaakt. De vlakke membranen worden dan in configuraties aangeboden als vlakke-plaat membranen of spiraalgewonden membranen. De tubulaire membranen worden als tubes, capillairen of holle vezels gemaakt, waarbij het verschil zich situeert in de diameters (tubes:10 mm, capillairen: 0.5 - 10.0 mm en holle vezels: 0.5 mm). Hoe kleiner de diameter van de tubulairen, hoe groter de pakkingsdichtheid. De membranen zijn gewoonlijk opgesteld als een module of een set modules, parallel of in serie gerangschikt. Membraanprocessen kunnen uitgevoerd worden in batch (recirculatie) of continu (eenof meertraps). Membranen kunnen van zowel organisch als anorganisch (keramisch, metallisch of op basis van koolstof) materiaal vervaardigd zijn. Het voordeel van organische membranen is dat ze goedkoper zijn. Het voordeel van anorganische membranen is dat ze bestand zijn tegen extremere condities (temperatuur, pH, ….). Energieverbruik (Derden et al. 2003) Membraanfiltratie verbruikt relatief veel energie wegens de pompkosten voor het onderhouden van de langsstroomsnelheid in het membraan. Het energieverbruik bedraagt circa 28 kWh per m3 ingaande mest bij microfiltratie met keramische membranen. Voor ultrafiltratie type cross-flow wordt doorgaans gerekend met 1 – 10 kWh per m³ water. Kosten (Derden et al. 2003) Een richtwaarde voor de investering in een ultrafiltratie-installatie is ongeveer 1500 € per m2 membraanoppervlak voor organische membranen. Voor anorganische membranen kan de investering oplopen tot 5000 € per m2 geïnstalleerd membraanoppervlak. De prijzen van membranen vertonen wel een dalende trend. Een microfiltratieinstallatie geplaatst voor de verwerking van 3600 ton dunne fractie per jaar kostte 74.000 € of ongeveer 3 €/ton mest. Technische problemen (Derden et al. 2003) Eén van de grootste problemen bij membraanfiltratie is de vervuiling van de membranen. Om tot een optimale werking te komen, moeten de modules dus uiterst doeltreffend gereinigd kunnen worden, dit om problemen met fouling (afzetting op de membranen door organische deeltjes) en biofouling (vorming van een biofilm op het membraanoppervlak) te voorkomen. Een combinatie van een efficiënte reinigbaarheid, een minimaal energieverbruik en een lage kost voor het vervangen van de membranen wordt gerealiseerd door gebruik te maken van open kanaal vlakke membraanmodules. Resultaten (Derden et al. 2003) De samenstelling van permeaat na ultrafiltratie (type mest niet vermeld) gegeven in mg/l: CZV: 1658 BZV: 206 N-tot: 1322 P-tot: 48 Gesuspendeerde deeltjes: 13 Voor verse varkensmest is de combinatie centrifuge en ultrafiltratie een bewezen techniek (Melse et al. 2004, Infomil). Gegevens over het permeaat uit de ultrafiltratie zijn niet bekend omdat het systeem alleen is onderzocht in combinatie met een nageschakelde omgekeerde osmose installatie. Zie volgende paragraaf. Omgekeerde osmose Procesbeschrijving (Derden et al. 2003) Het principe van omgekeerde osmose (RO, reverse osmose) is gebaseerd op het vermogen van ROmembranen om zouten en andere opgeloste stoffen tegen te houden en watermoleculen onder druk te laten passeren. Hierdoor wordt in de binnenruimte de zoutconcentratie steeds hoger en zal een

27

steeds hogere druk nodig zijn om door het membraan heen een schone zoutloze stroom te verkrijgen. Een RO-installatie bestaat uit een voedingstank met pomp, een kaarsenfilter (of ander vuilvangsysteem) en een membraanmodule waarin membraanelementen zowel parallel als in serie geschakeld kunnen worden. Een permeaat- en een retentaattank maken ook deel uit van het systeem. Vanwege de mogelijkheid van afzetting van zouten wordt de installatie standaard van zuurdosering en recirculatie voorzien. Energiegebruik (Derden et al. 2003) Bij toepassing van membraanfiltratie wordt uitsluitend elektrische energie voor de aandrijving van 3 pompen gebruikt. Het energieverbruik bedraagt circa 6,5 kWh/m ingaande vloeistof voor een typische omgekeerde osmose. Het energieverbruik voor een grootschalige toepassing met een 3 combinatie van ultrafiltratie en omgekeerde osmose is berekend op 28 kWh/m ingaande mestvloeistof (centrifugaat) en 42 kWh/m3 permeaat. Voor bezonken zeugenmest is een verbruik van 23-25 kWh/m3 gemeten. Ter vergelijking: voor de ontzilting van zeewater door omgekeerde osmose wordt gerekend met een energiegebruik van 5 -13 kWh/m³. Kosten (Derden et al. 2003) Volgens een kostenberekening van het comité voor onderzoek van mestverwerkingstechnieken bedraagt de investering van een membraanfiltratie-installatie voor 4.800 m3 zeugenmest per jaar, bestaande uit microfiltratie en omgekeerde osmose, 119.000 €. De totale kosten per m3 bedragen bij deze capaciteit 6,5 €. De kosten van microfiltratie met keramische membranen voor zeugen- en vleesvarkensmest is begroot op respectievelijk 7 € (bij 350 zeugen) en 9 € (bij 3.600 vleesvarkens). De investering voor een membraaninstallatie (ultrafiltratie + omgekeerde osmose) voor 100.000 m3/j komt op 1.500.000 € en de verwerkingskosten per m3 ruwe mest (vóór centrifuge) op 9,5 € (UF 4,5 € en omgekeerde osmose 5 €). De investeringskosten voor de membraaninstallatie (ultrafiltratie + omgekeerde osmose) van Vitaesol, met een capaciteit van 4 m3 per uur bedragen ongeveer 400.000 €. Een investeringskost van 84.300 € is gevonden voor een omgekeerde osmose-installatie voor 14.000 ton zeugenmest per jaar. Inclusief voorbehandeling (mechanische scheiding en ultrafiltratie) wordt dit 454.000 €. De totale zuiveringskosten bedragen voor grondwater tussen de 1 en 8 € / m³. Gezien de hoge eisen die gesteld worden aan de effluenten van mestverwerkingsinstallaties en de relatief geringe capaciteiten moet rekening gehouden worden dat de prijzen eerder in de buurt van het bovenste bereik komen. Het retentaat zal ook nog verder behandeld dienen te worden. Technische problemen (Derden et al. 2003) Technische problemen hebben vooral betrekking op slijtage (membraanbeschadiging door harde deeltjes, b.v. zand) en vervuiling van de membranen, hierdoor blijft de levensduur van de membranen een onzekere (kosten)factor. Er kan membraanvervuiling (fouling) optreden door de depositie van opgelost materiaal, gesuspendeerde en colloïdale partikels, en andere contaminanten. De mate waarin fouling optreedt hangt af van de bedrijfsvoorwaarden (druk, concentratie, langsstroomsnelheid) en de karakteristieken van het te behandelen influent. Zo zullen opgeloste zouten neerslaan op het membraanoppervlak, als hun concentratie de verzadigingsconcentratie overschrijdt. Membraanvervuiling kan deels voorkomen worden door een gepaste voorbehandeling. Zwevend en colloïdaal materiaal dient vooraf verwijderd te worden. Soms worden zuur en antiscalants gedoseerd om precipitatie van calciumcarbonaat op de membranen te voorkomen. Om bacteriële groei op het membraan te vermijden wordt vooraf gedesinfecteerd. Membraanvervuiling kan verder beperkt worden door regelmatige chemische reinigingscycli tijdens het proces te voorzien. Fouling en de noodzaak aan membraanreiniging moeten geval per geval bestudeerd worden. Resultaten (Derden et al. 2003) De volgende range van effluentconcentraties zijn behaald (voor 6 typen mest): CZV 20-500 BZV 10-100 N 10-1000 P 1-500 K 1-1000 Cl 20-150 SO4 10-1000 Het volgende resultaat is gehaald voor varkensdrijfmest met een combinatie van achter elkaar geschakelde units van centrifuge, ultrafiltratie en omgekeerde osmose (Melse et al. 2004):

28

Tabel 19 - Resultaat gehaald voor varkensdrijfmest met een combinatie van achter elkaar geschakelde units van centrifuge, ultrafiltratie en omgekeerde osmose (Melse et al. 2004) Volume (%)

DS (%)

Fosfaat (mg/l)

Stikstof (mg/l)

Mest

100

8,75

2480

690

Permeaat RO

50

0,0003

40

150

Sharon/Anammox The Sharon/Anammox process is achieving nitrogen removal by combining two separate steps: -

a partial nitrification (Sharon) and an anaerobic ammonium oxidation (Anammox) process

Sharon process The Sharon process is used to produce an ammonium-nitrite mixture: +

-

-

+

NH4 + HCO3 + 0,75 O2 ⇒ 0,5 NO2 + 0,5 NH4 + CO2 + 1,5 H2O This conversion is taking place in a single, completely mixed reactor at average process temperatures between 30 and 40°C, retention times of 1 to 2 days and without biomass retention. The oxygen supply is limited in order to ensure that only 50% of the ammonium is converted to nitrite. There are two ways for operating the Sharon reactor: under alternating oxic and anoxic conditions, or continuously with limited oxygen supply. In the latter case, the nitrifying organisms will, by consuming oxygen, also generate the anoxic process conditions required for the second treatment step - the Anammox process (STOWA, 2006). Anammox process In this step the ammonium-nitrite mixture produced in the Sharon reactor is under anoxic conditions converted to nitrogen gas: + NO2 + NH4 ⇒ N2 + 2 H20 The autotrophic bacteria are catalysing the reaction and facilitating the conversion without the use of COD or the additional carbon sources. These autotrophic bacteria, catalysers of the Anammox reaction, can be obtained from the common sludge. The growth rate of Anammox bacteria is rather low, with a doubling time at 30°C of around 10 days. Therefore the Anammox reactor should provide efficient biomass retention in order to prevent washout of the slow-growing bacteria. According to STOWA (2006) in pilot trials sequenced batch reactors were used and due to the good granule formation capacity of the bacteria the use of gas-lift-loop reactors was proposed to ensure efficient biomass retention, mixing and mass transfer. When compared to the traditional nitrification/ denitrification route via nitrate Sharon/Anammox process can result in reduction of oxygen and energy of up to 60%. Also, this combination of processes does not need organic COD for denitrification. Depending on process conditions and influent characteristics 90 to 95% nitrogen removal can be achieved (TU Delft, 2006).

Figuur 9 - Sharon/Anammox process scheme (Stowa, 2006) and Anammox reactor in Rotterdam, the Netherlands, with removal rate over 500 kg N/day (TU Delft, 2006).

29

The CANON process (Completely Autotrophic Nitrogen Removal Over Nitrate also known as OLAND) is a one step process where ammonium-oxidizing organisms are coexisting with anammox bacteria. Unwanted nitrite oxidizers are outcompeted by both anammox bacteria (competing for ammonium) and aerobic ammonium oxidizers (competing for oxygen) (TU Delft, 2006). Tabel 20 – Parameters for two sites using Sharon /Anammox system (STOWA, 2006) Parameter

Unit

Case 1

Case 2

N-load

kgN/d

1.200

1.200

Flow rate

m /d

2.400

1.000

Investment

euro (x1000)

2.260

1.810

Cost per kgNremoved

euro

1,05

0,90

3

Struvietprecipitatie Struvite (MgNH4PO4(H2O)6) recovery from the wastewater treatment plants (WWTPs) has recently become an issue mainly due to the following reasons: - Struvite can be used as a fertiliser - The controlled struvite precipitation reduces problems with spontaneous precipitation in pipelines and pumps at WWTPs. There are a number of operating full-scale plants world-wide with typical processes used for struvite recovery such as fluidised bed reactors (FBR) or pellet reactors. Struvite is being formed according to the chemical reaction: 2+

Mg

+

3-

+ NH4 + PO4 + 6 H2O ⇒ MgNH4PO4(H2O)6

In general either pH control or concentration changes (or both) can achieve struvite precipitation. Hence magnesium addition and/or pH adjustment to 8.1 - 8.9 can cause struvite precipitation. As mentioned above, one of the most common process designs are fluidised bed reactors and pellet reactors. It should be kept in mind that struvite is only formed at roughly equal molar concentrations and that the use of chemical P-removal in earlier treatment steps would significantly limit the potential of struvite formation. Struvite recovery from the reject water is usually limited by the magnesium concentration in the liquor and recently the usage of seawater as a magnesium source has been ® successfully tested in recovering struvite STOWA (2006). The Phosnix process (Figuur 10) was developed by Unitika Ltd and is based on an air agitated column reactor with complementary ® chemicals dosing equipment that ensure fast nucleation and growth of struvite pellets. The Phosnix process is mainly used for P-concentrated wastewater, like supernatant liquor from sludge anaerobic digestion with phosphorus removal efficiencies over 90%.

Figuur 10 - Phosnix® - process WWTP Shimane Prefecture Lake Shinji East (Unitika Ltd.) (STOWA, 2006)

30

Regarding operational stability and maintenance several remarks were made (STOWA, 1995): - removal of suspended solids is improving quality of the produced struvite - scaling occurred regularly in the struvite reactor but not in the pipelines - special attention should be paid on the effects of scaling on pH measurements - monitoring corrosion of reactor and clarifiers Capital and operating cost A Dutch study carried out by STOWA in 1995 gives indications about capital and operating costs of the struvite precipitation process in the Netherlands. The process was investigated for nitrogen removal from wastewater and phosphorus-containing chemicals were added to enhance struvite precipitation. The removal efficiency for ammonium nitrogen of more than 90% was reported. The removal efficiency was found to be independent of the ammonium concentrations in the influent (STOWA, 1995). The calculations below were made for NH4-N conc. in the influent of 450 mg/l and prices are given in euro. Tabel 21 - Price indications for struvite recovery system for removal of nitrogen (STOWA, 2006) Capacity [p.e.]

100.000

400.000

Capital cost, €

1.850.000

2.300.000

Operating cost, €

395.000

780.000

Cost /kg NKj, removed, €

13,40

6,6

In Japan the product is marketed by fertiliser companies, which are emphasising in their advertisements that it is an environmental recycled product (price of phosphates in the form of struvite are 200 to 250 €/ton) (Thermphos BV, 2006). In the Netherlands marketing of struvite is emerging (Mels 2006). It has been reported by Doyle & Parsons (2002) that operational costs for wastewater treatment facility for removal of phosphorus in Japan per tone of struvite are around €300,-. The same authors report that in wastewater treatment facility in Australia costs of producing 1 ton of struvite are estimated around €90,-. In the U.K. study on WWTP with 250 000 p.e. investment costs were around €122 000,- , while the estimated costs for chemicals needed for struvite precipitation per year were mainly related to ® addition of NaOH to adjust the pH to 9 (Jaffer et al. 2002). In the Phosnix process amount of used NaOH is reduced by using magnesium hydroxide as a source of magnesium, instead of magnesiumchloride. Consultancy Colsen bv (Colsen bv, 2006) estimated operational costs for a small scale 3 struvite precipitation (flow 5 m /h) pilot installation at 0.30 € / kg P removed. Another interesting option for phosphate recovery is crystallisation. The Crystalactor® reactor has been developed by DHV Water BV and Dutch Water board (Figuur 11). The main advantage of this process is that instead of bulky sludge, the end products are phosphate pellets that can be reused. Besides struvite crystallisation, it is also possible to achieve magnesium phosphate, calcium phosphate or potassium magnesium phosphate precipitation. The cylindrical reactor is partially filled with seed material like sand or minerals. The phosphate rich wastewater is pumped upwards keeping the pellets in the fluidised state. Adjusting pH and addition of chemicals is necessary in order to achieve crystallisation of phosphate on the pellet bed (Giesen, 2006).

Figuur 11 - Scheme of Crystalactor® reactor (Giesen, 2006)

STOWA (2006) reports operation costs of 7.3 euro/kg P for crystallisation of calcium phosphate at WWTP with 230 000 p.e. in the Netherlands.

31

Strippen van NH3 Afvalwater Ammonia stripping can be applied to wastewaters rich in ammonia or N-compounds that can be easily converted to ammonia. It is a simple desorption process that can be described as follows: +

-

NH4 + OH = NH3 + H2O In the process of ammonia stripping lime or caustic is added to achieve pH of 10.8 - 11.5, which converts ammonium hydroxide to free ammonia. Efficiency of the ammonia removal at 20°C is 9095% (US EPA, 2006). Mulder (2003) suggests physico-chemical methods for nitrogen removal from wastewaters at concentration > 5 g N/L, such as steam stripping of ammonia as the most feasible ones. Spraying the wastewater in fine droplets in ammonia-free air releases the ammonia because of the difference in partial pressure of ammonia in the air and in the droplets. The disadvantage of this process is that it is ineffective in cold weather and the deposits of calcium carbonate can also present a problem. A stripping process developed by Ch2M/Hill Consulting Engineers eliminates the latter problems. In their process, an absorption unit is used which is similar to the stripping tower but an absorbing liquid, which is being recirculated, is used to remove the ammonia from the air-stream. Since outside air is not used, icing is prevented and the absence of carbon dioxide eliminates the formation of scale (USDA Forest Service). Tabel 22 - Overview of different ammonium removal technologies for side stream (Bartholomew, 2006) Production of sludge chemical

biological

Energy requirements

Air stripping

yes

no

Steam stripping

yes

no

SHARON® process no low * based on WWTP capacity of 500,000 p.e.

Operation

Cost estimate* (€/kg N)

average

average

6.0

high

complex

8.0

average

simple

1.5

Strippen en absorberen van ammoniak uit mest Het doel van deze techniek is het verwijderen van ammoniak uit mestvloeistof en het vastleggen van de verwijderde ammoniak in een afzetbaar product. De volgende beschrijving is afkomstig uit het Vlaamse BBT-rapport van VITO (Feyaerts et al. 2002). Procesbeschrijving Door toevoeging van loog of kalk wordt de pH-waarde van de bij voorkeur deeltjesvrije mestvloeistof eventueel verhoogd tot circa 10. Eventueel wordt de mest opgewarmd tot bv. 70°C. Beide behandelingen verschuiven het NH4/NH3-evenwicht meer in de richting van het vrije ammoniak. De voorbehandelde vloeistof wordt vervolgens boven in een kolom voorzien van pakking of schotels gebracht. Aan de onderzijde van de kolom wordt lucht (luchtstrippen) of stoom (stoomstrippen) ingeblazen. Mestvloeistof en stripgas stromen derhalve in tegenstroom door de kolom. Tijdens de passage door de kolom vindt overdracht van ammoniak plaats van de mestvloeistof naar het stripgas. Het stripgas uit de kolom is daardoor rijk aan ammoniak. Afhankelijk van het stripgas, lucht of stoom, wordt de ammoniak hieruit verwijderd door absorptie in zure vloeistof of door condensatie. In het eerste geval ontstaat een ammoniumzoutoplossing als eindproduct; in het tweede geval is het product ammoniakwater. De lucht waaruit de ammoniak door absorptie is verwijderd kan opnieuw in de stripkolom worden gebruikt. Dit voorkomt extra CO2-inbreng en heeft als gevolg minder kalkafzetting in de vorm van calciumcarbonaat. Het stripgas kan nadien ook door katalytische oxidatie behandeld worden.

32

Stand van de techniek Het strippen van mest met lucht en stoom mogen als praktijkrijpe technieken worden beschouwd. Ammoniak stripping is een relatief eenvoudig proces dat niet erg gevoelig is aan wisselingen in de samenstelling van de mest of omgevingstemperatuur. Organische stikstof en nitrieten/nitraten worden niet verwijderd. Grondstoffen en eindproducten De grondstof voor het stripproces is een ammoniakhoudende mestvloeistof. In verband met verstopping van de stripkolom moet deze weinig deeltjes bevatten (vb. < 5 ppm), terwijl voor een goed verwijderingsrendement een hoge pH-waarde of temperatuur essentieel is. Voor het verhogen van de pH is loog of kalk nodig. Voor het wassen van de stripgassen is eventueel zuur nodig. De gevormde eindproducten zijn: ammoniakwater, ammoniumbicarbonaat, verkregen na kristallisatie en ammonium-sulfaatoplossing. In het laatste geval is het stripgas gewassen met zwavelzuur. Bij gebruik van salpeterzuur ontstaat een oplossing van ammoniumnitraat. Het ammoniakwater kan in principe tot elk gewenst niveau (tot 99%) worden geconcentreerd. Als de stripkolom goed gedimensioneerd is en de mestvloeistof een goede voorbehandeling heeft ondergaan, is een (ammonium) stikstofverwijderingsrendement > 90% mogelijk. Emissies Aangezien het strippen en absorberen van ammoniak in een gesloten systeem plaatsvindt, zijn de emissies eerder gering. Samen met de ammoniak kunnen ook andere vluchtige stoffen uit de mest verdreven worden die eventueel niet bij de gaszuivering verwijderd worden. Motoren en ventilatoren kunnen aanleiding geven tot geluidshinder. Energiegebruik Het energieverbruik bij luchtstrippen is onder andere afhankelijk van de procestemperatuur. Bij een hogere procestemperatuur hoeft immers minder lucht door de kolom te worden gevoerd. Het verbruik 3 3 aan elektrische energie bedraagt circa 2,3 kWh/m vloeistof bij 20°C en 0,85 kWh/m bij 50°C. Zo de mest met externe energiebronnen opgewarmd moeten worden is hier uiteraard ook elektriciteit of 3 fossiele energie nodig. Bij stoomstrippen bedraagt het elektriciteitsverbruik 0,45 kWh/m vloeistof, 3 terwijl het verbruik aan thermische energie neerkomt op circa 100 kg stoom per m . Energieterugwinning met behulp van warmtewisselaars is in geval van stoomstrippen mogelijk. Het toepassen van warmtekrachtkoppeling kan het energiegebruik beperken.

Kaldnes moving bed (KMB) Natrix process Kaldnes moving bed (KMB) technology is crossover between activated sludge and biofilm processes. KMB or the Natrix technology is efficient in removing the soluble organics and nitrogen and is often used for upgrading the existing plant especially where the land footprint is the issue. KMB technology exists since the 1990s and nowadays there are a number of full-scale plants (STOWA, 2006). The KMB and the Natrix process are processes with suspended carrier biofilm. They use plastic carrier media kept in suspension and continuous movement in the wastewater treatment reactor. Excess biomass is washed out with the treated effluent. Biofilm carrier elements on which attached growth of microorganisms is taking place are the core of the process. These elements have density slightly lower than water and are made of polyethylene. Carrier elements are kept suspended in water by propeller mixers and air blowers in anaerobic and anoxic reactors. KMB carrier elements are approximately 7 mm long and have a diameter of 10 mm.

33

Figuur 12 – Left: KMB carrier (Kaldnes Miljøteknologi AS), right: process configurations (STOWA, 2006)

The NATRIX technology uses different carrier is different in the carrier it uses (31 to 50 mm in length and from 31 to 60 mm in diameter). The Natrix process is mostly used in industrial applications for treatment of wastewater with total suspended solids contents of 1000 to 2000 mg/l. More technical information can be found in the patent WO9111396. Tabel 23 - Performance of KMB wastewater treatment process (Kaldnes Miljøteknologi AS, 2006) Purpose

Specification

BOD removal

high-rate

75-80

normal

85-90

low

90-95

Nitrification (O2>5 mg/L) Denitrification

Removal in %

NH4-N >3 mg/L

90

NH4-N <3 mg/L

90

Pre-DN (C/N >4)

70

Post-DN (C/N >3)

90

Tabel 24 - Performance at specific site installations, (STOWA, 2006) Design capacity

350.000 p.e.

Reactors

aerobic – 6, anoxic – 2

C/N – ratio

3,5 g CODadded/NO3-N

NOx-N removal (at C/N = 3,5)

85%

Sequencing Batch Reactor (SBR) SBR as a slaughterhouse wastewater treatment technology has been recognised and recommended in the BREF (Best available technologies Reference document) of the European Commission (EC, 2005). The performance of SBR is comparable to the conventional activated sludge process. In SBR systems wastewater is added to one batch reactor, treated to remove pollutants, and then discharged. Hence, equalisation, aeration and clarification can be all achieved in a single batch reactor.

34

In order to optimise the performance of the system two or more reactors can be used in predetermined sequence of operations. SBRs are suited for WWTPs with low or intermittent flows (US EPA, 2006). The cycle in a single SBR typically consists of the following periods: fill/anaerobic, react/aerobic, settle decant and idle. Subramaniam et al. (1994) achieved removal of COD, TKN, TP and SS greater than 95%, 92%, 90% and 94%, respectively treating slaughterhouse wastewater in the single SBR. Operating costs for SBR treatment of slaughterhouse wastewater mentioned in the BREF (EC, 2005) 3 are electrical costs, amounting to €0,12-0,25/m , at electricity prices of €0,06/kWh. Investment costs are shown in Tabel 25 and Tabel 26. Tabel 25 - Investment costs for SBR treatment reported in the BREF (EC, 2005)

Slaughterhouse A

40

COD effluent (mg/l) 200

Slaughterhouse B

200

160

96162

Civil works not included.

Slaughterhouse C

570

160

280524

Civil works and sludge line included

2

Slaughterhouse D

1500

1750

187305

Civil works and sludge line included

3

Slaughterhouse E

160

160

75685

Civil works not included.

Name

3

Flow (m /d)

Price excl. VAT (€) 63106

Civil works not included

1

Observations

Slaughterhouse F 200 160 110115 Civil works partially included. COD value required by local permit, before treatment at a municipal WWTP 2 Stainless steel tanks and centrifuge decanter sludge line 3 Galvanised tanks and centrifuge decanter sludge line. Existing pretreatment. 1

Tabel 26 - Estimation of cost for construction and operation of SBR and SHARON (Fux et al., 2003) € kg

–1

N removed

SBR

SHARON

Investment

(repayment, interest)

0.51

0.77

Operation

Energy

0.26

0.26

Maintenance/repair

0.07

0.07

Control/staff

0.15

0.12

Electron donor (methanol)

0.29

0.29

Sludge disposal

0.12

0.12

1.40

1.63

Total

Estimated overall costs are 1.4 €/kg of removed nitrogen for the SBR and 1.63 €/kg of removed nitrogen in SHARON mode (Fux et al.,2003). Moreover EPA (2006) estimates O&M costs between 330-850 € per million litres of treated water.

35

Ontwerp van processen voor behandeling van natte stromen

Recommend Documents