Lettinga Associates Foundation for environmental protection and resource conservation Lettinga Associates Foundation Postbus 500 6700 AM Wageningen Tel: 0317 482023 Fax: 0317 482108 http://www.leaf http://www.leaf-water.org
SOURCE Simultaneous remOval of hUman and a veteRinary pharmaCeuticals and nutriEnts Eindrapportage
ii
Verantwoording
Voor u ligt de eindrapportage van het project SOURCE: Simultaneous remOval of hUman and veteRinary pharmaCeuticals and nutriEnts. Dit onderzoek naar de mogelijkheden voor gecombineerde verwerking van humane urine en dierlijke meststromen is mogelijk gemaakt door financiering van: • Innovatieprogramma KRW • Provincie Noord-Brabant rabant • Waterschap Aa en Maas • ZLTO • STOWA De (tussentijdse) resultaten en de eindrapportage eindrapportage van het project zijn geëvalueerd door de Begeleidingsgroep (BG). De leden van de BG waren: • Ton Vermeerr (Provincie Noord-Brabant) Noord • Jos van Gastel en Ton van Korven (ZLTO) • Stefan Breukel (Ministerie van Economisch zaken, Landbouw en Innovatie) • Bert Palsma (STOWA) • Mirabella Mulder, Wim van der Hulst, Marlies Kampschreur, Kampschreur, Ferdinand Kiestra (Waterschap Aa en Maas) • Geert Notenboom (Grontmij Nederland BV) Het pilotonderzoek is uitgevoerd door Sjors Dilven van Logisticon Water Treatment BV in samenwerking met de e projectgroep en: en • Rob Lodder, Daan Custers ,Tom Weijtmans en Tim Wallis (stagiairs) (stagiair • Jos Damen,, Dries Jacobs en Mark Elders (Waterschap Aa en Maas) Er zijn een aantal aanvullende experimenten uitgevoerd bij/door: • Barry Pieters van Grontmij Nederland BV • Jeroen eroen Lijkendijk van Excellent Ozone Systems and Consultants BV De projectgroep is aan allen dank verschuldigd voor hun waardevolle bijdrage aan SOURCE. Leden van de projectgroep:: • Sjors Dilven (Logisticon Water Treatment BV) • Wim Moerman (NuReSys NuReSys) • Pieterr van Staveren (Logisticon Water Treatment BV) • Geert Notenboom (Grontmij Nederland BV) • Henk-Wim Wim de Mooij (Grontmij Nederland BV) • Rob Lodder (Grontmij Nederland BV) • Jan Weijma (LeAF) • Miriam van Eekert (LeAF) • Maurice Schellekens (Waterschap Aa en Maas) • Marlies es Kampschreur (Waterschap Aa en Maas) • Mirabella Mulder (MMWWM/Waterschap (MMWWM/ Aa en Maas)
iii
Auteurs van de rapportage: • Mirabella Mulder (MMWWM/Waterschap (MMWWM/ Aa en Maas) • Geert Notenboom (Grontmij Nederland BV) • Rob Lodder (Grontmij Nederland BV) • Jan Weijma (LeAF) • Miriam van Eekert (LeAF) • Wim Moerman (NuReSys) Wageningen, 26 oktober 2011
iv
Samenvatting
Achtergrond en doelstelling van SOURCE SOURCE (Simultaneous remOval of hUman and veteRinairy pharmaCeuticals and nutriEnts) is een project waarin waterschap Aa en Maas en ZLTO, samenwerken met de Provincie Noord-Brabant, Brabant, STOWA en het ministerie van Economische zaken, Landbouw en Innovatie om de emissies van stikstof, fosfor en geneesmiddelen te beperken. Zowel de agrarische als de waterschapssector staan namelijk voor de uitdaging om uitspoeling van nutriënten en geneesmiddelen naar het oppervlaktewater te beteugelen. beteugelen Beide partijen hebben ook in het verleden al maatregelen genomen en initiatieven ontplooid om de emissie van deze stoffen naar het oppervlakte pervlakte water te verminderen. SOURCE is het eerste project geweest waarin de water wateren landbouwsector samenwerkten om de oppervlaktewaterkwaliteit te verbeteren en er daadwerkelijk een praktijkexperiment plaatsvond.. Binnen het raamwerk van SOURCE is onderzocht onderzocht of het mogelijk is om dunne mest samen met humane urine te verwerken op een RWZI. Dunne mest en humane urine zijn vergelijkbaar qua nutriëntengehalten en bevatten bovendien ook een aanzienlijk deel van uitgescheiden geneesmiddelen. De doelstellingen n van SOURCE waren: • Het (bijdragen aan het) ontwikkelen van een duurzame keten voor herwinning van nutriënten uit de gecombineerde stroom van menselijke urine en dierlijke (mest)stromen. • Emissiereductie naar het watersysteem van geneesmiddelen(resten) vanuit vanu de humane en dierlijke keten. Daarbij speelde bovendien dat er diverse voordelen kunnen worden gehaald door: • Het schaalvoordeel waardoor stikstof, fosfor en geneesmiddelen goedkoper verwijderd kunnen worden; • Minder mesttransport (dus minder energieverbruik); energieverbr • De productie van kunstmestvervangers, waardoor er minder extra nutriënten in de keten worden gebracht; • Synergie tussen de verschillende partijen: warmte, elektriciteit en nutriënten kunnen worden uitgewisseld tussen partijen. Opzet van de SOURCE procestrein ocestrein Voor het SOURCE project is de dunne mestfractie (DMF) van varkensmest samen met humane urine behandeld. Voor het bepalen van de opzet van de SOURCE procestrein is voor de verschillende processtappen vooronderzoek verricht. Hierbij is gekeken of een voorbehandeling van de DMF noodzakelijk was en zo ja, welke voorbehandeling nodig was om de terugwinning van nutrienten optimaal te laten verlopen. Dit vooronderzoek heeft geleid tot de uiteindelijke inrichting van de proefinstallatie op de RWZI “Land van Cuijk” in Haps, waarin de DMF en de urine in een verhouding van 97:3 (v:v) behandeld werden werd in achtereenvolgens de volgende procesonderdelen: • Aërobe reactor ten behoeve van organische stofverwijdering; • Struviet korrelreactor ten behoeve van fosfaatverwijdering fosfaatverw en –terugwinning; terugwinning; • De-ammonificatie ammonificatie reactor (DEMON) ten behoeve van stikstofverwijdering. Dit was het eerste project waarbij fosfaatterugwinning als struviet en de DEMON technologie werden ingezet op een DMF--urine matrix. In het DEMON proces wordt worden ammonium en nitriet worden omgezet naar stikstof via de Anammox reactie. Dit is een energiezuinig microbiologisch proces waarbij geen extra koolstofbron hoeft te worden gedoseerd. Naast terugwinning en verwijdering nutriënten was SOURCE vooral gericht geric op simultane verwijdering van medicijnen en geneesmiddelen. In het SOURCE project is daartoe een v
eerste referentiepunt vastgesteld; welke (groepen) medicijnen zijn aanwezig in de DMFurine matrix en wat is de verwijdering in de SOURCE-procestrein. SOURCE procestrein. Daarnaast Daarn is met laboratoriumproeven onderzocht of ozonisatie kansrijk is om medicijnen uit het SOURCE effluent te verwijderen.
Behaalde testresultaten De SOURCE proefinstallatie is operationeel geweest van 1 september 2010 tot 1 juli 2011. Deze hele proefperiode fperiode kan grofweg opgedeeld worden in twee fasen (aangeduid met perioden 1 tot en met 3 en periode 4 in de rapportage): • Perioden 1 t/m 3: Het H effluent van de aerobe reactor werd verdeeld over de struvietreactor en de DEMON. Het effluent van de struvietreactor struvietreactor werd op het riool geloosd. Deze configuratie is gekozen om de processen in de struvietreactor en de DEMON niet afhankelijk kelijk van elkaar te laten zijn, zodat de afzonderlijke processen goed ingeregeld konden worden op DMF-urine DMF matrix. • Periode 4: Alle onderdelen van de SOURCE procestrein stonden in serie met elkaar (aerobe robe reactor, struvietreactor en DEMON). De DEMON werd gevoed met effluent van de struvietreactor verdund met RWZI-effluent. RWZI In periode 1 t/m 3 viel de activiteit van het DEMON proces regelmatig regelmatig weg, vermoedelijk door storende componenten in de DMF-urine urine matrix. De verdunning met RWZI effluent bleek de oplossing om de biologische capaciteit gedurende langere tijd stabiel te houden. Aerobe tank Het doel van de aerobe tank was het verwijderen verwijder van organische stof (CZV CZV en BZV) BZV uit de matrix van DMF en humane urine. De verwijdering van CZV en BZV werd noodzakelijk geacht om de struvietreactor en de DEMON optimaal te laten functioneren. De CZV verwijdering lag gedurende de hele testperiode tussen tussen 30 en 40%. Ongeveer 60 tot 70% BZV werd verwijderd bij een oxische hydraulische verblijftijd van 1,8 dag, een zuurstofspanning van 2 mg/l mg/ en een pH van 8,4 – 8,5. Gedurende de testperiode zijn verschillende procesomstandigheden, zoals pH, oxysche verblijftijd verblijftijd en temperatuur, gevarieerd om te onderzoeken of de verwijderingsrendementen opgevoerd konden worden. Het bedrijven van de aerobe obe tank bij een verlaagde pH was praktisch niet uitvoerbaar door de hoge zuurconsumptie en schuimvorming als gevolg van de hoge h aanwezige buffercapaciteit. Uit economisch oogpunt maar ook uit milieu-oogpunt milieu oogpunt lijkt zuurdosering hierdoor niet haalbaar. Het effect van een verhoogde biologische activiteit bij een lagere pH in de reactor is daarmee niet aangetoond. De (oxische) verblijftijd verblijftijd in de reactor dient laag te
vi
blijven om nitrificatie te voorkomen. Hierbij is wel een belangrijke relatie met de temperatuur gevonden. Struvietreactor Bij het bedrijven van de struviet reactor was het streven om het aanwezige opgeloste fosfaat maximaal terugwinnen. Dit was wa mogelijk door het vormen van struviet (MgNH MgNH4PO4.6H2O) uit het opgeloste fosfaat (aanwezig aanwezig als PO43—P). De aard van de DMF-urine urine matrix (hoge ammoniumconcentraties en de hoge pH) maakte in eerste instantie dat struvietkristallisatie struvietkristallisat heel (en eigenlijk te) gemakkelijk en snel plaatsvond. plaatsvond Dit leidde,, naast de vorming van korrels, ook tot de vorming van fijne deeltjes die wat moeilijker af te scheiden waren. Na enten van de reactor met struviet uit de agroindustrie bleek echter dat het he ook mogelijk was om aangroei op dit struviet-entmateriaal entmateriaal te bewerkstelligen.. Daarna kon ook de doorgroei van struviet dat in de reactor zelf ontstaan was, vastgesteld worden. Het was dus mogelijk om met de DMF-urine urine matrix een goed afscheidbaar korrelvormig korrelvormig struviet te produceren. Het reactorontwerp en de toegepaste processturing (mengen) bleken van cruciaal belang te zijn bij het behandelen van een gecompliceerde matrix zoals de DMF-urine urine matrix, matrix onder andere om de vorming van de fijne moeilijk afscheidbare afscheidbare deeltjes te voorkomen. voorkomen Desondanks is er over de hele periode dat de proefinstallatie bedreven is een hoog verwijderingsrendement van het PO43—P (meer dan 80%) geconstateerd. Bovendien lag de effluent PO43--P P onafhankelijk van de influent waarde beneden beneden de 15 mg PO43--P/l. Het daadwerkelijke rendement van de P-recovery P als struviet lag in periode 4 tussen 40 en 60%. De verwachting is dat voor praktijkschaalreactoren een betere retentie (80-90%) (80 van het gevormde struviet en vooral de fijne deeltjes (fines) mogelijk zal zijn, als er bij reactorontwerp en processturing rekening wordt gehouden met de vastgestelde specifieke randvoorwaarden ndvoorwaarden van deze matrix (hoge ( ammonium en pH > 8). Het gehalte aan zware metalen en organische stof in de struviet was zo laag l dat dit geen belemmering zou moeten vormen voor toelating als meststof. Ook het gehalte aan medicijn(resten), voorzover gemeten, is laag. Het gevormde struvietproduct is, zeker gezien de aard van de (DMF-urine)matrix, matrix, erg zuiver. Op basis van de gemeten gemeten parameters lijken er in technologische zin geen belemmeringen te zijn om SOURCE-struviet SOURCE struviet als bron van nutriënten voor de landbouw in te zetten. Wettelijk zijn er nog wel belemmeringen. Dat betekent dat struviet op dit moment in Nederland niet mag worden verhandeld als meststof. Wel wordt door Ministerie van EL&I bekeken of er een aparte categorie binnen de indeling meststoffenwet kan worden gemaakt voor struviet. Markttechnisch is het daarbij de vraag in hoeverre struviet op de Nederlandse markt een positie positie kan verkrijgen, als P-houdende P kunstmest, aagezien er een overschot aan fosfaat bestaat als kunstmest. Indien de inzet van struvietkorrels gericht is op de toepassing in specifieke kunstmestmengsels lijkt export van dit struvietproduct het meest voor de hand liggend. DEMON Het doel van de DEMON was om de hoge stikstofvracht en dan voornamelijk ammoniumstikstof, uit de matrix te verwijderen. Voor zover bekend is de DEMON technologie nooit eerder toegepast op een matrix van DMF en urine. Tijdens het SOURCE SOUR project is de DEMON reactor verschillende keren opnieuw opgestart omdat de DEMON (en voornamelijk de de-ammonificatie ammonificatie capaciteit) wegviel. Er zijn toen waar mogelijk gedurende periode 2 en 3 aanpassingen gedaan in het SOURCE concept om eventuele remmende remmend stoffen weg te nemen. Ook is de opstartstrategie van de DEMON aangepast. Toch is besloten om in periode 4 de matrix te verdunnen met effluent van de RWZI. Dit bleek een goede strategie om de biologische activiteit in de DEMON gedurende langere tijd te handhaven en het systeem stabiel te bedrijven. In n periode 1, 2 en 3, waarbij de matrix niet werd verdund, liep de activiteit na maximaal 1,5 reactorvolumes telkens sterk terug. Over de gehele periode bedroeg het stikstofverwijderingsrendement van de DEMON 90 – 100%. Ondanks het et hoge verwijderingsrendement was was de totale capaciteit van de reactor vii
laag. Pas na 20 april 2011 (nadat de DMF urine matrix verdund werd met effluent van de RWZI en de capaciteit gedurende langere tijd gehandhaafd bleef) is een duidelijk duidelij trend naar boven geconstateerd. Dit komt ook overeen met de verhoogde activiteiten in de DEMON die worden gemeten in periode 4 (0,34 kg NH4-N/m3,dag). Met de uiteindelijk positieve resultaten van de stikstofverwijdering is een stevige basis gelegd voor verdere opschaling van de DEMON technologie. Het et is niet uit te sluiten dat een hogere omzetting en lagere verdunningsfactor haalbaar zijn bij adaptatietijden langer dan de 2 maanden die nog beschikbaar waren voor het pilotonderzoek met verdund influent. Aanvullend onderzoek biedt dus de kans om de DEMON processtap uiteindelijk compacter te kunnen ontwerpen. Dan zou ook de stabiliteit van het proces onder sterker wisselende condities in kaart kunnen worden gebracht waardoor ook de veiligheidsfactor veiligheidsfac in het ontwerp omlaag kan. rendementen pilotinstallatie Overall-rendementen Over de hele installatie genomen werd er ongeveer ongeveer 50% van de totale CZV verwijderd. Deze verwijdering vond zowel in de aerobe tank (30-40%) ( ) als in de DEMON plaats (10-20%). ( BZV werd vergaand verwijderd derd (meer dan 95% in periode 1-3 1 3 en meer dan 80% in periode 4). De N-verwijdering in de DEMON bedroeg gedurende de hele periode meer dan 90%. De orthofosfaatverwijdering was nooit lager dan 80% gedurende durende de gehele proefperiode. Omdat de DEMON installatie gedurende de eerste 3 perioden niet na de struvietreactor was geschakeld is een overall rendement voor ortho-fosfaat ortho fosfaat niet te bepalen. Een indirect gevolg van het voeden van de DEMON met effluent van de struvietreactor was wa dat de chloride concentraties in het et effluent van de DEMON opliepen (vanwege MgCl2 dosering in de struvietreactor). De e kaliumconcentraties van inin en effluent waren nagenoeg gelijk. gelijk Medicijnverwijdering uit de DMF-urine DMF matrix Op twee tijdstippen gedurende het project is van monsters van in- en effluent van de verschillende processtappen en het gevormde struviet een antibioticaeffectmeting antibiotica uitgevoerd. De e gebruikte test was wa een kwalitatieve tot semi-kwantitatieve kwantitatieve bepaling (RIKILT Water-Scan test). Verschillende veelgebruikte groepen antibiotica (tetracyclines, etracyclines, quinolonen, sulfonamiden, macroliden acroliden (β-lactam), (β en aminoglycosiden) zijn bij deze bepaling meegenomen in de evaluatie. evaluatie Voor deze aanpak is gekozen omdat er ten tijde van het SOURCE project nog geen betrouwbare extractieextractie en analysemethode voorhanden was om concentraties van afzonderlijke rlijke componenten in de onbehandelde DMF-urine DMF matrix te bepalen. Echter ook de hier gebruikte methode was nog niet eerder op een DMF-urine DMF matrix toegepast. Uit de antibiotica-effectmetingen antibiotica effectmetingen bleek dat het antibioticum-effect antibioticum van afzonderlijke groepen antibiotica ibiotica aan te tonen was in de DMF-urinematrix matrix (en in DMF en humane urine afzonderlijk) zonder verdere voorbehandeling (zoals bijvoorbeeld extractie voor concentreren). De e activiteit van de verschillende antibiotica(groepen), voor zover aanwezig, in de waterfase terfase nam gedurende de behandeling van de DMF-urine DMF matrix in de SOURCE procestrein aanzienlijk af (zelfs als verdunning met het schone RWZI effluent in aanmerking wordt genomen). Hieruit kan voorzichtig worden geconcludeerd dat de antibiotica zich hechten en aan de slibfractie (zowel in de aerobe tank als in de DEMON). DEMON) Biologische afbraak van de antibiotica in de aerobe tank is echter niet gericht onderzocht. onderzocht Het is echter mogelijk dat dit ook heeft bijgedragen aan de verwijdering. In het gevormde struviet is geen significante antibiotica activiteit aangetoond. In kleinschalige laboratoriumexperimenten is onderzocht of het mogelijk is medicijnen uit het DEMON effluent te verwijderen door middel van ozonisatie. Hiertoe zijn diclofenac en ibuprofen aan het DEMON ON effluent toegevoegd. Deze stoffen zijn biologisch moeilijk afbreekbaar maar kunnen door ozon wel worden afgebroken. In de testen bleek dat de vers toegevoegde medicijnen werden afgebroken terwijl de CZV concentratie nagenoeg niet daalde. De verwijdering van dit soort medicijnen uit de DMF-urine DMF urine matrix lijkt in principe dus mogelijk. Er zijn geen analyses verricht om eventueel gevormde producten van afbraak te detecteren. Deze kunnen na ozonisatie dus nog aanwezig zijn geweest. viii
SOURCE en de RWZI In het originele SOURCE E concept co wordt het effluent van de SOURCE procestrein op de waterlijn van de RWZI verwerkt, en het slib bij voorkeur op de sliblijn. Voor CZV en stikstof wordt ervan uitgegaan dat de resterende verwerkingscapaciteit van een RWZI (ve) toereikend end is, waardoor RWZI effluentwaardes voor BZV en N niet zullen toenemen bij toepassing van het SOURCE concept. Wel moet worden bedacht dat een deel van de CZV uit opgeloste humus- en fulvinezuren bestaat, waarvan bekend is dat ze vrij inert zijn, dus waarschijnlijk schijnlijk beperkt verwijderd zullen worden. Voor goed oplosbare, en in een RWZI waterlijn inerte ionen zoals chloride, sulfaat, kalium en natrium, zal de toename van de vracht in het RWZI effluent ongeveer overeenkomen met de vracht vanuit SOURCE naar de waterlijn. Of dit in het kader van de KRW toelaatbaar is, zal van de specifieke situatie afhangen, en dan vooral van de kwaliteit, kwantiteit en ecologische kwetsbaarheid van het ontvangende water. Bij de afweging om SOURCE in de praktijk te brengen zal dit di aspect geëvalueerd moeten worden. Hetzelfde geldt overigens voor andere concepten waarbij er een ‘natte’ koppeling van riool-en riool mestverwerking plaatsvindt. Business Case Voor het verwerken van DMF/urinemengsel met het SOURCE systeem is een business bus case opgesteld. In de business case zijn verschillende SOURCE systemen vergeleken met verwerkingsroutes waarin door Reverse Osmosis mineralenconcentraten worden geproduceerd. Voor SOURCE is hier tevens bekeken wat de kosten zijn van het eventueel combineren van an stikstofterugwinning in de vorm van luchtstrippen met een stikstofverwijderingstechniek zoals DEMON. Ook is berekend wat de invloed is van het toepassen van een vergistingstap voor de verschillende verwerkingsroutes. Op het gebied van milieu-effecten effecten kan het volgende geconcludeerd worden: • Ten opzichte van de huidige situatie leveren alle mestverwerkingsroutes routes milieuvoordeel op. • Het standaard SOURCE systeem is vergelijkbaar met RO-systemen RO systemen qua milieu-effecten. milieu • Voor SOURCE-systemen systemen geldt dat strippen van van stikstof in combinatie met dede ammonificatie een klein milieuvoordeel oplevert ten opzichte van alleen de-ammonificatie. de • Co-vergisting vergisting zorgt bij alle varianten voor een positief milieueffect • Een SOURCE-systeem systeem inclusief strippen en co-vergisten co scoort milieutechnisch lieutechnisch het best. Op basis van financiële argumenten heeft een lokale verwerkingsroute waarbij mineralenconcentraten worden geproduceerd door Reverse Re Osmosis à € 16,16, per m3 ruwe mest de voorkeur.. Vanuit milieuoverwegingen is deze optie gelijkwaardig gelijkwaardig met de SOURCESOURCE systemen welke € 1,50 per m3 ruwe mest duurder zijn. Wel valt er bovenop deze verwerkingsroutes, milieuvoordeel te behalen door vergisting van ruwe mest. Vanuit kostenoogpunt kan dit het beste plaatsvinden met een SOURCE-systeem SOURCE systeem op de RWZI en niet lokaal met een Reverse Osmosis systeem, aangezien deze laatste optie dan € 4,- per m3 ruwe mest duurder is. Beide systemen zijn rendabel indien uitgegaan wordt van een verwerkingsprijs van ruwe mest in de provincie Noord Brabant van maximaal € 20,- per m3 ruwe mest. Samengevat omvat het resultaat van de Business Case twee alternatieven: 1. Verwerking ruwe mest bij loonbedrijf via Reverse Osmosis c.a. tot mineralenconcentraten met een klein milieuvoordeel en een kostenpost van € 16,- / m3 ruwe mest 2. Verwerking werking ruwe mest op de RWZI met vergisting en SOURCE-systeem SOURCE met een groot milieuvoordeel en een kostenpost van € 17,50 / m3 ruwe mest
ix
waarin het verschil in kosten à 10% wegvalt indien rekening wordt gehouden met de onnauwkeurigheid in de kostenberekeningen kostenberekenin van ± 30%. Beide systemen kunnen binnen dezelfde implementatietijd van circa 2 jaar worden gerealiseerd. Van beide systemen zijn de dimensioneringsgrondslagen vastgesteld en optimalisaties via pilot-onderzoek onderzoek december 2011 bekend. Technische en financiële financ risico’s ten aanzien van opschaling zijn beheersbaar en gelijk voor beide systemen. Qua optimalisatie is in het SOURCE-systeem SOURCE inclusief co-vergisting vergisting wellicht de voorbeluchtingsstap niet nodig. Dit scheelt € 2,50 per m3 ruwe mest waardoor beide alternatieven qua kostprijs zeer dicht bij elkaar komen. Het milieuvoordeel van het SOURCE systeem wordt hierdoor groter. Ook kan voor de R.O.-systemen R.O. systemen de kostenpost voor dun/dik scheiding waarschijnlijk schijnlijk verlaagd worden door optimalisatie van deze techniek in combinatie met flotatie (circa € 1,-- / m3 ruwe mest). Verder kan om extra milieuvoordeel te behalen binnen het SOURCE systeem strippen geïntroduceerd worden (extra kostenpost van € 1,50 / m3 ruwe mest). Voorzichtigheid is bij dit soort veronderstellingen echter geboden, omdat deze combinatie van technieken nog niet bekend is. Vanuit de organisatie van mestverwerking vergt optie 2 een grotere mate van synergie in de samenwerking tussen Waterschappen erschappen en landbouw dan optie 1. In het kader van synergie kunnen de volgende opties es nog verder onderzocht worden: • Gecombineerde struvietwinning en stikstofverwijdering uit humane urine, dierlijke mest en rejectiewater van een RWZI. In het SOURCE project project is onderzocht dat struvietwinning en stikstofverwijdering uit humane urine en de dunne fractie van dierlijke mest mogelijk is. Er kan ook een combinatie worden gezocht met rejectiewater (=water dat vrijkomt uit de slibverwerking). Ook uit deze stroom kan struviet worden hergewonnen. • Lokaal maatwerk. Zo kan er ook voor gekozen worden om een SOURCE-systeem SOURCE inclusief vergisting en gedeeltelijke terugwinning van stikstof door middel van luchtstrippen te realiseren bij een grote andere elektriciteitsverbruikerr dan een RWZI en het effluent van de installatie te transporteren naar een RWZI of lokaal te behandelen met een MembraanBioReactor eactor. Ook kan een combinatie worden gezocht met het drogen van de dikke fractie door gebruik te maken van een locatie waar restwarmte restwa beschikbaar is. De verwijdering en terugwinning van stikstof wordt hierdoor tevens kosteneffectiever en milieuvriendelijker. Bij bovenstaande e overwegingen dient bedacht te worden dat maximaal aximaal 19% van het mestoverschot van de Provincie Noord Brabant verwerkt kan worden door de inzet van SOURCE-systemen op RWZI’s van Waterschap Aa en Maas. Maas. Voor het oplossen van de gehele mestproblematiek zal een combinatie moeten worden gezocht met lokale verwerking en/of verwerking op RWZI’s van buurtwaterschappen. Maatschappelijke betekenis van SOURCE Het klassieke werkveld van de watersector en de agrarische sector (meer specifiek de varkenshouderijen) liggen wijd uit elkaar. Daarnaast zijn de gehanteerde organisatievormen verschillend, is de één publiek en de ander ander privaat, en zijn er flinke cultuurverschillen. Vanuit het maatschappelijke streven naar meer duurzaamheid, met behoud van de levensstandaard en tegen aanvaardbare kosten is herkend dat de twee sectoren voor deels vergelijkbare, gemeenschappelijke uitdagingen uitdagingen staan en wellicht op een aantal vlakken zelfs niet zonder elkaar kunnen.
x
Lijst van gebruikte afkortingen en begrippen AT
Aeratiet Aeratietank
Actiefslib
Het et slib, bestaande uit biomassa in vlokvorm, waarin bacteriën en andere organismen voorkomen die de verontreinigingen erontreinigingen in het rioolwater als voedsel gebruiken waardoor het water gezuiverd wordt. wordt
AOB
Ammonium oxiderende bacteriën
Anammox
ANaerobe aerobe AMMonium AMM OXidatie
Biogas
Mengsel van gas dat ontstaat bij vergisting van biomassa. Samenstelling (v/v) is afhankelijk afhankelijk van de samenstelling van de biomassa: CH4 (50-75%), CO2 (25-50%); H2S (0-5000 (0 ppm); NH3 (0-500 (0 ppm); Siloxaan (0-50 mg/m3); N2 (0-5%); 5%); H2O (15%)
BZV
Biologisch zuurstofverbruik
Co-vergisting
De energieopbrengst van mestvergisting kan aanmerkelijk aanmerkeli worden verhoogd door (toegelaten) energierijke organische stoffen (voer(voer en gewasresten of vetten) toe te voegen.
CZV
Chemisch zuurstofverbruik
DEMON
De-ammonificatiereactor ammonificatiereactor
Dikke fractie
Stapelbare mest (circa 20-35% 20 % DS) afkomstig uit scheiding van drijfmest
Dunne fractie
Verpompbare mest (< 7% DS) afkomstig uit scheiding van drijfmest
DWA
Droog Droogweer aanvoer
EC
Elektroconductiviteit (geleidbaarheid)
HRT
Hydraulische verblijftijd
HRTox
Oxische hydraulische verblijftijd
i.e.
Afkorting van inwonerequivalent inwonere
Indikking (van slib)
Afscheiding van een groot gedeelte van het zogenaamde vrije slibwater, dat geen bindingskrachten met het slib heeft. heeft Hierbij stijgt het drogestofgehalte van het slib en wordt het volume van het slib gereduceerd.
Inwonerequivalent
Maat aat voor de belasting van het afvalwater (verontreiniging) die een inwoner gemiddeld per dag produceert.
Membraan
Een en selectieve wand die twee stromen van elkaar scheidt.
Membraanfiltratie
Scheidingsproces cheidingsproces waarbij een aanvoerstroom met behulp van een membraan gescheiden wordt in een retentaatstroom en een permeaatstroom. De eerste bevat stoffen die niet door het membraan zijn doorgelaten en de tweede de stoffen die wel door het membraan zijn doorgelaten.
Mestoverschot
De mestproductie is hoger dan dan de hoeveelheid mest die op het eigen bedrijf kan worden afgezet. Indien het een mestoverschot betrekking heeft op een regio, dan is de gezamenlijke mestproductie van de bedrijven in die regio hoger xi
dan de hoeveelheid mest die afgezet kan worden in die regio. re Mestafzet
Afzetten van mest bij derden; veelal gebeurd dit via een tussenpersoon (intermediair) die ook tevens de transporteur van de mest is.
Mestbewerking
Behandeling van dierlijke mest zonder noemenswaardige veranderingen aan het product teweeg te t brengen. Bijvoorbeeld: mengen, roeren, homogeniseren en verwijderen van vreemde objecten zoals plastic folie.
Mestscheiding
Het scheiden van drijfmest, resulterend in een dikke en dunne fractie, door gebruik te maken van een mechanische mestscheider, door door bezinking in de mestput, of door mest en urine gescheiden op te vangen.
Mestverwerking
De toepassing van basistechnieken of combinaties daarvan met als doel de aard, samenstelling of hoedanigheid van dierlijke mest te wijzigen. Zoals: scheiding, bezinking, bezink toevoeging van additieven, vergisting, beluchting, droging, compostering, indamping, vergassing en verbranding
Nitrificatie
Oxidatie van ammonium naar nitriet en nitraat
NOB
Nitriet oxiderende bacteriën
Ontwatering (van slib)
De verdere scheiding van water van slib (na indikking), indikking) met als resultaat een ee steekvaste slibkoek.
Opwerking
Proces of processen die als doel hebben de kwaliteit van een stroom te verbeteren
Rejectiewater
Rejectiewater is het restwater afgescheiden van het slib.
RO
Reversed osmosis
rwzi
Rioolwaterzuiveringsinstallatie
Sliblijn
Het deel van de rwzi waar het zuiveringsslib wordt behandeld (bijv. indikking, vergisting, ontwatering) waarna het wordt afgevoerd.
Struviet
MAP magnesiumammoniumfosfaat MgNH4PO4
TSS
Totaal gesuspendeerd materiaal
TIC
Totaal anorganisch koolstof
TZV
Totaal zuurstofverbruik
Vaste mest
Stapelbare mest (niet verpompbaar)
Vergisten
Vergisting is een biologisch proces waarbij onder zuurstofloze omstandigheden organische stof wordt wordt afgebroken tot biogas. Met het brandbare deel van het biogas (en met name methaan) kan energie worden opgewekt.
VVZ
Vluchtige vetzuren
Waterlijn
Het deel van de rwzi waar het afvalwater wordt behandeld, waarna het wordt gescheiden van het slib en als al effluent afgevoerd.
xii
dat
bij
ontwatering
is
Inhoudsopgave
Verantwoording ................................................................................................ ................................ .......................................... iii Samenvatting ................................................................................................ ................................ ............................................. v Lijst van gebruikte afkortingen en begrippen .............................................................. ..............................xi 1. Inleiding ................................................................................................ ................................ ............................................. 1 1.1 Aanleiding voor SOURCE ................................................................ ........................................................ 1 1.2 Humane urine en dunne mest: waarom samen? ...................................................... ................................ 2 1.3 Andere relevante projecten en de relatie tot SOURCE ............................................. ................................ 2 1.3.1 Urinescheidingsprojecten eidingsprojecten ................................................................ ................................................... 2 1.3.2 Mestverwerking................................ ................................................................................................ .................................. 3 1.3.3 Struviet ................................................................................................ ................................ .............................................. 4 1.4 Doelstelling ng en beoogd resultaat ................................................................ .............................................. 4 1.5 Globale opzet van de SOURCE procestrein ............................................................. ............................. 5 1.6 Leeswijzer ................................................................................................ ................................ ................................................ 6
2.
Vooronderzoek ................................................................................................ ................................ .................................. 9
2.1 Inleiding................................ ................................................................................................ .................................................... 9 2.2 Karakteristiek (deel)stromen................................................................ ..................................................... 9 2.2.1 Dunne mest fractie............................................................................................. ............................. 9 2.2.2 Humane Urine ................................................................................................ ................................ ................................. 10 2.3 Anaerobe afbreekbaarheidstesten................................................................ afbreekbaarheidstesten .......................................... 11 2.4 Aerobe afbreekbaarheid ................................................................ ......................................................... 12 2.5 Struvietprecipitatie testen ................................................................ ....................................................... 13 2.6 De-ammonificatietesten ammonificatietesten.......................................................................................... .......................... 13 2.6.1 Nitrificatie testen .............................................................................................. .............................. 13 2.6.2 De-ammonificatie ammonificatie testen ................................................................ .................................................. 14 2.6.3 Continue testen in n de ‘Baby DEMON’ .............................................................. .............................. 15 2.7 Aannames voor het pilotontwerp. ................................................................ ........................................... 16
3.
Procesbeschrijving van de SOURCE pilotinstallatie ........................................ ................................ 21
3.1 Locatie en proefopstelling ................................................................ ...................................................... 21 3.2 Algemene Procesbeschrijving ................................................................ ................................................ 22 3.2.1 Opslag ................................................................................................ ................................ ............................................. 22 3.2.2 Aerobe tank, nageschakelde bezinker en buffertank ........................................ ................................ 22 3.2.3 Struvietreactor ................................................................................................ ................................ ................................. 24 3.2.4 DEMON reactor ............................................................................................... ................................ ............................... 26 3.3 Fasering van de bedrijfsvoering ................................................................ ............................................. 28 3.3.1 Inleiding ................................................................................................ ................................ ........................................... 28 3.3.2 Opstartfase ................................................................................................ ................................ ...................................... 28 3.3.3 Periode 1 van de testfase ................................................................ ................................................ 30 3.3.4 Periode 2 van de testfase ................................................................ ................................................ 30 3.3.5 Periode 3 van de testfase ................................................................ ................................................ 32 3.3.6 Periode 4 van de testfase ................................................................ ................................................ 33 3.4 Meetprogramma ................................................................................................ ................................ ..................................... 34 3.4.1 Analyses in eigen beheer................................................................ ................................................. 34 3.4.2 GWL analyses ................................................................................................ ................................ ................................. 34
4.
Resultaten van de pilot ................................................................ .................................................... 35
4.1 Inleiding................................ ................................................................................................ .................................................. 35 4.2 Samenstelling DMF en urine ................................................................ .................................................. 35 4.2.1 DMF................................................................................................ ................................ ................................................. 35 4.2.2 Urine ................................................................................................ ................................ ................................................ 37 4.3 Aerobe reactor ................................................................................................ ................................ ....................................... 37 xiii
4.3.1 Zoutzuur- en salpeterzuurdosering ................................................................ .................................. 40 4.3.2 Verblijftijd ................................................................................................ ................................ ......................................... 42 4.3.3 Temperatuur. ................................................................................................ ................................ ................................... 42 4.3.4 Conclusies aerobe tank ................................................................ ................................................... 42 4.4 Struviet reactor ................................................................................................ ................................ ....................................... 43 4.4.1 Resultaten in het algemeen ................................................................ ............................................. 43 4.4.2 Aangroei oei granulair struviet ................................................................ ............................................... 44 4.4.3 Verloop van de korrelvorming ................................................................ .......................................... 45 4.4.4 Korrel samenstelling ................................................................ ........................................................ 46 4.4.5 Massabalans struviet ................................................................ ....................................................... 47 4.4.6 Conclusies ................................................................................................ ................................ ....................................... 48 4.5 DEMON................................ ................................................................................................ .................................................. 49 4.5.1 Periode 1 ................................................................................................ ................................ ......................................... 49 4.5.2 Periode 2 ................................................................................................ ................................ ......................................... 52 4.5.3 Periode 3 ................................................................................................ ................................ ......................................... 54 4.5.4 Periode 4 ................................................................................................ ................................ ......................................... 56 4.5.5 Conclusie ................................................................................................ ................................ ......................................... 59 4.6 Effluent pilot installatie............................................................................................ ............................ 60 4.7 Medicijnverwijdering ............................................................................................... ................................ ............................... 61 4.7.1 Inleiding ................................................................................................ ................................ ........................................... 62 4.7.2 Veterinaire en humane antibiotica ................................................................ .................................... 62 4.7.3 Medicijnen in humane urine ................................................................ ............................................. 66 4.7.4 Ozonisatie van DEMON effluent gespiked met medicijnen .............................. 69 4.7.5 Conclusies antibioticaeffectmetingen antibio en ozonisatie ......................................... ................................ 72 4.8 Concluderende opmerkingen en discussie over behaalde testresultaten................ testresultaten 73 4.8.1 Influent................................................................................................ ................................ ............................................. 73 4.8.2 Aerobe tank ................................................................................................ ................................ ..................................... 73 4.8.3 Struvietreactor ................................................................................................ ................................ ................................. 74 4.8.4 DEMON ................................................................................................ ................................ ........................................... 75 4.8.5 Effluent ................................................................................................ ................................ ............................................ 79
5.
Business case ................................................................................................ ................................ ................................. 81
5.1 Inleiding................................ ................................................................................................ .................................................. 81 5.2 Schaalgrootte full-scale scale SOURCE concept............................................................. ............................. 82 5.2.1 Inpassing SOURCE op RWZI’s................................................................ ........................................ 82 5.2.2 Mestoverschot provincie provi Noord Brabant .......................................................... .......................... 82 5.3 Kosten verwerking ruwe mest ................................................................ ................................................ 84 5.3.1 Kosten SOURCE systeem ................................................................ ............................................... 84 5.3.2 Het SOURCE systeem in een totaal mestverwerkingsconcept......................... 86 5.3.3 Verwerkingsroutes mineralenconcentraten ...................................................... ................................ 88 5.4 Milieueffecten ilieueffecten verwerking ruwe mest................................................................ ...................................... 90 5.5 Discussie en conclusies ................................................................ ......................................................... 93
6. 6.1 6.2 6.3 6.4 6.5 6.6 6.7 6.8
7.
Discussie ................................................................................................ ................................ ......................................... 95 Uitgangspunten SOURCE ................................................................ ...................................................... 95 Vergelijking tussen verwachte en bevonden technologische prestaties van SOURCE 95 Struvietafzet ................................................................................................ ................................ ........................................... 97 Medicijnen en geneesmiddelen ................................................................ .............................................. 98 Alternatieven voor elke processtap................................................................ ......................................... 99 Effect van toepassing SOURCE op RWZI effluentkwaliteit ................................... ................................ 100 Kosten ................................................................................................ ................................ .................................................. 101 Maatschappelijke betekenis van SOURCE........................................................... ........................... 102
Referenties ................................................................................................ ................................ .................................... 103 xiv
Bijlagen ................................................................................................ ................................ .................................................. 105 Bijlage 1 EPAS PAS Rapportage…………………………………………………………………… Rapportage…………………………………………………………………… 107
Bijlage 2 Demmonificatietesten uitgevoerd door Grontmij ...................................... ................................ 125 Bijlage 3 Opzet analysepakketten GWL ................................................................ ................................. 131 Bijlage 4 Literatuuronderzoek en aanvullend labonderzoek; Effect van componenten uit de DMF-urine urine matrix op anammox in de DEMON ............................................. ................................ 135 Bijlage 5 Rapportages Grontmij antibioticaeffectmetingen ..................................... ................................ 143 Bijlage 6 Resultaten analyse medicijnen en antibiotica in SOURCE urine ............. 177 Bijlage 7 Kengetallen kostenberekeningen SOURCE ............................................ ................................ 183
xv
xvi
1.
1.1
Inleiding
Aanleiding voor SOURCE
SOURCE (Simultaneous remOval of hUman and veteRinairy pharmaCeuticals and nutriEnts) is een project waarin waterschap Aa en Maas en ZLTO, ZLTO, samenwerken met de Provincie Noord-Brabant, Brabant, STOWA en het ministerie van Economische zaken, Landbouw en Innovatie om de emissies van stikstof, fosfor en geneesmiddelen te beperken (Notenboom et al, 2008).. De uitspoeling van nutriënten en geneesmiddelen naar het oppervlaktewater vormt in toenemende mate een probleem voor zowel de agrarische als de waterschapssector en er zijn door beide partijen in het verleden ook al maatregelen genomen enomen en initiatieven ontplooid om de emissie van deze stoffen naar het oppervlakte o water te verminderen. Waterschap Aa en Maas werkt aan manieren om de (afval)waterketen effectiever te laten functioneren. Daartoe behoort onder andere het initiatief voor de RWZI als Energiefabriek maar ook maatregelen om aanpak van probleemstoffen probleemstoffen aan de bron te stimuleren aangezien dat in veel gevallen zou kunnen leiden tot een meer kosteneffectieve en bedrijfszekere verwijdering van stikstof, fosfor en geneesmiddelen. Een van de initiatieven in die richting is het aanbrengen van urinescheidingstoiletten urinescheidingstoiletten in een deel van het Maasziekenhuis in Boxmeer om zo te voorkomen dat stikstof, fosfor en geneesmiddelen verdund worden in het riool. De ingezamelde urine kan apart worden behandeld in een daarvoor geschikte installatie. De Kaderrichtlijn Water noopt noopt de waterschappen bovendien om de ecologische kwaliteit van het oppervlakte water te verbeteren. In het beheersgebied van waterschap Aa en Maas vindt relatief veel veehouderij plaats en daardoor wordt meer stikstof en fosfaat geproduceerd dan op de landbouwgronden landbouwgronden kan worden aangewend. Een gedeelte van de geproduceerde mest wordt derhalve uit het beheersgebied van Aa en Maas getransporteerd naar gebieden waar geen (met name fosfaat)overschot bestaat. De gebruiksnormen voor stikstof en fosfaat voor toepassing toep van meststoffen in de landbouw worden bovendien krapper. De veehouderij streeft er mede daardoor naar om mest te ontmengen in een dikke (fosfaat, en koolstofrijke) stroom en een waterige stroom die relatief veel stikstof bevat (dunne mest fractie, DMF). D Deze twee stromen kunnen dan apart worden verwerkt met geschikte methoden. Bovendien maakt zogenaamde dun-dikscheiding dikscheiding van mest bemesting op maat gemakkelijker. Ook zal er dan minder mest(fractie) vervoerd hoeven worden. Aangezien het waterschap een rol rol speelt in de beoordeling van de aanvaardbaarheid van de lozing van een (be- of verwerkte) mestfractie hebben beide partijen, waterschap en landbouwsector, een belang bij een adequate behandeling van het mestoverschot. De waterwereld heeft kennis van verwijdering verwijdering en terugwinning van nutriënten terwijl de landbouwsector vanzelfsprekend meer weet van nutriënten en meststoffen(her)gebruik. Met SOURCE beogen beide sectoren een begin te maken met de aanpak van deze problematiek. In het project SOURCE wordt de gecombineerde verwerking van humane urine en DMF onderzocht. Dit verwerkingsconcept moet leiden tot een aanzienlijke vermindering van de emissies (Figuur ( 1-1). ). De kennis van waterschap en landbouworganisatie zijn bovendien complementair. complem
1
Figuur 1-1
1.2
Nutriëntenbalansen ntenbalansen voor beheersgebied Aa en Maas in huidige situatie en na introductie van SOURCE
Humane urine en dunne mest: waarom samen?
De samenstelling van dunne mest fractie en urine vertonen overeenkomsten die het mogelijk maken om deze stromen samen te behandelen. Urine als afvalwaterstroom beslaat slechts 1-2% 2% van de totale volume stroom richting RWZI maar levert ongeveer 85% van de totaal aan de RWZI geleverde stikstoftoevoer stikstoftoe en 50% van de fosfor (Swart, 2006). 2006) De stikstofconcentratie ligt afhankelijk van de wijze van inzamelen (verse urine, urinescheiding, eventueel met opslag) tussen de 1500 en meer dan 8000 mg/l. Voor fosfor liggen de gehaltes afhankelijk van de inzameling inzameling tussen minder dan 100 tot 2000 mg P/l (Bisschops et al., 2010).. Verder komt het overgrote deel van hormonen en medicijnen in de urine terecht in plaats van de faeces. In conventionele zuiveringen worden stikstof en fosfor voor 75-80% 75 verwijderd. Medicijnen jnen en hormonen worden afhankelijk van de aard van de verbinding geheel, gedeeltelijk of niet verwijderd en het restant en/of afbraakproducten worden via het effluent afgevoerd richting oppervlaktewater (Swart, 2006). Het stikstof- en fosforgehalte van de Dunne Mest Fractie (DMF) zijn vergelijkbaar met urine. Evenals voor urine zijn de gemeten concentraties waarschijnlijk afhankelijk van de “voorgeschiedenis” cq. voorbehandeling van de mest. De stikstofconcentratie ligt rond de 4000 mg/l. De fosforconcentratie fosforconcentratie van DMF varieert tussen 80 en 100 mg/l (Velthof, 2011).Ook .Ook in het geval van DMF zullen de resten van (veterinaire) hormonen en medicijnen waarschijnlijk voor een gedeelte in de waterige DMF terechtkomen. Naast vergelijkbare N en P gehaltes zijn ook bijvoorbeeld bijvoorbeeld de CZV van urine en DMF vergelijkbaar in concentratie.
1.3
Andere relevante projecten en de relatie tot SOURCE
1.3.1 Urinescheidingsprojecten Urine beslaat slechts een klein volumedeel van de totale hoeveelheid huishoudelijk afvalwater maar de aandelen n stikstof en fosfor zijn groot. Dit betekent dat een aanzienlijk deel van de kosten die gemaakt worden in een conventionele zuivering gerelateerd zijn aan de behandeling van een kleine volumestroom. Daarom zijn in de afgelopen decade verscheidene initiatieven even opgestart om deze afvalwaterstroom apart te behandelen. De achterliggende gedachte is dat behandeling van een geconcentreerde urinestroom efficiënter is qua energiegebruik en dat het ook op technologisch gebied nieuwe aanknopingspunten biedt om de nutriënten nut terug te winnen, hetgeen hergebruik als meststof of grondstof mogelijk zou maken. Hierbij speelt onder andere een rol dat de wereldvoorraad fosfor langzaam uitgeput raakt en binnen afzienbare tijd zal zijn uitgeput. Daarnaast wordt onderkend dat de productie van kunstmest en vooral het stikstofaandeel hierin (met andere woorden het recyclen van stikstof via de atmosfeer en Haber Bosch) een enorme impact 2
heeft op het globale milieu en energievraag. Hergebruik van uit afvalwater teruggewonnen stikstof doorbreekt deze kringloop wat een positief effect zou kunnen hebben (Rockström et al, 2009).. Apart inzamelen van urine heeft ook tot gevolg dat medicijnresten niet onnodig verdund raken.. Hierdoor is het gemakkelijker om ze uit de urine te verwijderen met fysischchemische methoden. Daarom is een begin gemaakt met het plaatsen van urinescheidingstoiletten op verschillende locaties (vaak scholen, ziekenhuizen en kantoorgebouwen). Voorbeelden hiervan zijn het Maasziekenhuis in Boxmeer en de hogeschool Windesheim eim in Zwolle1, waarvan de urine in het SOURCE project werd gebruikt. De terugwinning van nutriënten uit humane urine wordt momenteel al op grotere schaal toegepast door Saniphos in Zutphen. Daar wordt uit op onder andere bij (pop)festivals apart ingezamelde de urine struviet en ammoniumsulfaat gewonnen2. Deze en andere initiatieven (zoals SOURCE) kunnen er voor zorgen dat er in de loop van de tijd steeds meer urine apart ingezameld gaat worden. Immers, apart inzamelen heeft alleen zin als de urine ook verwerkt verwerk kan worden. 1.3.2 Mestverwerking Ook in de landbouwsector is men doende strategieën te formuleren op het gebied van terugwinning en management van nutriënten uit mest(fracties) omdat dit (ook in de landbouwsector) wordt gezien als mogelijkheid om de kringlopen kringlopen te sluiten (Velthof, 2011). Daarbij lijkt vooral te worden ingezet op de dun-dik dun dik scheiding van mest met behandeling van de gevormde dikke en dunne-mest dunne mest fracties. In de Pilot Mineralenconcentraten is en wordt nog onderzocht wat de landbouwlandbouw en milieukundige ige en economische aspecten zijn aan de productie en het gebruik van mineralenconcentraten uit dierlijke mest. Hierbij wordt de DMF via omgekeerde osmose opgewerkt tot een als kunstmest toe te passen concentraat. De Pilot Mineraalconcentraten is nog niet afgerond. afgerond. In 2009 zijn de toepassingsmogelijkheden onderzocht en de economische aspecten gerelateerd aan de productie van mineralenconcentraten. Deze bleken gemiddeld € 1,25 (2009) en € 1,19 (2010) per ton, maar er was zowel in 2009 als in 2010 een grote variatie variatie in de door afnemers opgegeven prijs (€6 €6 verschil tussen laagste en hoogste prijs in 2009 en € 16,50 in 2010). In 2011 wordt nog onderzoek uitgevoerd naar de stikstofwerking van de concentraten en de milieukundige effecten van grootschalige toepassing. toepassing. Meer voorbeelden van initiatieven op het gebied van mestverwerking zijn elders3 te vinden. Voor SOURCE zijn er ook andere samenwerkingsprojecten geweest tussen de water- en landbouwsector. Voorbeeld is bijvoorbeeld het door STOWA en PVV (Productschap roductschap Vee Ve en Vlees) gefinancierde project “Synergie RWZI en Mestverwerking” waarin middels een deskstudie en interviews met betrokkenen uit de waterwater en landbouwsector werd onderzocht waar bij mestverwerking mogelijkheden lagen voor samenwerking tussen waterwater en landbouwsector bouwsector (afgerond in 2011) (Bisschops et al, 2011). Binnen die studie is een aantal scenario’s doorgerekend waarbij mestfracties op een RWZI werden behandeld. Daarbij werd rekening gehouden met effecten op energieverbruik/productie, terugwinning van nutriënten en financiële randvoorwaarden. Voor het beheersgebied van Waterschappen Aa en Maas en De Dommel heeft ZLTO samen met de waterschappen en de provincie Noord-Brabant Noord Brabant een gebiedsstudie uit laten voeren waarin de milieukundige effecten van mestverwerking mestverwerking op de kwaliteit van grondgrond en oppervlaktewater werden onderzocht aan de hand van drie scenario’s (Schomaker et al., 2009): A. Huidige wijze van bemesting met onbewerkte dierlijke mest B. Dik-dun dun scheiding van alle in de beheersgebieden geproduceerde mest met opwerking van DMF tot mineraalconcentraat en een direct of indirect op RWZI loosbaar effluent 1
Voor een overzicht van projecten projecten wordt verwezen naar de themasite “Decentrale Sanitatie” van STOWA http://themas.stowa.nl/Themas/Nieuwe_sanitatie.aspx?mID=7213&rID=846 2 http://www.saniphos.eu/ 3 http://www.mestverwerken.wur.nl/
3
C. Als B. maar dan alleen met mestoverschot. mestoverschot Voor scenario’s B. en C. werden ook nog 3 subscenario's doorgerekend die betrekking hadden op lozingen van effluent. Uit deze gebiedsstudie bleek dat de verwerking volgens scenario B een aanzienlijke positieve invloed had op de stikstofbelasting van grondgrond en oppervlaktewater. Voor de P-concentratie P in grond- en oppervlaktewater in het bestuurde gebied had mestverwerking g geen effect. De hoeveelheid geproduceerd mineraalconcentraat is zowel onder volledige mestverwerking als bij verwerking van het mestoverschot meer dan benut kan worden in het beheersgebieden van Aa en Maas en De Dommel. Toepassing in andere landbouwgebieden den zal naar verwachting ook daar een positief effect hebben op de toestand van het grond- en oppervlaktewater aldaar. Al met al is de verwachting dat de verwerking van de effluenten van de mestverwerking wel nadelige effecten zullen hebben in het bijzonderr op de kleinere RWZIs. De effluentkwaliteit zal minder worden. 1.3.3 Struviet Er is een verkennende studie uitgevoerd naar de mogelijkheden voor afzet van de struviet die in een SOURCE mestverwerking zou worden geproduceerd. Afzet naar grotere bedrijven uit de fosfaatindustrie is geen waarschijnlijke afzetmogelijkheid vooral omdat deze industrie om praktische redenen vraagt om een gelijkmatig over het jaar geleverde aanzienlijke stroom van min of meer constante homogene samenstelling. Daarom is geconcludeerd dat da voor directe afzet van de struviet als meststof export naar het nabije buitenland (bijvoorbeeld Duitsland) de eerst aangewezen mogelijkheid zou zijn. Daarnaast is verkoop aan kleinere meststofproducten kansrijk (Postma Postma et al. 2011).
1.4
Doelstelling en beoogd ogd resultaat
De ambities van waterschap Aa en Maas om tot een betere oppervlaktewaterkwaliteit door een brongerichte aanpak te komen en van (Z)LTO om een oplossing te vinden voor het mestoverschot, samen met de complementaire kennis op het gebied van nutriënten nut (verwijdering/terugwinning ten opzichte van gebruik/management) hebben geleid tot de samenwerking binnen SOURCE. Resultaten uit eerder al dan niet door anderen uitgevoerde projecten (bijvoorbeeld de terugwinning van nutriënten uit urine) en de wetenschap wete dat verwerking van een groot gedeelte van de mest binnen het beheersgebied kan leiden tot een verlaging van de stikstofbelasting van grondgrond en oppervlaktewater heeft geleid tot een concept waarbij nutriëntrijke stromen samen worden behandeld op één locatie. SOURCE is het eerste project geweest waarin de waterwater en landbouwsector samenwerkten en daadwerkelijk een praktijk experiment plaatsvond om het voorgestelde scenario van mestverwerking ing op een RWZI te toetsen. De beoogde doelstelling van SOURCE is grafisch weergegeven in het logo (Figuur 1-2) en komt op het volgende neer: • Het ontwikkelen van een duurzame keten voor herwinning van nutriënten uit de gecombineerde ineerde stroom van menselijke mense urine en dierlijke (mest)stromen tromen; • Emissiereductie naar het watersysteem van geneesmiddelen(resten) vanuit de humane en dierlijke keten. Daarbij speelt bovendien dat er diverse voordelen kunnen worden gehaald door: • het schaalvoordeel waardoor stikstof, stikstof, fosfor en geneesmiddelen goedkoper g verwijderd kunnen worden; worden • minder mesttransport (dus ( minder energieverbruik); • de productie van kunstmestvervangers, kuns , waardoor er minder extra nutriënten in de keten worden gebracht; gebracht • synergie tussen de verschillende partijen: warmte, elektriciteit en nutriënten nu kunnen worden uitgewisseld tussen partijen). partijen) Deze factoren tezamen nemend zou SOURCE bij succes kunnen leiden tot een schoner oppervlaktewater vanwege lagere emissies, herwinning van fosfaat, verminderd energieverbruik door kortere ketens (verminderde (verminderde logistiek, verbeterde efficiëntie door 4
schaalvoordeel en een efficiëntere zuivering, als ook een kleiner mestoverschot en vermindering van broeikasgasemissies.
Figuur 1-2
1.5
De doelstellingen van SOURCE samengevat in het logo
Globale opzet van de SOURCE procestrein
Voor het SOURCE project is de dunne mestfractie van varkensmest samen met humane urine behandeld. Ten tijde van de eerste ontwikkeling van het SOURCE concept in 2008 ging bij mestverwerking de trend al richting dik-dun dik dun scheiding van de (varkens)mest. De dikke fractie wordt verder verwerkt (vergisting etc.). De dunne fractie die relatief veel opgelost stikstof en in mindere mate fosfaat bevat moet verder behandeld worden omdat de fractie als zodanig niet bruikbaar is als bemester. Dat en de tendens om meer urine gescheiden af te vangen en het feit dat de samenstelling van DMF en urine vergelijkbaar zijn leidde tot de gecombineerde behandeling van de DMF en humane urine binnen SOURCE. De doelstelling elling om bij de behandeling nutriënten te verwijderen/ terug te winnen voor hergebruik èn n om veterinaire en humane farmaceutische middelen (antibiotica, hormonen en andere geneesmiddelen) zo veel mogelijk te verwijderen moest uiteindelijk bij lozen van het he effluent van de SOURCE procestrein niet leiden tot een zo laag mogelijke belasting van een RWZI. Voor het bepalen van de opzet van de SOURCE procestrein is voor de verschillende processtappen vooronderzoek verricht. Dit vooronderzoek heeft geleid (zie (zie ook oo Hoofdstuk 2) tot de uiteindelijke inrichting van de proefinstallatie die hieronder kort (maar in Hoofdstuk 0 veel uitgebreider) beschreven is (Figuur ( 1-3). Voor SOURCE werden de DMF en de humane urine apart ingezameld. Deze werden op de locatie gemengd. Aangezien het beschikbare volume humane urine niet heel hoog was, de urine later in het project beschikbaar kwam toen de installatie al op de de DMF draaide, en de samenstellingen van DMF en urine vergelijkbaar zijn (zie ook sectie 4.2)) is besloten om 3% urine bij te mengen (op volume basis) bij de DMF. De terugwinning van fosfaat uit de DMF-urine DMF matrix ix vond plaats middels struvietvorming. Dit proces wordt in meer detail besproken in sectie 3.2.3.. De gebruikte technologie was bewezen technologie op rejectiewater en water uit de agro-industrie industrie maar nog nooit toegepast op mestfracties. Van terugwinning van de stikstof (bijvoorbeeld als ammoniumsulfaat) is afgezien omdat er te veel onzekerheden waren met betrekking tot de rentabiliteit van terugwinning van stikstof zowel qua energie-input energie input als afzet van de gevormde gevorm meststof. Daarom is een DEMON reactor in het SOURCE concept ingepast om de stikstof uit de matrix te verwijderen. In het DEMON proces wordt stikstof met een de-ammonificatie de reactie, waarbij ammonium en nitriet onder zuurstofloze condities worden omgezet omgeze naar 5
stikstof (Anammox reactie), verwijderd uit de matrix. Dit is een microbiologisch proces waarbij geen extra koolstofbron hoeft te worden gedoseerd. Ammonium is aanwezig in de DMF-urine urine matrix. Het nitriet wordt door nitrificerende bacteriën onder aerobe aer condities in een aparte stap gevormd via gedeeltelijke nitrificatie (zogenaamde nitritatie) van ammonium naar nitriet. Deze stap behoeft ook geen dosering van een externe koolstofbron. De DEMON is een bewezen technologie op rejectiewater maar was tot het het SOURCE project nooit op mestfracties ingezet. dik scheiding van de mest komt de meeste organische stof in de dikke fractie Bij de dun-dik terecht. Toch heeft de DMF een aanzienlijke CZV (evenals urine overigens). De eerste gedachte was om die CZV om te zetten zetten naar bruikbaar methaan door anaerobe vergisting van de DMF. Echter bij aanvang van het SOURCE project bleek de vergisting van deze stroom niet een-twee-drie drie tot een acceptabele hoeveelheid biogas te leiden. Men was van mening dat de CZV in de DMF-urine DMF matrix wel verwijderd moest worden om de vorming en de kwaliteit van het struviet en de N-verwijdering N verwijdering in de DEMON niet onnodig te verstoren. Om de CZV toch te verwijderen is voor de struvietreactor een beluchtingsreactor ingepland. In die reactor werd een gedeelte van de CZV en BZV verwijderd. De uiteindelijke proefinstallatie (Figuur ( 1-4)) had geen na (de DEMON) geschakelde verwijdering van medicijnen omdat direct na opstart van de SOURCE installatie al bleek dat het effluent van de pilot te veel humuszuren en andere organische verbindingen bevatte om ozon en actieve kool als zodanig toe te kunnen passen. In eerste instantie heeft men zich binnen het SOURCE project dus gericht op optimalisatie van de afzonderlijke processtappen. Er zijn met het effluent van de DEMON wel ozonisatie-experimenten ozonisatie uitgevoerd om een eerste indruk te krijgen van de behandelbaarheid van het SOURCE effluent. Ook is er op twee tijdstippen in het project een analyse gedaan aan de antibiotica activiteit van de DMF-urine urine matrix en de effluenten van verschillende processtappen en het gevormde struviet om een indruk te krijgen het effect dat de SOURCE procestrein had op de antibioticumactiviteit.
Figuur 1-3
Opzet van de SOURCE procestrein
1.6 Leeswijzer In de rapportage zal allereerst worden toegelicht hoe men tot de opzet van de SOURCE procestrein is gekomen. Dit gebeurt aan de hand van het vooronderzoek dat eerst is uitgevoerd (Hoofdstuk 2). ). Hoofdstuk 0 beschrijft de opzet van de SOURCE proefinstallatie op de RWZI “Land van n Cuijck” in Haps. De resultaten die zijn verkregen tijdens de gehele proefperiode zijn beschreven in Hoofdstuk 4.. Met deze resultaten is een studie gemaakt van 6
de financiële en technologische haalbaarheid van het SOURCE concept en eventueel alternatieve concepten (Hoofdstuk 0). ). Het SOURCE project als geheel en de behaalde resultaten worden in Hoofdstuk oofdstuk 6 bediscussieerd en in perspectief geplaatst. geplaats
Figuur 1-4
De SOURCE installatie zoals deze stond opgesteld op RWZI “Land van Cuijck”.
7
8
2.
2.1
Vooronderzoek
Inleiding
Voorafgaand aan het pilot onderzoek zijn er verschillende laboratoriumtesten gedaan om de karakteristieken van de dunne mest fractie (DMF) te bepalen. Ook is tijdens dit vooronderzoek onderzocht wat de meest logische processtappen zijn om de orthofosfaat ortho terug te kunnen winnen als struviet en de stikstof in voldoende mate te verwijderen. Vooraf werd verondersteld dat allereerst een aanzienlijk deel van de organische koolstof zou moeten worden verwijderd uit de matrix om struvietvorming mogelijk te maken. Daartoe zijn twee varianten getest, namelijk anaerobe en aerobe behandeling. Ook zijn er testen uitgevoerd waarbij werd onderzocht of struvietvorming in de DMF-urine DMF urine matrix mogelijk was. Het DEMON proces is gekozen voor de verwijdering van stikstof. Het DEMON proces is gebaseerd op de biologische verwijdering van stikstofverbindingen via de zogenaamde anammox-route. Dit proces kenmerkt zich ten opzichte van klassieke systemen door een aanzienlijk lager energieverbruik, geen gebruik van externe koolstof, koolst hogere omzettingssnelheden en een veel lagere slibproductie. Dit proces is ook vooraf getest met de DMF-urine matrix. Tijdens al deze testen is onder meer bepaald hoe effectief de nutriënten uit de matrix kunnen worden verwijderd dan wel worden teruggewonnen. terugge Het vooronderzoek is gefaseerd uitgevoerd door Grontmij, GWL Boxtel en EPAS (B). De resultaten van deze testen zijn in dit hoofdstuk kort beschreven. Op grond van het vooronderzoek zijn aannames gedefinieerd voor de opzet van de pilotinstallatie (Hoofdstuk ( 2.7)
2.2
Karakteristiek (deel)stromen
2.2.1 Dunne mest fractie Ter voorbereiding op de definitieve vaststelling van het SOURCE concept en het ontwerp van de pilotinstallatie is een monsternamemonstername en analyseprogramma van de dunne dun mestfractie (DMF) uitgevoerd. In overleg met de partners in het project zijn twee potentiële leveranciers van DMF geselecteerd: de 2 loonbedrijven Reniers en Houbraken. In de periode november 2009 – februari 2010 zijn bij deze twee loonbedrijven, waar mestscheiding estscheiding plaatsvindt, vier monsters van het DMF genomen en geanalyseerd. Verder zijn er ook analyses uitgevoerd als onderdeel van het vooronderzoek door de firma EPAS. De verkregen data zijn weergegeven in Tabel 2-1en en Tabel 2-2. Op basis van deze resultaten is geconcludeerd dat de door de twee loonbedrijven geleverde DMF monsters vergelijkbaar waren in samenstelling. Het belangrijkste deel van de organische verontreiniging en nutriënten is aanwezig in opgeloste vorm. Op basis van de gemeten BZV5 waarden bleek dat de biologische logische afbreekbaarheid van de dunne mest fracties beperkt is. Het BZV5 van het monster van Reniers was aanmerkelijk hoger dan van Houbraken. Hetzelfde geldt voor de vluchtige vetzuren (VVZ). De hogere BZV van de Reniers-DMF DMF lijkt ook gerelateerd te zijn aan de aanwezigheid van VVZ. Dat was ook de enige parameter (vluchtige vetzuren) waarvoor wel een significant verschil gemeten is tussen beide monsters. Het aandeel stikstof in de DMF bestaat be grotendeels (ongeveer 75%) uit ammoniakale stikstof. Ammonium staat in evenwicht met ammoniak als functie van de pH. Concentraties oncentraties rond 50-80 50 mg/l vrije ammoniak kunnen de methanogenese bij anaerobe afbraak al sterk vertragen4. 4
Echter uit onderzoek door anderen is gebleken dat adaptatie adaptatie van methanogene bacteriën aan hoge ammoniumconcentraties tot op zekere hoogte mogelijk is, bijvoorbeeld tijdens mestvergisting.
9
Fosfaat is grotendeelss aanwezig in opgeloste vorm. Dit is belangrijk aangezien bij struvietprecipitatie enkel opgelost fosfaat omgezet kan worden. Beide monsters bevatten maar een beperkte hoeveelheid magnesium. Dit betekent dat extra magnesium toegediend zal moeten worden voorr struviet precipitatie. Het afvalwater bevat wel een bepaalde hoeveelheid calcium, mogelijke vorming van calciumfosfaat kan dus niet uitgesloten worden. De monsters worden gekenmerkt door een hoog zoutgehalte, en de geleidbaarheid is in orde van grootte 30 0 mS/cm. Dit is een belangrijke parameter aangezien biologische processen geremd kunnen worden door hoge zoutconcentraties. Door constant met hoge, stabiele zoutgehalten te werken, kan echter ook adaptatie optreden. Sulfaat is niet toxisch voor aerobe of anaerobe anaerobe biologische processen maar sulfide is dit wel. Bij een H2S concentratie hoger dan 150 mg/l mg in de vloeistoffase, kan de methanogenese ingeval van anaerobe processen geremd worden. Op basis van de verhouding CZV/SO4 in het afvalwater, kan de hoeveelheid hoeveelh H2S in de vloeistoffase geschat worden in de orde van grootte van 20 mg/l.. Bij deze concentratie wordt geen inhibitie van het anaeroob proces verwacht. 2.2.2 Humane Urine De tweede deelstroom binnen het SOURCE concept is humane urine. Op het moment dat de karakterisatieproeven arakterisatieproeven werden uitgevoerd was er nog geen partij beschikbaar die urine kon leveren. Om deze reden is er voor de opzet en doorrekening van de SOURCE procestrein gebruik gemaakt van data die verkregen zijn tijdens eerder onderzoek van onder andere Grontmij en KWR. De urinesamenstelling kan sterk uiteen lopen per locatie waar urine wordt opgevangen en opgeslagen. Op basis van de samenstelling van onverdund urine, die in de literatuur zijn gevonden, kan worden bepaald in hoeverre het separaat opgevangen opgevangen urine verschilt in concentratie per locatie. In Tabel 2-3 staan de concentraties vermeld die gemeten zijn in puur (verse) humane urine, opgeslagen gehydrolyseerde urine, urine urine uit de opslagtank van KWR en de SOURCE urine. Tabel 2-1
Karakteristieken DMF loonbedrijf Reniers
Component
Eenheid
pH Geleidbaarheid SO4 SO4-S Zwevende Stof CZV tot CZV sol BZV5 N tot N Kj NH4-N NO2-N NO3-N P tot PO4-P VVZ + K 2+ Cu
mS/cm mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l
Meting 1 EPAS (12-10 10-09) 7,99 ,99 30,4 259 86,3 11145 7709 30 3000 3480 2420 0 0 130 117 1534
Meting 2 GWL (20-11-09) 8,0 30,6
Meting 3 GWL (15-12-09) 7,9 29,4
Meting 4 GWL (13-01-10) 7,9 29,4
Meting 5 GWL (10 (10-02-10) 7,7 29,2
Gemiddelde
77 14900
130 14900
7180
7180
67 14300 12900 6740
76 17900 16100 9210
88 14600 12200 6370
3800 2900 0 0 130 98
3300 3100 0.39 0,18 91 33
3400 3100 0 0,71 110 80
3300 2900 0,71 0 110 94
3450 2880 0,22 0,18 114 84
2900 0,70
3000 0,57
2400 0,57
2770 0,61
10
7,9 29,8
Tabel 2-2
Karakteristieken DMF loonbedrijf Houbraken
Component
Eenheid
pH Geleidbaarheid SO4 SO4-S Zwevende Stof CZV tot CZV sol BZV5 N tot N Kj NH4-N NO2-N NO3-N P tot PO4-P VVZ + K 2+ Cu
mS/cm mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l
Tabel 2-3 Component
8943 5596 1438 3145 2668 0 0 149 114 204
Meting 2 GWL (20-11-09) 8,1 31,8
Meting 3 GWL (15-12-09) 8,1 31,4
Meting 4 GWL (13-01-10) 8,0 29,9
Meting 5 GWL (10 (10-02-10) 8,0 28,3
Gemiddelde
42 11120
45 9650 2760
12000 9790 4450
42 11600 10100 4440
43 11090 9950 3790
3520 3900 3300 0 0 120 87
3600 3300 0,29 0,45 110 80
3400 3200 0,57 0 140 110
3400 3100 0,89 0 110 95
3580 3230 0,44 0,11 120 93
3100 0,32
3100 0,32
3100 0,36
2300 0,36
2830 0,35
8,1 30,4
Karakteristieken humane urine Eenheid
pH CZV mg/l N tot mg/l NH3 + NH4mg/l N Nox mg/l Ureum-N mg/l P tot mg/l PO4-P mg/l + K mg/l + Na mg/l Cl mg/l 2+ Ca mg/l 2+ Mg mg/l Tot mg/l inorganic carbon (TIC) SO4-S mg/l Geschatte verdunning a Maurer et al., 2006 b Udert et al., 2003 c Analyse Grontmij, 2007
2.3
Meting 1 EPAS (12-10 10- 09) 7.98 32.1 235 78.3
a
b
Verse urine
Verse Urine
6,2
7,2 8150
Opgeslagen gehydrolyseerde b urine 9,0 1650
254
1720
800 – 2000
5810 367
73 76
2737 3450 4970 233 119
2170 2670 3830 129 77
770 837 1400 28 1 966
1315 1
264
103 0,35
8830 463
Urineopslag c KWR
Urine SOURCE
9,2 3250 2250 500
0
120 700 1900 <1
0,3
Anaerobe afbreekbaarheidstesten
Als onderdeel van het vooronderzoek zijn anaerobe afbreekbaarheidstesten afbreekbaarheid testen door EPAS (B) uitgevoerd. De volledige rapportage is weergegeven in Bijlage 1. 11
De anaerobe afbreekbaarheid is onderzocht met (geadapteerd) anaeroob slib (Figuur ( 2-1). Uit de resultaten van de eerste voeding blijkt dat de anaerobe anaerobe afbraak van componenten uit de DMF slechts langzaam op gang komt in vergelijking met de ongeremde slibblanco. Uit de glucosedosering op dag 3 blijkt dat de DMF niet toxisch is voor de methanogene bacteriën. Uit de resultaten heeft EPAS berekend dat de anaeroob anaeroob afbreekbare CZV van de Reniers mest 42% en van Houbraken 25% bedraagt van de CZVtotaal van de mest. Het verschil is te verklaren door de hogere concentratie aan vluchtige vetzuren in het monster van Reniers. Een tweede voeding DMF leidde niet tot een een snellere biogasvorming terwijl dit voor de positieve (met zetmeel gevoede) gevoede blanco wel het geval was. Op basis van de verkregen resultaten concludeerde EPAS dat de biogasproductie uit anaerobe behandeling laag is. Het bleek dat de gasproductie pas significant signif werd na toevoegen van een cosubstraat. cosubstraat De invloed van de hoge ammoniumconcentratie in de monsters kon niet bepaald worden vanwege de korte duur van de testen.
Figuur 2-1
2.4
Biogasproductie van de verschillende verschillende monsters na de eerste voeding (+ controle is positieve blanco gevoed met zetmeel; zetmeel; negatieve blanco was slib in water). Op dag 3 is aan de testen met Reniers en Houbraken DMF glucose toegevoegd om de activiteit van het slib met gemakkelijk afbreekbaar ar materiaal te bepalen in aanwezigheid van DMF.
Aerobe afbreekbaarheid
Gezien de trage anaerobe afbraak werd er door EPAS (XX) in tweede instantie nagegaan of de aanwezige organische verontreinigingen verontreiniging (deels) verwijderd kunnen worden door aerobe afbraak. k. Tijdens de experimenten is er rekening gehouden met het feit dat het systeem een hoge belasting nodig heeft. Door te werken met een korte verblijftijd wordt de organische verontreiniging wel afgebroken maar kunnen nitrificeerders zich niet handhaven. Hierdoor Hi wordt ongewenste ammonium oxidatie voorkomen. De test is uitgevoerd met het monster van loonbedrijf Reniers aangezien dit monster de hoogste concentratie BZV bevatte. Een overzicht van de resultaten is weergegeven in Tabel 2-4.
12
Tabel 2-4
e
1 voeding e 2 voeding
Overzicht CZV analyseresultaten aerobe afbreekbaarheid CZV start (mg/l) 1580 1610
CZV na 1d (mg/l) 10 1050
CZV na 3d (mg/l) 789 951
Efficiëntie na 1 dag [%] 33,5
Efficiëntie na 3 dagen[%] 50,0 40,9
De resultaten bij de eerste voeding tonen aan dat na 1 dag al 33,5 % van de opgeloste CZV verwijderd werd. Na 3 dagen werd opnieuw de CZV gemeten waaruit vastgesteld werd dat nog een verdere afname van opgeloste opgeloste CZV plaatsvond tot 50,0%. Op basis van de uitgevoerde batchtest blijkt dat 40-50 40 50 % van de opgeloste organische verontreiniging aeroob afgebroken kan worden binnen drie dagen.
2.5
Struvietprecipitatie testen
Er zijn (door EPAS, zie Bijlage 1) 1) met onbehandelde DMF testen uitgevoerd om te bepalen om de orthofosfaat aanwezig in de DMF kan worden neergeslagen als struviet. De struvietprecipitatie werd bepaald door de concentratie aan opgelost fosfaat te bepalen en vervolgens een overmaat aat MgCl2 toe te voegen. De molaire overmaat Mg ten opzichte van PO4-P bedroeg 30%. Na drie uur werd de concentratie opgeloste fosfaat opnieuw gemeten. Deze proef werd uitgevoerd bij pH 8,3 en pH 9,0. De resultaten zijn weergegeven in Tabel 2-5. Het hoogste rendement werd behaald met “Reniers”-DMF. “Reniers” Mogelijk bevat het monster van Houbraken meer carbonaat wat negatief kan interfereren bij de vorming van struviet. Tabel 2-5
Resultaten van n de fosfaatafname bij dosering van Mg bij verschillende pH 8,3 en 9,0
Monster
pH
Reniers Houbraken Reniers Houbraken
8,3 8,3 9,0 9,0
2.6
PO4-P voor dosering (mg/l) 117 114 117 114
PO4-P na dosering (mg/l) 28,5 40,3 20,7 34,6
Rendement [%] 75,6 64,6 82,3 69,6
De-ammonificatietesten ammonificatietesten
Tijdens het vooronderzoek is door Grontmij op laboratoriumschaal onderzoek uitgevoerd naar de ontwikkeling van de nitrificatie activiteit en de de-ammonificatie ammonificatie activiteit bij een oplopend gehalte DMF. Door een geleidelijke batchgewijs batchgewijs toegepaste toevoeging van DMF aan de-ammonificerend slib (afkomstig van een full scale DEMON installatie) installatie wordt de zoutconcentratie in de reactor geleidelijk verhoogd. Het doel van deze proef is verder om het DEMON slib in de tijd te laten adapteren adapteren aan een steeds hogere zoutconcentratie en het verloop van de afzonderlijke activiteiten hierbij te volgen. Voor het bedrijven van de DEMON binnen de SOURCE procestrein is aangenomen dat het mogelijk is om de microbiële populatie in een DEMON geleidelijk geleideli te laten adapteren aan hogere zoutconcentraties. Uit onderzoekgegevens van anderen is gebleken dat dit mogelijk is voor zowel nitrificerende als Anammox-bacterien bacterien (Breisha and Winter, 2010). 2.6.1 Nitrificatie testen Allereerst zijn er proeven uitgevoerd om de invloed van DMF op de nitrificatie activiteit te bepalen. Nitrificatie is het proces waarbij ammonium via nitriet wordt geoxideerd tot nitraat. Voor deze omzetting zijn nitrificerende bacteriën verantwoordelijk. Nitrificerende bacteriën kunnen worden onderscheiden derscheiden in twee klassen. De ammonium oxiderende bacteriën (AOBs) die ammonium omzetten naar nitriet en nitriet oxiderende bacteriën (NOBs) die nitriet omzetten naar nitraat. De nitrificatie activiteit wordt gemeten door de reactor enige tijd te 13
beluchten. en. De afname van het gehalte ammonium in combinatie met een toename van het nitriet- (en nitraat) gehalte in de tijd kan AOB en de NOB activiteit bepaald worden. Voor het DEMON proces is nitriet oxidatie ongewenst omdat de-ammonificerende ammonificerende bacteriën en NOBs Bs competeren voor nitriet. Uit de literatuur is bekend dat NOB’s gevoeliger zijn voor hogere vrije ammoniak concentraties dan AOBs Om deze reden wordt de ammoniumconcentratie steeds verder verhoogd om te bepalen wat voor effect dit heeft op de AOB en de NOB OB activiteit. Een weergave van de opstelling is weergegeven in Figuur 2-2.. De volledige beschrijving van de laboratoriumtesten is te vinden in Bijlage 2. Uit de resultaten en van de nitrificatietesten (Figuur 2-3)) kan worden afgeleid dat NOBs sterk geremd worden bij ammoniumconcentraties boven de 150 mg/l. mg . Een licht herstel bij hogere ammoniumconcentraties wordt wel waargenomen maar bij deze metingen is de zoutconcentratie lager. Aangezien de matrix steeds zouter wordt in de tijd wordt verwacht dat er (vrijwel) geen NOB activiteit zal plaatsvinden bij hoge ammoniumconcentraties. Dit is gunstig voor het DEMON proces. 2.6.2 De-ammonificatie testen Voor het vaststellen van de de-ammonificatie activiteitstesten is een nultest uitgevoerd zonder DMF en daarna zijn er testen uitgevoerd waarbij 5 en 10% DMF aan het slib werden toegevoegd. De resultaten staan weergegeven in Tabel 2-6. Bij een DMF aandeel van 5% was de activiteit ongeveer een factor 2 lager in vergelijking met de nultest. Bij een DMF percentage van 10% was de activiteit zelfs een factor 10 lager. Net als bij de nitrificatietesten stijgen de ammonium- en zoutconcentratie zoutconcentratie te snel door dit relatief lage aandeel DMF.
Figuur 2-2
Laboratoriumopstelling nitrificatie en de-ammonificatietesten
14
Figuur 2-3
AOB en NOB activiteit tiviteit als functie van ammoniumconcentratie en geleidbaarheid geleidbaarheid (waarden tussen haakjes)
Tabel 2-6De-ammonificatie ammonificatie activiteitstesten zonder DMF (nultest) en na toevoeging van DMF (5 en 10%). De slibconcentratie tie in de testen was in alle gevallen 6,4 g TSS/l). DMF 0%
De-ammonificatie ammonificatie activiteit (mg NH4N/l/h) 14,0
De-ammonificatie ammonificatie activiteit (mg NH4N/g TSS/h) 2,19
0%
15,7
2,45
5%
6,92
1,08
10%
3,90
0,61
2.6.3 Continue testen in de ‘Baby DEMON’ de april ‘10 tot juli ’10 zijn activiteitstesten uitgevoerd in een laboratorium Gedurende de periode chemostaat opstelling van 5 liter. De reactor is gevuld met DEMON slib afkomstig van een full scale DEMON installatie.. De DEMON cyclus is ingesteld op 1200 seconden (3 cycli per pe uur). Gedurende een cyclus wordt de reactor 200 seconden belucht en 1000 seconden niet belucht. De pH bandbreedte wordt ingesteld op 6,9 als ondergrens en 7,7 als bovengrens, het DO setpoint was 0,3 mg/l.. Na de nulmeting is geleidelijk onbehandelde DMF toegevoegd. Per cyclus wordt de influentpomp één seconde (1,08 ml) m aangezet om het slib geleidelijk te adapteren aan de toenemende zoutconcentraties m. De geleidbaarheid liep op van 5 aan het begin tot 20 mS/cm aan het einde van de proef. De hoge geleidbaarheid geleidbaarheid is te verklaren door het feit dat vanwege de lage dosering van DMF en verdamping als als gevolg van de regelmatige beluchting van de reactor inhoud flinke verdamping is opgetreden. Hierdoor dienen de resultaten van deze test wat betreft zoutlast als worst-case wor case beschouwd te worden. Aangezien de activiteit hoger bleek te zijn dan de inkomende ammoniumvracht vanuit het DMF werd extra NH4Cl (in droge vorm) aan de reactor toegevoegd tot de NH4-N concentratie ongeveer gelijk was aan 250 mg/l. Het aanwezige ammonium onium in de reactor is omgezet tot een eindconcentratie concentratie van 100 mg/l. mg . De lineaire afname van NH4-N in de reactor staat gelijk aan de totale activiteit in het systeem uitgedrukt in mg NH4-N/l/ N/l/h. In Figuur 2-4 is 15
de totale activiteit uitgezet tegen het volume DMF dat is toegediend. Uit de resultaten valt te concluderen dat de activiteit in het systeem direct verminderd is na toediening van DMF en tot circa 25% van de oorspronkelijke activiteit afneemt vanaf een 1:1 mengverhouding. mengverhouding.
Figuur 2-4
2.7
DEMON activiteit als functie van de hoeveelheid toegediende DMF. DMF. Initieel volume was 5000 ml. Er vond geen slibverversing of effluentaflaat plaats.
Aannames voor het pilotontwerp. pilotontwerp
Aan de hand van de resultaten van het vooronderzoek, kengetallen en inschattingen is een massabalansmodel over de SOURCE pilot installatie opgesteld. Voor de opzet van de massabalans zijn de volgende aannames gemaakt voor het ontwerp van de pilotinstallatie: pilotinstall Algemeen • De totale capaciteit van de pilot installatie bedraagt 6,00 m3 per dag. • Het influent bestaat voor 97% uit DMF en voor 3% uit humane urine • Voor de samenstelling van de DMF en de humane urine is gebruikt van de (gemiddelde) data uit tabel 2.1, 2.2. en 2.3. • In het model is geen rekening gehouden met kinetiek en chemische evenwichten. Het is puur gebaseerd op veronderstelde verwijderingsrendementen (opgenomen als splitfactoren.in de modellering) Beluchte Tank • Het totale CZV verwijderingsrendement verwijderingsrendement in de beluchte tank bedraagt 33,5% uitgaande van een verblijftijd van 1 dag op basis van Tabel 2-4 • NH4-N N verwijdering naar het slib bedraagt 8% • PO4-P P verwijdering naar het slib bedraagt 1,5 % • Invang van zwevende e stof bedraagt 60% • Het slib uit de nabezinker heeft een droge stof gehalte van 8%
16
Struvietreactor • Het fosfaatverwijderingsrendement in de struvietreactor bedraagt 70% op basis van Tabel 2-5 gesloten in het kristal • Er wordt geen CZV ingesloten • Ingevangen zwevende stof bedraagt 30% DEMON • De effluentwaarde bedraagt 100 mg NH4-N/l • Er wordt aangenomen dat het proces geheel autotroof functioneert en dat er geen CZV verwijderd wordt. • NH4-N N verwijdering naar het slib bedraagt 8% 8 • PO4-P P verwijdering naar het slib bedraagt 1,5% • Invang van zwevende stof bedraagt 60% • Slib dat wordt gespuid heeft een droge stof concentratie van 8% Op basis van het model zijn slibproductie, struvietproductie en de zuurstofvraag van beide biologische systemen berekend. berekend In Figuur 2-5 en Figuur 2-6 zijn de resultaten van de modelberekeningen weergegeven. De resultaten van deze balansberekeningen zijn gebruikt bij het ontwerp en de dimensionering van onderdelen van v de pilotinstallatie.
17
Figuur 2-5
Procesmodel
18
Figuur 2-6
Resultaten van modelberekeningen
19
20
3.
3.1
Procesbeschrijving van de SOURCE pilotinstallatie
Locatie e en proefopstelling
De pilotinstallatie is gedurende een periode van 1 jaar bedreven op RWZI Land van Cuijk te Haps (NB). De pilotinstallatie was opgesteld op een verharde ondergrond in een speciaal voor dit doel opgesteld Romneyloods (Figuur ( 3-1). ). In hoofdlijnen bestond de pilotinstallatie uit 3 in serie geschakelde procesonderdelen. Uit praktisch en operationeel oogpunt zijn de procesonderdelen aangevuld met diverse opslag-, opslag meng- en buffertanks. In Figuur 3-2 is het blokschema van de pilotinstallatie weergegeven en in Tabel 3-1 zijn doel en karakteristieken van de verschillende tanks beschreven. De 3 procesonderdelen zijn in Figuur 3-2 specifiek gemarkeerd: 1. Aerobe tank met slibafscheiding: aeroob biologische behandeling zonder slibretentie (chemostaat principe). Hoofddoel van deze stap bestond uit de stabilisatie van het water door middel van biologische oxidatie van vooral organische opgeloste en gesuspendeerde verbindingen. 2. Struvietreactor volgens de NuReSys technologie: in deze korrelreactor werd door toediening van MgCl2 gecontroleerde struvietkristallisatie bereikt en werden struvietkorrels rrels geproduceerd. 3. DEMON reactor: verwijderen erwijderen van stikstofverbindingen door middel van dede ammonificatie (N verwijdering door middel van nitritatie en toepassing van de anammox-route). Hierna zullen de afzonderlijke processtappen in meer detail worden besproken. besproken.
Figuur 3-1
Loods SOURCE pilotinstallatie op RWZI Land van Cuijk
21
3.2
Algemene Procesbeschrijving
3.2.1 Opslag De Dunne Mest Fractie (DMF DMF) en humane urine werden elk per as aangevoerd en gescheiden opgeslagen en in twee buffertanks (T-01 (T en T-02). Op de RWZI was al een oude 3 methanoltank (55 m ) aanwezig en deze is tijdens de proefperiode gebruikt voor de opslag van DMF. De humane urine werd opgeslagen in een kunststof opslagtank van 4 m3. Beide (water)stromen werden erden vervolgens gemengd in de, in de loods opgestelde, mengtank (T(T 03). De mengverhouding over de gehele proefperiode bedroeg 97% DMF en 3% humane urine. De inhoud van de mengtank werd vervolgens naar het eerste procesonderdeel, de beluchtingstank gepompt. 3.2.2 Aerobe tank, nageschakelde bezinker en buffertank De aerobe tank (T-04) 04) is bedreven als chemostaat, dus zonder slibretentie. Het beluchte water met slib liep over in een klassiek statische bezinker (T-05) (T 05) waar het gevormde actiefslib werd afgescheiden van de waterfase. De oppervlaktebelasting varieerde in de praktijk tussen 0,1 m/h en 0,2 m/h. Het effluent uit de bezinker liep over naar de buffertank (T-06) 06) en het slib werd periodiek weggepompt. In de buffertank (T-06) (T 06) werd het water tijdelijk gebufferd voordat het verpompt werd naar de struvietreactor.
Anti schuim Urine
HCl
Buffertank
NaOH
(T-01) Mengtank (T-03) DMF
Aerobe tank (T-04)
(T-05)
Buffertank (T-06)
Buffertank (T-02) Lucht
MgCl2 Struvietreactor (T-07)
Slib
NaOH
Buffertank
DEMON
(T-08)
(T-09)
Struviet
Figuur 3-2
Nabezinker
Buffertank (T-10)
Naar RWZI
Lucht
Blokschema van de pilotinstallatie (Doorgetrokken lijnen geven de waterstromen en de dosering van de toeslagstoffen weer, de onderbroken lijnen lijn de luchtstromen).
22
Tabel 3-1
Omschrijving, doel en eigenschappen van de verschillende procesonderdelen van de SOURCE pilotinstallatie
Code
Omschrijving
Doel
T-01 T-02 T-03
Buffertank Buffertank Mengtank
T-04
Aerobe tank
Opslag lag van humane urine Opslag van DMF Het mengen van humane urine en DMF Verwijdering van CZV/BZV en verhogen van de redoxpotentiaal
T-05
Nabezinker
T-06 T-07
Buffertank Struvietreactor
T-08
Buffermengtank
T-09
DEMON
Verwijdering van stikstof
T-10
Buffertank
Opslag voor eindbemonstering
Figuur 3-3
Voorzieningen
Het scheiden van actiefslib en water (A=0,7 m²) Opslag vóór de struvietreactor Kristallisatie van fosfaat in de vorm van va struvietkorrels Opslag voor de DEMON
DMF en Urine opslag
23
Ec en pH meting Zuurstofmeting Geregelde blower Antischuimdosering Zoutzuurdosering Salpeterzuurdosering Slibafvoerpomp (puls/pause) MgCl2 dosering pH meting Vanaf 20 april ‘11 is T-08 08 tevens gevoed met effluent van de RWZI Verwarming tot 30°C Zuurstofmeting en regeling pH meting NH4-N meting NOx-N meting Ec meting
Volume 3 (m ) 4 55 0,6 6
0,9 0,6 0,5 0,5 8
3
In de aerobe tank vond oxidatie van CZV/BZV en gereduceerde (zwavel)verbindingen (zwavel)verbindinge plaats. Verwijdering van CZV/BZV en zwevende stof en daarmee een verhoging van de redoxpotentiaal werd voorafgaand aan het project noodzakelijk geacht voor een goede prestatie van de navolgende processtappen in de installatie, omdat: • Hoge concentraties CZV/BZV ZV/BZV en zwevende stof kunnen leiden tot onzuivere struviet. • Hoge concentraties CZV/BZV, een lage redoxpotentiaal en de aanwezigheid van gereduceerde zwavelverbindingen een remmend effect kunnen hebben op de bacteriepopulatie in het DEMON proces. De oxische che verblijftijd in de aerobe tank(HRTox) werd bepaald door het influentdebiet en door de mate van beluchting (puls/pause regeling van de blower). De aerobe tank was afgesloten en er vond afzuiging plaats om geuroverlast te voorkomen.
Figuur 3-4
Mengtank (T-03), 03), Beluchte tank (T04) met nabezinker (T-05) (T 05) en buffertank (T-06) (T
3.2.3 Struvietreactor Het basisproces dat in de struvietreactor (T-07) (T (Figuur 3-5)) plaatsvindt is de kristallisatie kristallisat van MgNH4PO4·2H2O oftewel tewel struviet. Vooral anaeroob behandelde afvalwaterstromen komen in aanmerking voor de behandeling aangezien deze rijk zijn aan de minerale componenten ammonium en fosfaat. De kristallisatie verloopt spontaan via doseren van een magnesium gnesium zout en correct aansturen van de procesparameters volgens onderstaande vergelijking:
Mg2+ (aq) + NH4+ (aq) + HPO4− (aq) + 6H 2O → MgNH4 PO4 ⋅ 6H 2O( s) + H + (aq) Voordeel van de strikte ruimtelijke kristalstructuur van struviet is dat er een zuiver product gevormd kan worden dat vrij is van enige vorm vorm van verontreiniging (zowel anorganisch als organisch). Het geproduceerde struviet (% w/w: Mg 9.6 – N 5.7 – P 12.8) heeft hierdoor een hogere zuiverheid dan natuurlijke fosfaatertsen, fosfaatertsen, die vervuild kunnen zijn met cadmium en uranium. 24
De struvietvorming is in de DMF-urine DMF matrix gelimiteerd door het gebrek aan magnesium. Magnesium moet dan ook toegevoegd worden om de vorming van struviet te initiëren. De struvietvorming op zich is een snel proces; de aangroeisnelheid van de kristallijne massa wordt voornamelijk melijk bepaald via het massatransport van de betrokken chemische componenten door de laminaire grenslaag tot aan het oppervlak van het kristal. Daarom is het van belang dat er goed (maar niet te intens) gemengd wordt. Hier ligt een eerste contradictie in de e procesvoering: intense menging is gewenst vanwege de minimalisatie van de laminaire laag, maar anderzijds kan een te sterke menging zorgen voor het kapot slaan van de bestaande kristallen. Aangezien struviet een relatief zacht mineraal is (1,5 (1 tot 2 op hardheidschaal ardheidschaal Mohs) is bij overdreven menging de fragmentatie van eerder gevormde kristallen door het kapotslaan niet te verwaarlozen. Een andere manier om het transport door de laminaire laag te bevorderen is te zorgen voor een hogere drijvende kracht vanuit van de bulkoplossing oplossing grenzend aan deze laminaire laag. Dit kan door de concentraties in de bulkoplossing te verhogen. Verhogen van de bulkconcentraties verhoogt het risico op primaire nucleatie waarbij spontaan kristallen ontstaan in de waterfase.. Bij de struvietvorming s streeft men juist naar secundaire nucleatie waarbij de aangroei van nieuw struviet doorgaat/plaatsvindt op een bestaand kristaloppervlak in plaats dat er nieuwe kristallen ontstaan in de bulkoplossing. Daarom moet de kristalgroei gecontroleerd rd worden binnen het metastabiele gebied, wat in de praktijk juist gepaard gaat met lagere bulkconcentraties. Dit is de tweede contradictie. Praktisch gezien komt het er dus op neer om via de dosering van het Mg-species Mg species de juiste middenweg te vinden tussen een correct concentratieprofiel in de bulkoplossing en het zo vlot mogelijk laten verlopen van het transport door de laminaire laag. Aangezien het in dit geval praktisch niet mogelijk is om de pH op continue basis te corrigeren en het hoge ammonium gehalte gehalt nu eenmaal inherent verbonden is aan de matrix in kwestie moeten Mg-dosering Mg en reactorontwerp zorgen voor de correcte randvoorwaarden. Technologisch is de struvietreactor een relatief eenvoudig concept gebaseerd op een CSTR voorzien van een top-entry entry menger. menger. Door de specifieke ontwikkelde dynamische aansturing van de mengintensiteit en de -frequentie frequentie is het mogelijk om een zuiver korrelvormig eindproduct te maken. Het is een voordeel als het gevormde eindproduct zo zuiver mogelijk is om erkenning als meststof ststof mogelijk te maken. Daarnaast maakt de korrelvorm door de “free-flow” flow” eigenschappen verwerking en toepassing van het gewonnen struviet met een bestaand machinepark mogelijk. Het influent (overloop bezinker beluchte buffer) werd met een instelbaar debiet de in de struviet reactor gepompt. Het effluent ffluent van de reactor (Figuur ( 3-6)) loopt boven over in afvoerbuis die eveneens bepalend is voor waterhoogte in de reactor.
25
Figuur 3-5
Flow w schema struviet pilot
Figuur 3-6
Struvietreactor
3.2.4 DEMON reactor 07) werd het water gebufferd in een buffertank (T-08) (T voordat Vanuit de struvietreactor (T-07) het werd verpompt naar de DEMON reactor (T-09). (T Tijdens het voeden en behandelen van de waterstroom in de DEMON reactor vinden twee biologische omzettingsprocessen afwisselend plaats. In een DEMON reactor verloopt de overall verwijdering van stikstof via het de-ammonificatieproces de ammonificatieproces en de verwijdering wordt w uitgevoerd door een mengsel van nitrificerende en anammox micro-organismen. micro organismen. In de eerste stap in het proces zetten nitrificerende micro-organismen micro organismen ammoniumstikstof om naar nitriet. Om verdere oxidatie naar nitraat te voorkomen wordt de zuurstofspanning zuurstofspanning in de reactor laag gehouden en gestuurd op circa 0,3 mg/l. mg . Tijdens deze stap vinden omzettingen plaats volgens de volgende reactievergelijking, waarbij ook de vorming van nitrificerende biomassa wordt meegenomen:
NH 4+ + 1.39O2 + 1.98HCO3− → 0.084CH 1.8 N 0.2O0.5 + 2.92 H 2O + 1.90CO2 + 0.98NO2− (1) etten anammox bacteriën tijdens de onbeluchte (anoxische) periode, Vervolgens zetten ammonium, bicarbonaat en het gevormde nitriet om in stikstofgas, een klein deel nitraat en biomassa volgens:
NH4+ + 1.32NO2− + 0.066HCO3− + 0.13H + → 1.02N 2 + 0.26NO3− + 0.066CH1.8O0.5 N 0.15 + 2.03H 2O Het DEMON proces is een discontinu proces. proces De SOURCE DEMON MON (Figuur ( 3-7) werd bedreven in cycli van 8 uur (3 cycli per dag). Tijdens een cyclus werd de reactor in 6,5 uur continu gevoed met influent uit de voorgeschakelde buffertank (T-08). (T 08). Gedurende het 26
voeden vinden nitrificatie en de-ammonificatie beurtelings plaats,, door afwisseling van aerobe en anoxische perioden in de reactor waardoor gereduceerde stikstofverbindingen (voornamelijk ammonium-stikstof) stikstof) uit de matrix wordt verwijderd. Ammonium oxidatie tot nitriet veroorzaakt een lichte chte pH daling van de reactorinhoud terwijl de-ammonificatie de in combinatie met een continue toevoer van alkaliniteit als gevolg van de constante voeding, een lichte pH toename van de reactorinhoud veroorzaakt. De lengte van de aerobe en de anoxische periode e wordt gestuurd door het beluchtingsregiem (aan/uit) op basis van pH setpoints te bedrijven. Na 6,5 uur wordt de voeding en menging automatisch stopgezet en bezinkt het slib. Na een uur wordt het behandelde afvalwater aan de bovenzijde van de reactor afgelaten laten door het openen van een afsluiter en onder vrij verval loopt het water naar buffertank T-10. 10. De hoeveelheid afvalwater die wordt afgelaten is gelijk aan het volume dat tijdens het voeden/behandelen gedurende een cyclus is toegevoegd. Vervolgens wordt deze cyclus weer herhaald. Ammonium, NOx, pH en DO werden online gemeten in de reactor.
Figuur 3-7
DEMON reactor (midden)
3.2.5 Medicijnverwijdering erwijdering door middel van een In het oorspronkelijk SOURCE concept was een medicijnverwijdering ozonbehandeling gevolgd door een actieve-kool actieve kool adsorptie voorzien. In eerste instantie is deze behandeling niet toegevoegd aan de SOURCE procestrein onder andere omdat het op het moment van starten van het SOURCE project en ook ok in de periode daarna niet mogelijk was om specifieke medicijnen afzonderlijk in de gecompliceerde DMF matrix te meten. Omdat de mest afkomstig was van een loonwerker was de herkomst (zeugen, vleesvarkens, enzovoort) niet achterhaalbaar en de samenstelling samenstelling niet constant (ook wat betreft de medicijnen aangezien zeugen en vleesvarkens andere doses krijgen). Daardoor was het niet mogelijk om specifieke medicijnen in mest (en urine) afzonderlijk te meten. De bedrijfsvoering van de installatie in serie, zoals het SOURCE proces was opgezet, leidde bovendien pas op het eind van de proefperiode tot een representatief effluent. Op dat moment was er geen tijd meer beschikbaar om een ozon / actiefkool filtratie systeem voor een voldoende lange (meet)periode te kunnen opstellen. Daarom is besloten in de praktijkinstallatie geen ozon/actieve-kool ozon/actieve behandeling in de SOURCE pilot in te brengen. 27
Er is wel onderzoek gedaan naar het voorkomen van medicijnen en meer bijzonder gedefinieerde groepen antibiotica in de DMF matrix en urine en verwijdering van deze groep stoffen in de SOURCE pilot. De antibioticum-effect effect meting was ontwikkeld voor oppervlaktewater en is in dit project gebruikt voor de bepaling de antbioticumeffecten in de DMF-urine urine matrix voor en tijdens behandeling in de SOURCE procestrein. Hierbij werden dus geen afzonderlijke veterinaire en humane geneesmiddelen geanalyseerd, maar een groep farmaceutische middelen.
3.3
Fasering van de bedrijfsvoering
3.3.1 Inleiding installatie is in bedrijf genomen op 13 juli 2010 en heeft gedraaid tot 1 juli De SOURCE pilot-installatie 2011. Het opbouwen van de verschillende installatie-onderdelen vond plaats in de werkplaats van de aannemer Logisticon Water Treatment vanaf begin mei 2010. De daadwerkelijke plaatsing van de vloer, de procesonderdelen procesonderdelen en de hal begon medio juni 2010.. Vanwege de aanwezigheid van biologische zuiveringsstappen is de installatie gefaseerd in gebruik genomen tijdens de opstartfase. Verder is de procestrein in deze periode ingeregeld en zijn procesoptimalisaties doorgevoerd. doorgevoerd. Op 1 september 2010 is de werkelijke testfase van start gegaan. Gedurende de proefperiode werd in eerste instantie (tot en met half maart 2011) gebruik gemaakt van DMF van loonbedrijf Jan Reniers. Rond half maart waren de fosfaatgehalten van de mest erg rg laag en bij navraag navra bleek dat het loonbedrijf begin februari was gestart met het doseren van chemicaliën om fosfaat te verwijderen. Aangezien fosfaatterugwinning in de installatie één van de pijlers lers in het SOURCE concept is, is daarom medio maart besloten beslot om van DMF leverancier over te stappen naar loonbedrijf loon Houbraken tot het eind van de testfase. Na deze overstap nam de fosfaatconcentratie weer toe naar het oude niveau. Humane urine werd geleverd door de Hogeschool Windesheim Zwolle. Het bijmengen van humane urine is van start gegaan vanaf 7 december 2010. Het SOURCE proeftraject is opgedeeld in vier perioden. Deze vier perioden zijn gebaseerd op de kenmerken van de procesvoering in die desbetreffende periode en zijn daarmee voornamelijk bepaald op basis asis van de resultaten in die periode. periode. Hierin speelt voornamelijk het opnieuw enten van de DEMON een grote rol, wat een aantal keer noodzakelijk bleek te zijn, vanwege het wegvallen van de biologische activiteit. De opdeling in perioden van het gehele proeftraject ftraject is weergegeven in Tabel 3-2. Tabel 3-2 Periode Opstartfase 0 Testfase 1 2 3 4
Indeling perioden proeftraject Start datum
Eind datum
13 juli 2010
31 augustus 2010
1 september 2010 7 januari 2011 16 maart 2011 21 april 2011
6 januari 2011 15 maart 2011 20 april 2011 1 juli 2011
3.3.2 Opstartfase De opstartfase van de pilot installatie heeft gefaseerd plaatsgevonden tussen juli 2010 en september 2010. Deze gefaseerde opstart opstart was noodzakelijk om de biologische processen in de aerobe tank en de DEMON geleidelijk te laten adapteren aan de bijzondere mestmatrix. Om de tijd zo efficiënt mogelijk te besteden is er besloten om de aerobe tank en de DEMON direct op te starten en de struvietreactor truvietreactor pas later aan te sluiten in de verwerkingslijn. Deze aanpassingen zijn gemaakt door de buffertanks T-06 T en T-08 08 aan elkaar te koppelen. Het 28
voordeel van deze koppeling is dat de struvietreactor kon worden opgestart terwijl dit geen effect had d op de prestaties van de DEMON. Tijdens de opstart is alleen DMF gebruikt omdat de humane urine op dat moment nog niet voorradig was. Een schematisch procesblokdiagram van de SOURCE installatie tijdens de opstartfase is weergegeven in Figuur 3-8.
Figuur 3-8
Blokschema van de SOURCE installatie tijdens de opstartfase
Voor de opstart is de aerobe tank gevuld met 6 m3 actiefslib uit de aerobe tank van de RWZI Land van Cuijk. Om uitspoeling spoeling van het slib te voorkomen is gestart met hydraulische verblijftijd (HRT) van 10 dagen. De beluchting werd aangestuurd zodat de oxische verblijftijd (HRTox) in de aerobe tank ongeveer 5 dagen bedroeg. Gedurende de eerste weken na de opstart vond er hevige schuimvorming plaats tijdens beluchting. Deze schuimvorming kan het gevolg zijn geweest van de aanwezigheid van vetzuren en eiwitten in de matrix en afstervend slib als gevolg van adaptatie. In de eerste weken na de opstart is geprobeerd de pH te sturen turen op pH 7,5 door een 16% HCl oplossing te doseren. De dosering is echter om twee redenen vrij snel weer stopgezet: • De zuurconsumptie was zeer hoog, door de aanwezigheid van alkaliniteit in de matrix. Dit leidde tot praktische problemen qua benodigde hoeveelheid eveelheid en aan te houden werkvoorraden. • De zuurdosering resulteerde in het vrijkomen van koolzuurgas waardoor de schuimvorming in de aerobe tank nog verder toenam. Uiteindelijk was het ook vanuit economisch oogpunt beter om de zuurdosering te stoppen. De pH in de aerobe tank stabiliseerde zich daarna rond pH 8,5 – 8,7. Om schuimvorming in het verdere verloop van de proef tegen te gaan is een antischuimdosering op de aerobe tank aangebracht. In 4 weken is de HRTox teruggebracht van 5 dagen naar 1,8 dag door doo de capaciteit geleidelijk te verhogen naar 70 liter per uur en de beluchte tijd in de tank terug te brengen. Tijdens de opstartperiode is de struvietreactor gebypassed in afwachting van een stabiele bedrijfsvoering van de beluchte tank. Eind juli is de DEMON reactor opgestart. De DEMON reactor is gevuld met 3 m3 slib uit de DEMON installatie in Apeldoorn. Omdat dit slib afkomstig is uit een installatie die draait op een geheel andere matrix (rejectiewater) is besloten de DEMON eerst een adaptatieperiode te laten doorlopen en geleidelijk de voeding op te voeren. De DEMON is opgestart door de reactor batchgewijs te voeden met influent uit buffertank T-08 T 08 tot een concentratie van 250 mg NH4-N/l.. De aerobe en anoxische periode zijn respectievelijk handmatig ingesteld i op 10 minuten en 40 minuten. Bij een concentratie van 100 mg NH4-N/l werd de reactor opnieuw gevoed. Doordat de capaciteit in de DEMON lager lag dan de 70 l/h /h die op dat moment beschikbaar was stortte buffertank T-08 T over op de bedrijfsriolering van an de RWZI. In de loop van de opstart bleek dat de pH in de reactor steeds verder opliep (vanwege de eigenschappen van de matrix). Daarom is toen overgeschakeld op een ander 29
voedingsregime; zodra de pH hoger werd dan pH 8,0 werd de voeding stopgezet. De DEMON reactor werd weer gevoed zodra de pH lager was dan 7,6. 3.3.3 Periode 1 van de testfase Op 1 september is de testfase van start gegaan. De testfase kan worden opgedeeld in vier perioden die gekenmerkt worden door verschillende procesconfiguraties of instellingen. instell Periode 1 stond in het teken van het verder uitbouwen van de capaciteit en het handhaven van de activiteiten in de biologische procesonderdelen. In Tabel 3-3 is per procesonderdeel kort beschreven welke acties ies ondernomen zijn om dit te bereiken. Aan het einde van periode 1 is een evaluatie gemaakt welke omstandigheden de oorzaak zouden kunnen zijn voor het geleidelijk wegvallen van de anammox activiteit in de DEMON. Mogelijke oorzaken voor het wegvallen van de activiteit waren: • Zoutconcentratie/geleidbaarheid van DMF • Aanwezigheid van verbindingen met een humuszuurachtig karakter die een remmende invloed kunnen hebben op de anammox activiteit. • Aanwezigheid van gereduceerde zwavelverbindingen: risico van complexvorming comple van zwavelverbindingen met cofactoren in de enzymen van de anammox bacteriën • Aanwezigheid van BZV waardoor anammox in competitie moeten met denitrificerende bacteriën voor de nitriet. In laboratoriumexperimenten is geprobeerd om de oorzaak van het wegvallen van de DEMON activiteit te achterhalen dan wel te bevestigen (Hoofdstuk 4.5 en Bijlage 4). De resultaten en een evaluerende sessie met betrokkenen hebben mede geleid tot een nieuwe opstartstrategie voor de DEMON. Tabel 3-3
SOURCE procesvoering tijdens periode 1
Procesonderdeel Aerobe Tank
Struvietreactor
DEMON
Periode 1 • Verhogen capaciteit aerobe tank van 70 l/h naar 150 l/h. • Continue beluchting HRT HR = HRTox • HRTox verlaagd tot 1,6 dag • Zuurconsumptie wordt achterwege gelaten, (pH stabiel op 8,5-8,7) 8,5 8,7) • Influent 125 l/h • Geen pH correctie • Dosering Mg/P molair 1/1 met 10.7 % (w/w) MgCl2 • • • • • •
De voeding vindt niet langer pulsgewijs plaats plaats maar continu tijdens de voeden/behandelen fase hierdoor loopt de pH minder hoog op. DEMON wordt bedreven in cycli van 24 uur, met 22,5 uur voeden/behandelen en 1,5 uur bezinken/aflaten Aerobe periode wordt handmatig ingesteld op 10 minuten Anoxische periode peri wordt handmatig ingesteld op 40 minuten Begin december wordt de DEMON ingesteld op pH regeling. Capaciteit 40 liter per dag.
3.3.4 Periode 2 van de testfase In de nieuwe opstartstrategie is bepaald dat op basis van ervaringen met andere zoutbelaste biologische ische systemen de geleidbaarheid met maximaal 10% kon stijgen bij elke verhoging van de belasting. Hierdoor na am de zoutconcentratie in de matrix ten opzichte van de opstart in periode 1 sneller toe en kon n adaptatie aan stijgende zoutlast plaatsvinden. Doorr de lage redoxpotentialen in de verwerkingslijn kunnen sulfaatreducerende bacteriën sulfaten omzetten naar sulfides. Deze gereduceerde zwavelverbindingen hebben een ongunstige invloed op de anammox activiteit. De vorming van gereduceerde zwavelverbindingen n is aannemelijk door de lange verblijftijd tussen de beluchte tank en de DEMON. Om de verblijftijd tussen de beluchte tank en de DEMON te verkorten is er een bypass gemaakt van de nabezinker (T-05) (T 05) rechtstreeks naar de DEMON (T-09). (T 30
Om het BZV/CZV verwijderingsrendement deringsrendement toe te laten nemen is de pH in de aerobe tank wederom verlaagd naar pH 8,0. De zuurdosering start medio februari met 30% salpeterzuur in plaats van 16% zoutzuur. Voor de dosering is bewust voor salpeterzuur gekozen omdat dit zuur geconcentreerder is, waardoor er minder in voorraad hoeft te worden opgeslagen (vergunningsvoorschrift) en omdat het tegenion, nitraat, als elektronacceptor kan worden gebruikt voor denitrificatie. Als gevolg van oxidatie en gedeeltelijke denitrificatie zou de BZV/CZV CZV verwijdering hoger kunnen uitvallen. Daarnaast was de verwachting dat de aanwezigheid van nitraat in het systeem zou resulteren in hogere redoxpotentialen waardoor sulfaatreductie in de verwerkingslijn zou worden onderdrukt. Een bijkomende reden om zuur zuur te doseren in de aerobie was dat de lagere pH in het effluent zou resulteren in een lagere pH in de struvietreactor waardoor de struvietvorming iets langzamer zou verlopen. Door de oververzadiging in de struviet reactor en de hoge pH vond de struvietvorming ing erg snel plaats waardoor er veel fijne kristallen werden gevormd, die vervolgens niet verder aangroeiden. De lagere pH had tot doel de struvietvorming te vertragen en aangroei van kristallen te bevorderen zodat er minder uitspoeling van fijn niet afscheidbaar struviet zou plaatsvinden. plaatsvinden Een schematisch blokdiagram van de SOURCE installatie zoals die is bedreven vanaf periode 2, is weergegeven in Figuur 3-9. In Tabel 3-4 zijn de procesparameters weergegeven even waarin de pilot installatie is bedreven gedurende periode 2. De nieuwe opstartstrategie bleek goed te werken. Echter door onbekende oorzaak viel de biologische activiteit in de DEMON begin februari acuut weg. De oorzaak lag waarschijnlijk in de in sectie 3.3.1 besproken DMF levering met afwijkende samenstelling. Gelijktijdig met het wegvallen van de biologische activiteit bleek: 1. De fosfaatconcentratie in het influent van de installatie ook sterk afgenomen afgenom te zijn. 2. Het zuurstofgehalte in de aerobe tank acuut erg laag was. Na overstap naar de nieuwe mestleverancier nam de fosfaatconcentratie weer toe naar het oude niveau. Een verklaring voor de d lage zuurstofconcentratie is niet vastgesteld maar kan verklaard rklaard worden door óf een slechte zuurstofoverdracht óf een hoog zuurstofverbruik in verhouding tot de zuurstofinbrengcapaciteit van het systeem. systeem Half februari is vanwege een mogelijk remmend effect van het tot dan toe gebruikte antischuimmiddel besloten om over te stappen op een sterker (industrieel) antischuimmiddel dat erkend was als niet schadelijk. Antischuimdosering is als onderhoudsdosering toegepast om eventuele schuimvorming buiten werktijd niet te laten lijden tot overlopende procesreactoren. Van n het nieuwe antischuim is ten opzichte van de oorspronkelijke dosering maximaal slechts circa 10% gedoseerd. gedoseerd Ondanks de aanpassingen (nieuwe DMF) nam de biologische activiteit in de DEMON niet meer toe en werd er besloten om de DEMON opnieuw te enten. Er zijn laboratoriumtesten uitgevoerd om de hypothese van een “slechte batch” mest en de invloed hiervan op de DEMON activiteit te onderbouwen. Vooralsnog wordt aangenomen dat de afwijkende batch met mest de reden is geweest. De aanwezigheid van toxische en remmende stoffen in de matrix zou wel van invloed kunnen zijn geweest op de stabiliteit van de DEMON, waardoor één verkeerde batch direct fataal is geworden.
31
Figuur 3-9
Blokschema van de SOURCE installatie vanaf periode 2
Tabel 3-4
Veranderingen in de SOURCE procesvoering tijdens periode 2
Procesonderdeel Aerobe Tank
Struvietreactor
DEMON
Periode 2 • Capaciteit aerobe tank gehandhaafd op 150 l/h • Half februari is begonnen met dosering doserin van HNO3, om te bepalen of het CZV/BZV verwijderingsrendement hierdoor toeneemt en om de pH van het influent van de struviet en DEMON te verlagen. • Half februari is overgestapt naar een sterker industrieel antischuimmiddel dat bewezen geen effect heeft op de biologische activiteit in de DEMON. • Influent 125 l/h • Geen pH correctie • Dosering Mg/P molair 1/1 met 10.7 % (w/w) MgCl2 • • • • • • • •
Opstartfilosofie waarbij de geleidbaarheid met max 10% per vulbeurt toeneemt Aerobe periode wordt ingesteld op 10 minuten Anoxische periode wordt ingesteld op 40 minuten pH patroon wordt zichtbaar Eind januari wordt de DEMON in de pH cyclus gezet. De gehele cyclus bedraagt eerst nog wel 24 uur maar dit wordt begin februari teruggezet naar cycli van 8 uur. Capaciteit teit bedraagt maximaal 300 l/d Door onbekende oorzaak valt half februari zowel de AOB activiteit als de anammox activiteit in de DEMON vrijwel volledig weg.
3.3.5 Periode 3 van de testfase In periode 3 wordt de opstartstrategie van periode 2 herhaald. In periode peri 2 viel de biologische activiteit in de DEMON om niet volledig verklaarbare redenen weg. Mogelijk is er naast de hierboven genoemde oorzaken die gerelateerd zijn aan de aard van de DMF matrix ook sprake geweest van een ongelukkige samenloop van omstandigheden. omstandigheden. Aangezien het BZV/CZV verwijderingsrendement niet significant toe is genomen in periode 2, is de salpeterzuurdosering eind maart weer stopgezet. Enig effect op de struvietvorming als gevolg van de aangepaste pH is in deze periode niet vastgesteld. Wel is gebleken dat door procestechnische afwijkingen in menging en wijze van doseren van MgCl2 in de struvietreactor de vorming van struvietkorrels niet optimaal was. Een schematisch procesblokdiagram van periode 3 is weergegeven in Figuur 3-10. In Tabel 3-5 zijn de procesparameters weergegeven waarin de pilot installatie is bedreven gedurende periode 3.
32
Figuur 3-10
Blokschema van de SOURCE installatie in periode 3
Tabel 3-5
Veranderingen in de SOURCE procesvoering tijdens periode 3
Procesonderdeel Aerobe Tank
Periode 3
• De pH wordt niet langer gecorrigeerd op pH 8,0 door HNO3. De pH stijgt weer naar pH 8,5 – 8,7
• Capaciteit aerobe tank gehandhaafd op 150 l/h • HRTox bedraagt 1,6 dag Struvietreactor
• Influent 125 l/h • Geen pH correctie • Dosering Mg/P molair 1/1 met 10.7 % (w/w) MgCl2
DEMON
• • • • • •
Opstartfilosofie waarbij de geleidbaarheid met 10% per vulbeurt toeneemt toenee Aerobe periode wordt ingesteld op 10 minuten. Anoxische periode wordt ingesteld op 40 minuten. pH cyclus Capaciteit: 300 l/d De activiteit in de DEMON loopt af.
3.3.6 Periode 4 van de testfase In de voorgaande perioden is door deskstudy, maar ook in de pilot ot installatie en met specifiek laboratorium onderzoek getracht inzicht te verkrijgen in mogelijk remmende factoren. De aanwezigheid van humuszuren en fulvinezuren in combinatie met een hoge zoutvracht wordt aangemerkt als belangrijke belang mogelijk remmende factor. Uit gegevens van de perioden 2 en 3 is vastgesteld dat de opstartstrategie waarschijnlijk goed is maar dat de procesvoering op 100% DMF/humane urine slechts voor korte tijd succesvol is. Daarom is besloten om in periode 4 de matrix te verdunnen met effluent effluent van de RWZI. Met deze strategie zouden naar verwachting toxische en remmende effecten weggenomen worden. Tijdens de nieuwe opstart bestond het influent van de DEMON in eerste instantie uit 25% effluent afkomstig van de struvietreactor en 75% effluent effluen van de RWZI.. Deze verhouding is gaandeweg aangepast met een lager aandeel RWZI effluent. Praktisch is de verdunning bereikt door ten opzichte van de doorzet door de struvietreactor drie maal zoveel RWZI effluent toe te voegen aan buffertank T-08. T 08. Een deel de van dit mengsel werd gevoed aan de DEMON. Het overschot stortte stort over in de bedrijfsriolering van de RWZI. In deze configuratie is de voeding voor de struvietreactor niet verdund zodat de prestaties van de struvietreactor uiteindelijk kunnen worden beoordeeld beoor op de onverdunde DMF/urine matrix. In periode 4 wordt de SOURCE verwerkingslijn ook volledig in serie geplaatst zoals dit is voorzien in de oorspronkelijke opzet. Een schematisch procesblokdiagram van de SOURCE installatie in periode 4 is weergegeven in Figuur 3-11. Daarnaast staat in Tabel 3-6 per procesonderdeel beschreven welke acties zijn ondernomen. ondernomen 33
Figuur 3-11
Blokschema van de SOURCE installatie in periode 4
Tabel 3-6
Veranderingen in de SOURCE procesvoering tijdens periode 4
Procesonderdeel Aerobe Tank
Struvietreactor
DEMON
Periode 4
• Capaciteit aerobe tank wordt verlaagd naar 75 l/h. • HRTox verhoogd naar 3,2 dag. • Medioo mei is HRTox teruggezet naar 1,6 dag door de capaciteit weer te verhogen. Dit is gedaan omdat er ongewenste nitrificatie in de aerobe tank optrad. • Influent 125 l/h • Geen pH correctie • Dosering Mg/P molair 1/1 met 10.7 % (w/w) MgCl2
• Influent DEMON wordt verdund met 3 delen effluent van de RWZI. • Opstartfilosofie waarbij de geleidbaarheid met 10% per vulbeurt toeneemt, door de lagere • • •
3.4
geleidbaarheid wordt de reactor sneller gevuld. Aerobe periode wordt ingesteld op 10 minuten. Anoxische che periode wordt ingesteld op 40 minuten. Bedrijfsvoering op basis van pH cyclus
Meetprogramma
3.4.1 Analyses in eigen beheer In eigen beheer zijn op de locatie zelf specifieke metingen en analyses met behulp van sneltesten in cuvet uitgevoerd. Deze metingen metingen en analyses zijn primair toegepast voor de dagelijkse procesbewaking en -controle. controle. De volgende metingen zijn vrijwel dagelijks in eigen beheer uitgevoerd: • CZV, ammonium-N, N, nitriet-N, nitriet nitraat-N • EC • pH Daarnaast is aanvullend geprobeerd met de beperkt beschikbare beschikbare middelen in eigen beheer redox, droge stof en bezinksel volume te bepalen. Het karakter van de matrix bleek echter complex (sterke kleur, colloïdale fracties, hoge zoutlast) met als gevolg dat hier geen betrouwbare meetgegevens uit konden worden verkregen. ve 3.4.2 GWL analyses De urine, DMF en alle uit de verschillende processtappen afkomstige vloeistofstromen zijn gedurende de proefperiode regelmatig bemonsterd en op een uitgebreide lijst van parameters geanalyseerd. Deze analyses zijn uitgevoerd door een extern laboratorium (GWL). De resultaten konden vanwege de lange doorlooptijd over het algemeen niet gebruikt worden voor directe procesbewaking. Bijlage 3 bevat alle gedetailleerde informatie met betrekking tot monsterpunten en uitgevoerde analyses. 34
4.
4.1
Resultaten van de pilot
Inleiding
De resultaten van de proefinstallatie worden beschreven op basis van de data die verkregen zijn in de periode van 12 juli 2010 tot 30 juni 2011. Na de opstartopstart en inregelperiode tot 1 september, zijn vanaf 7 oktober 2010 de monsters geanalyseerd door GWL. Tenzij anders vermeld in de tekst zijn de GWL gegevens gebruikt in de rapportage. Hierna worden allereerst de resultaten van de afzonderlijke procesonderdelen beschreven. Voor het DEMON proces is de gehele testperiode opgedeeld in verschillende fasen zoals aangegeven in hoofdstuk 3. Vervolgens is de interactie van de diverse processen op elkaar beschreven en is het presteren van het gehele behandelingsconcept beschouwd. Bij het beschrijven van de resultaten, ligt de nadruk hoofdzakelijk op het gedrag van stikstof en fosfaat houdende componenten. Van de overige gemeten parameters zijn voornamelijk CZV, BZV, pH en Ec beschouwd. Daar waar relaties met andere componenten bestaan en zijn gemeten, zijn deze eze afzonderlijk aangegeven.
4.2
Samenstelling DMF en urine
4.2.1 DMF Het verloop in de samenstelling van de DMF is weergegeven in Figuur 4-1. 4 De DMF is als volgt gekarakteriseerd: • Het Kjeldahl-N N gehalte was gedurende de gehele proefperiode redelijk constant en varieerde tussen circa 3.500 en 4.500 mg/l met een licht dalende tendens over de testperiode. Een eenduidige verklaring kan hier echter niet voor gegeven worden. 85 tot 90% van de Kjeldahl-N Kjeldahl is aanwezig in de vorm van ammonium (Figuur ( 4-1). • Het Totaal-P P gehalte was niet constant in de tijd (Figuur ( 4-1). ). De afname in de periode begin januari valt samen met de periode waarin de leverancier leverancier (Fa. Reniers), begon met ijzerdosering ten behoeve van fosfaatverwijdering (zie ook sectie 3.3). Daarom is overgestapt naar een andere leverancier (Fa. Houbraken). Afgezien van deze periode (tussen 5 januari januari en 16 februari) varieerde de gemiddelde Totaal-P Totaal concentratie tussen de 100 en 150 mg/l. De overstap naar een andere leverancier leidde niet tot grote verschillen in de ingaande stikstofconcentratie. • Het CZV gehalte van de mest varieerde tussen de 8.000 en 12.000 mg/l. In Figuur 4-1 is te zien dat vanaf april 2011 de CZV concentratie afneemt. Deze daling heeft mogelijk verband met de hogere temperaturen in het voorjaar van 2011. Door biologische en/of fysisch-chemische fysisch mische processen kan al tijdens de opslag bij de leverancier CZV verwijdering zijn opgetreden. Mogelijk is er ook een relatie met het voederpatroon van varkens. • De CZV/N ratio (Figuur Figuur 4-2) in de aangeleverde DMF bedraagt draagt ongeveer 2,5 en de CZV/P ratio (Figuur 4--3) varieert in de range 50-100. 100. De uitschieters (boven de 200) zijn te verklaren door de lage fosfaatconcentraties in januari en februari.
35
5
Figuur 4-1
CZV, N en P concentraties in DMF
Figuur 4-2
CZV/Nkj en NH4-N/Nkj N/Nkj ratio in DMF
5
Resultaten van analyses zijn beschikbaar vanaf 8 december omdat er nog methodeontwikkeling nodig was. Lage PO4-concentrat concentraties ies rond begin februari zijn gerelateerd aan de ijzerdosering door de toenmalige mestleverancier (sectie 3.3.1).
36
Figuur 4-3
CZV/Ptotaal en PO4-P/P P/Ptotaal ratio in DMF
4.2.2 Urine De samenstelling van de aangeleverde urine is weergeven in Figuur 4-4 4. De eerste vracht urine is geleverd op 6 december 2010. In de periode vóórr deze datum is de pilot installatie gevoed met alleen lleen DMF. Urinemonsters zijn wekelijks genomen uit de urine buffertank. De urine is als volgt gekarakteriseerd: • De concentratie van Totaal-P Totaal P varieerde gedurende de testperiode tussen de 75-100 75 mg/l. Vrijwel alle aanwezige Totaal-P Totaal is aanwezig als ortho-P. • Kjeldahl-N N varieerde tussen 2.000-2.500 2.000 2.500 mg/l. Bijna al het Kjeldahl-N Kjeldahl is aanwezig in de vorm van ammonium. • De e aangeleverde urine is al in hoge mate gehydrolyseerd. Dit kan worden afgeleid uit het feit dat het meeste Kjeldahl-N Kjeldahl N aanwezig is in de vorm van ammonium. Bij hydrolyse van verse urine wordt ureum (gemeten als Kjeldahl-N) Kjeldahl omgezet in ammonium en bicarbonaat. • Er is grote fluctuatie in CZV, N en P waarneembaar, dit wijst er op dat de concentraties van de verschillende urine batches aanzienlijk verschillen. versch Wel is duidelijk zichtbaar dat bij verhoogde CZV concentraties, de N en P concentraties mee stijgen. De verhouding tussen de hoofdcomponenten vertoont minder fluctuaties.
4.3
Aerobe reactor
De aerobe tank is op 12 juli 2010 gevuld met 6 m3 actiefslib uit de beluchtingstank van de RWZI Land van Cuijk waarna gestart is met een lage toevoer van DMF. Om adaptatie aan de andere matrix te kunnen laten plaatsvinden is de toevoer van DMF zeer geleidelijk opgevoerd. De aerobe tank is gedurende de proefperiode op verscheidende manieren bedreven. De diverse instellingen zijn weergegeven in Tabel 4-1.
37
Figuur 4-4
CZV, N en P concentraties in humane urine als functie van de tijd
Figuur 4-5
CZV/Nkj en NH4-N/Nkj ratio in humane urine
38
Figuur 4-6
CZV/Ptotaal en PO4-P/P P/Ptotaal ratio in humane urine
Tabel 4-1
Reactor instellingen aerobe tank
Start datum Einddatum Debiet [l/h] Uitsturing beluchting [%] HRT [d] HRTox [d] pH setpoint [-] pH correctie
13 jul 10 1 aug 10 20 50
2 aug 10 18 okt 10 50 25
18 okt 10 18 nov 10 70 50
19 nov 10 17 feb 11 150 100
18 feb 10 19 mrt 11 150 100
20 mrt 11 13 mei 11 75 100
13 mei 11 26 jun 11 150 100
12,5 6,3 7,5 Zoutzuur
12,5 3,2 Geen Geen
3,6 1,8 Geen Geen
1,8 1,8 Geen Geen
1,8 1,8 8,0 Salpeter zuur
3,6 3,6 Geen Geen
1,8 1,8 Geen Geen
Gedurende de testperiode e is wekelijks het CZVCZV en BZV verwijderingsrendement van de reactor bepaald aan de hand van de gehalten in influent en effluent bezinktank. De temperatuur van de aerobe tank is helaas niet continu gemeten. Het verloop van het berekende verwijderingsrendement verwijderingsrendement voor CZV en BZV over de gehele periode is weergegeven in Figuur 4-7.. Om m een indruk van het verloop van de (lucht)temperatuur te geven zijn de KNMI data van het nabijgelegen weerstation Volkel ook opgenomen in die figuur. Gedurende de gehele periode ligt het CZV verwijderingsrendement gemiddeld op circa 30% en het BZV verwijderingsrendement op circa 60%. Vanaf begin april 2011 daalt het verwijderingsrendement voor zowel CZV als BZV. Dit komt overeen met de periode perio waarin het CZV en BZV gehalte in het DMF ook lager heeft gelegen. Om een onderscheid te maken tussen de opgeloste en de onopgeloste fractie CZV en BZV in de aerobe reactor zijn er vanaf 20 april tot het einde van de testperiode gefiltreerde monsters genomen. nomen. De verwijderingsrendementen van de opgeloste fractie CZV en BZV zijn weergegeven in Figuur 4-8.
39
Figuur 4-7
Verwijdering van CZVCZV en BZV over de gehele testperiode. Weergegeven geven is ook de temperatuur op weerstation Volkel.
In Figuur 4-8 is te zien dat het CZV verwijderingsrendement patroon vergelijkbaar is met de CZV verwijdering van de ongefiltreerde monsters (Figuur 4-7). 4 Eind aprilil en mei wordt een lage CZV verwijdering gemeten doordat het geleverde DMF steeds lagere concentraties CZV bevat (Figuur 4-1) 1) Berekeningen van de BZV verwijdering zijn slechts twee maal uitgevoerd. De bepaling van het BZV na filtratie bleek in deze matrix niet goed mogelijk zodat deze bepaling na twee metingen is gestaakt. De aerobe tank is gedurende de proefperiode op basis van 3 procesparameters bedreven: • Zuurdosering • Temperatuur • (Oxische) verblijftijd.
4.3.1 Zoutzuur- en salpeterzuurdosering Het beluchten en leidt tot het strippen van koolstofdioxide waardoor de pH in de aerobe tank opliep. Door de hoge pH zou de biologie in de aerobe tank mogelijk geremd worden wat leidt tot een lager CZV/BZV verwijderingsrendement in de aerobe tank. Om deze reden is in eerste rste instantie zuur dosering (16% HCl) toegepast. De zoutzuurdosering heeft echter slechts kort plaatsgevonden vanwege de volgende redenen: • Door de hoge buffercapaciteit (bicarbonaat), trad er schuimvorming op als gevolg van de dosering van zuur. In eerste instantie is de schuimvorming bestreden door de dosering van antischuim middel. Nadat de zuurdosering werd gestaakt trad er ook geen schuimvorming meer op; • Door de hoge buffercapaciteit is het zuurverbruik zeer hoog. Dit betekende dat enorme hoeveelheden zoutzuur gedoseerd moesten worden om de pH te laten dalen, hierbij is tot wel 50 liter per dag gedoseerd. Uit economische maar ook vergunning-technische technische redenen (beperkte opslag),, is besloten de dosering van zoutzuur te staken. 40
Figuur 4-8
Verwijdering van CZV en BZV op basis van gefiltreerde monsters in periode 4
Helaas was de periode waarin zoutzuur gedoseerd is (13 juli tot 1 augustus) te kort voor een goede analyse op de CZVCZV en BZV verwijderingsrendementen. nten. De in eigen beheer uitgevoerde CZV analyses in deze periode bleken niet betrouwbaar genoeg. Door het staken van de zuurdosering liep de pH in de aerobe tank weer op van pH 7,5 naar pH 8,5 - 8,7. Gedurende de periode van 1 augustus tot 17 februari heeft heeft er geen zuurdosering plaatsgevonden. Tijdens de periode tot 17 februari is gebleken dat een zekere mate van CZV en BZV verwijdering kan plaatsvinden bij een pH van 8,5 - 8,7. Om te bepalen of de verwijderingsrendementen verder verhoogd konden worden is is daarom besloten de zuurdosering wederom te starten. Deze keer is ook besloten salpeterzuur te doseren in plaats van zoutzuur. De dosering van salpeterzuur heeft plaatsgevonden van 17 februari tot 29 maart 2011. Dosering van salpeterzuur heeft meerdere voordelen ten opzichte van zoutzuur: zoutzuur • Salpeterzuur kan in een hogere concentratie (85%) worden toegediend waardoor het beter paste binnen de vergunningsvoorschriften voor de pilotinstallatie. Hierdoor zou de volumetrische zuurconsumptie lager liggen dan dat eerder geconstateerd was met zoutzuurdosering. • Daarnaast kon het tegenion, nitraat, worden gebruikt als elektronen elektronenacceptor ingeval er anoxische omstandigheden zouden optreden bij een eventuele verkorting van de oxische verblijftijd.. Door denitrificatie, was was de gedachte, kon het CZV/BZV verwijderingsrendement eventueel worden verhoogd. In de praktijk zijn anoxische omstandigheden in de beluchtingstank echter nauwelijks opgetreden. Vanwege de hoge buffercapaciteit van de matrix werd de pH setpoint ingesteld op 8,0. 8,0 • Met het doseren van nitraat kan theoretisch een hogere redox waarde worden gehandhaafd waardoor reductie van zwavelverbindingen en daarmee het ontstaan van vrije S2- kan worden voorkomen. Vrije zwavel heeft een mogelijk remmend effect op de anammox populatie in de DEMON. DEMON 41
Uit Figuur 4-7 kan worden afgeleid dat het verlagen van de pH niet of nauwelijks invloed heeft gehad op de prestaties van de aerobe tank. Het CZV verwijderingsrendement blijft stabiel rond 33% en n het BZV verwijderingsrendement daalt licht van 65% naar 55%. Aangezien de salpeterzuurconsumptie nog steeds hoog was (tot 40 liter per dag) en het effect niet significant, werd besloten om de dosering te staken. 4.3.2 Verblijftijd Tijdens de testperiode is de verblijftijd in de aerobe tank een aantal malen gewijzigd. De reactor werd opgestart met een oxische verblijftijd (HRTox) van 6,3 dagen. Echter na een aantal dagen werden verhoogde concentraties nitriet en nitraat gemeten, wat duidt op nitrificatie activiteit. teit. Nitrificatie en zeker tot nitraat, is ongewenst vanwege het hoge zuurstofverbruik en daarmee hoge energieverbruik. Daarbij past het niet in het SOURCE concept waarin het DEMON proces nu juist bedoeld is om via nitriet, op een zo effectief mogelijke wijze ijze stikstof te verwijderen. Nitrificatie kan voorkomen worden door HRTox in de aerobe tank te verkorten en daarmee de oxische slibleeftijd te verkorten. Als actie op de gemeten nitrificatie activiteit is de HRTox begin augustus teruggebracht naar 3,2 dagen, da waarna de concentraties van nitriet en nitraat snel afnamen. Doordat het meetprogramma gestart is medio oktober kan er over het effect van de nitrificatie op het CZVCZV en BZV verwijderingsrendement in deze fase van testperiode niets gezegd worden. Gedurende rende de periode van augustus tot maart is geen nitrificatie waargenomen naar verwachting vanwege de lagere oxische verblijftijd en lagere temperatuur. Vanaf half oktober draaide de aerobe tank bij de gewenste oxische verblijftijd van 1,8 dag. Het CZV verwijderingsrendement ijderingsrendement varieerde in deze periode tussen 15 – 50%. Het BZV verwijderingsrendement tussen 40 – 70%. De grote spreiding in verwijderingsrendementen is niet te verklaren uit variatie in de verblijftijd. Om het effect van de verblijftijd op de CZVCZV en BZV verwijdering nogmaals te testen is op 20 maart de HRTox opgevoerd naar 3,6 dagen. Op basis van de analysegegevens werd verwacht dat het CZV en BZV verwijderingsrendement nog zou kunnen toenemen zonder dat er nitrificatie plaats zou vinden. Er trad echter begin april direct al nitrificatie op. Dit is hoogstwaarschijnlijk te verklaren uit het feit dat de temperatuur van de aerobe tank dusdanig hoog was dat nitrificeerders zich onder deze omstandigheden voldoende konden handhaven. 4.3.3 Temperatuur. De temperatuur peratuur in de aerobe tank is in dit onderzoeksprogramma niet structureel gemeten, vandaar dat er gebruik gemaakt is van temperatuurgegevens van het nabijgelegen KNMI weerstation Volkel. In Figuur 4-7 is zichtbaar dat de verwijderingsrendementen en het temperatuurprofiel dezelfde tendens vertonen tot medio maart. Eind maart neemt de temperatuur verder toe terwijl de CZV en BZV afbraak afneemt. Het feit dat de CZV en BZV afnemen bij toenemende temperatuur wijst erop dat er naast de temperatuur nog andere factoren meespelen. In de periode van eind maart tot april is een steeds verdere afname van de CZV en BZV concentratie te zien in het DMF (Figuur 4-1). 4 1). Hierdoor ontstaat een vertekend beeld van de daadwerkelijke CZV en BZV BZV verwijderingsrendementen. 4.3.4 Conclusies aerobe tank ank • Tijdens de testperiode bedraagt de gemiddelde CZV verwijdering ongeveer 30%. • De gemiddelde BZV verwijdering bedraagt ongeveer 60%. • De verwijdering van opgeloste CZV bevindt zich tussen de 20 – 50 %. Aangezien Aang de testperiode vrij kort was kan niet met zekerheid worden gesteld wat het daadwerkelijk verwijderingsrendement is. Er is wel duidelijk te zien dat de CZV verwijdering van de gefiltreerde monsters de trend en waardes volgt van de CZV van de ongefiltreerde ongefiltr monsters. Hieruit kan voorzichtig geconcludeerd worden dat slechts het opgeloste CZV wordt omgezet. Over de BZV verwijdering van de gefiltreerde monsters kan niets gezegd worden. 42
•
• • •
4.4
Het bedrijven van de aerobe tank bij een verlaagde pH is praktisch niet uitvoerbaar door de hoge zuurconsumptie en schuimvorming als gevolg van de hoge aanwezige buffercapaciteit. Het effect van een verhoogde biologische activiteit bij een lagere pH in de reactor is daarmee niet aangetoond. Uit economisch oogpunt maar ook uit ui milieu-oogpunt oogpunt lijkt zuurdosering niet haalbaar. De (oxische) verblijftijd in de reactor dient laag te blijven om nitrificatie te voorkomen. Hierbij wordt een belangrijke relatie met de temperatuur gevonden. De relatie temperatuur en HRTox, met de mate van nitrificatie is duidelijk aanwezig maar niet te kwantificeren vanwege het ontbreken van temperatuurmetingen in de oxische tank. De enige procesparameter die wel een duidelijk verband heeft met de verwijderingsrendementen is de buitentemperatuur. Gedurende Gedurende de testperiode is de reactor temperatuur niet gemeten, maar om toch een idee te krijgen van het effect op de verwijdering is gebruik gemaakt van de historische weergegevens van het nabij gelegen weerstation Volkel. Van oktober tot maart is duidelijk te te zien dat de verwijderingsrendementen in lijn lopen met de temperatuur. In april en mei liggen de CZV- en BZV verwijderingsrendementen structureel lager vanwege de sterkte afname van CZV en BZV in het influent in april, waardoor een niet reëel beeld ontstaat aat van het verwijderingsrendement. Daarnaast treedt er deze periode ook nitrificatie op in de reactor. Nadat de verblijftijd weer werd verkort op 9 april is zichtbaar dat de verwijderingsrendementen weer stijgen naar de oude waarden.
Struviet reactor
De e procesinstellingen van de struvietreactor zijn gedurende de looptijd van het SOURCE project een aantal maal gewijzigd (Tabel ( 4-2). De struvietreactor werd opgestart zonder toevoeging van ent materiaal.. Op 27 januari is de reactor or geënt met struviet uit een reactor die afvalwater uit de agro-industrie agro industrie behandelde. De pH werd regelmatig gemeten, maar deze analyse werd niet gebruikt om het proces aan te sturen. Voor de dosering van MgCl2 werd een geconcentreerde stockoplossing (32 % w/w) verdund (1 op 3) met leidingwater. Dit was nodig vanwege het werkingsgebied van de doseerpomp en om problemen met verstopping door uitkristalliseren van de MgCl2.6H2O te voorkomen (wat een reëel risico is met de kleine diameter doseerslang). Tabel 4-2
Procesinstellingen struvietreactor
Startdatum Einddatum Influent Dosering Mg/P Debiet (l/h) pH Bijzonderheden
20-08-2010 2010 27-02-2010 2010 Van 50 naar 125 1 8,7 Ent op 27 januari
28-02-2011 24-03-2011 Effluent bezinker aerobie Ratio 1/1 met 10.7% (w/w) MgCl2 oplossing 125 8,2 pH lager door salpeterzuurdosering in aerobie
25-03-2011 01-07-2011 125 8,7
4.4.1 Resultaten in het algemeen Met betrekking tot de struvietvorming op het mengsel DMF en urine kan uit de resultaten resul voor de hele proefperiode worden geconcludeerd dat het goed mogelijk is om door middel van struvietvorming het orthofosfaat vast te leggen. Tijdens de eerste 4 maanden van bedrijven (september 2010-december december 2010) werd er tussen de 66 tot 97% (gemiddeld (gemidde 88%) PO4-P P verwijderd. Gemiddelde waarde PO4-P P in het influent was 86 mg PO4-P/l en in het effluent 9,8 mg PO4-P P /l. In de periode daarna (tot 21 februari) waren de influent PO4-P waarden tijdelijk lager vanwege ijzerdosering die de mestleverancier toepaste toep (zie sectie 3.2). ). Vanaf 21 februari tot het eind van het project was de influent PO4-P P iets lager dan aan het begin van het project (door verandering van mestleverancier) maar bleef deze constant gemiddeld 55-60 mg PO4-P/l P/l. De PO4-P P concentratie in het effluent bleef laag (gemiddeld 43
onder de 10 mg PO4-P/l). P/l). In het algemeen was de PO4-P P concentratie gedurende de hele bedrijfsperiode lager dan 20 mg/l bij influent concentraties die varieerden tussen 50 en 100 mg/l (Figuur 4-9). De effluentwaarden voor PO4-P P liggen lager dan wat men op grond van ervaring met eerdere struvietvormingsprojecten zou kunnen verwachten. Normaal zijn evenwicht concentraties van 15 tot 20 mg PO4-P/l gangbaar bij de gehanteerde e Mg dosering, dat wil zeggen zonder overdosering of molaire Mg/P > 1,2 – 1,3. De relatief hoge NH4-N concentratie (meer dan 4000 mg/l en dus in overmaat) en relatief hoge pH verklaart deels het lagere fosfaatgehalte in het effluent. effluent Waarden van PO4-P in het et effluent hoger dan 20 mg PO4-P/l P/l wijzen op een lager proces rendement en zijn waarschijnlijk toe te wijzen aan tijdelijk ontbreken van MgCl2 dosering. Waarden lager dan 20 mg PO4-P P /l, in dit project eerder in de range van 5 tot 10 mg PO4-P /l, zijn effluentwaarden luentwaarden die aansluiten bij het natuurlijke evenwicht op basis van de oplosbaarheid van struviet. Zonder overdosering van Mg en/of te werken bij hogere pH waarden (pH > 8,5) kan men onafhankelijk van de influentconcentratie de fosfaatconcentratie terug brengen naar 15 tot 20 mg PO4-P/l. P/l. Dat hier lagere PO4-P worden bereikt komt door de hoge overmaat aan NH4-N versus het PO4-P en pH waarden van de te behandelen matrix tussen de 8,0 tot 8,4. Deze NH4-N N en pH combinatie zorgen voor een extra drijvende kracht ht om het struviet te vormen.
Figuur 4-9
PO4-P waarden in in- en effluent van de struvietreactor
4.4.2 Aangroei granulair struviet Vanaf begin van de test periode kon microscopisch de vorming van struviet worden worde vastgesteld. Het struviet is visueel duidelijk te herkennen door de typische vorm die eigen is aan elk type kristal: orthorombisch / pyramidaal. Om de korrelvorming te stimuleren werd de struviet reactor geënt met struviet korrels uit een volle schaal installatie stallatie (op 27 januari 2011). Vervolgens werden de kristallen na 5 weken opnieuw bemonsterd en onderzocht. Er kon duidelijk worden vastgesteld dat er in deze periode aangroei was van vers struvietmateriaal op het eerder ingebrachte entmateriaal. Figuur 4-10 toont een struviet korrel die werd geplet om de aangroei te visualiseren. De donker gekleurde laag kan duidelijk onderscheiden worden van het transparante struviet entmateriaal. De gelaagde aangroei laat zien dat het struviet binnen de onderzochte matrix 44
in staat is om op bestaande kernen struviet vast te hechten. Zo kan korrelvormig struviet ontstaan. 4.4.3 Verloop van de korrelvorming korrelvorm Gedurende de periode van 5 mei tot 20 juni kon een duidelijk verandering worden waargenomen in de korrelvorm. Er werden monsters genomen aan monsterkraan 3 (ongeveer 50 cm boven de grondplaat) van de struviet reactor. Op 5 mei kon men duidelijk twee vormen van kristalmateriaal onderscheiden worden. Ten eerste duidelijk granulair materiaal, dat hoofdzakelijk kelijk bestond uit eerder (op 27 januari 2011) ingebracht entmateriaal wat ondertussen verder ingekapseld was door struviet gevormd uit de DMF/Urine matrix. Na 15 minuten had zich een bijkomende bezinksellaag afgezet die bestond uit onregelmatig gevormde conglomeraten. onglomeraten. Deze conglomeraten zijn in de matrix DMF/Urine ontstaan (Figuur ( 4-11, panel A en B). In de daarop volgende periode tot 1 juni vond er een verdere verschuiving in korrelstructuur plaats. De conglomeraten, die nog aanwezig aanwezig waren op 5 mei waren niet meer aanwezig en ondertussen doorgegroeid naar kleinere maar eveneens granulaire korrels. Naast deze kleine korrelvormige fractie waren ook nog duidelijk de initiële grotere korrels aanwezig. De kleine fracties maakte 55% van de massa uit van de totaal kristal massa. Het totaal volume aan kristallen was ondertussen ook verder gestegen van 45 ml/liter naar 60 ml/liter (Figuur ( 4-11, panel C en D). Ten slotte bleek bij de monstername op 20 juni dat er een een verdere verschuiving naar een quasi egaal beeld had plaatsgevonden waarbij geen onderscheid mogelijk was tussen de verder doorgegroeide kleinere fractie en het entmateriaal op grond van uiterlijk van de korrels. Er was wel nog een verschil merkbaar in grootte. grootte. Dat wil zeggen dat de initiële conglomeraten van 5 mei ondertussen waren doorgegroeid tot granulaire korrels met dezelfde kleur als waarmee het ent materiaal was toegedekt (Figuur ( 4-11 11, panel E en F). Ook het totaalgehalte aan kristalmassa in de reactor was gestegen naar 120 ml/liter.
Figuur 4-10
Aangroei van struviet (donkere laag) op toegevoegd struviet entmateriaal
45
Voor enten
Figuur 4-11
Monstername op 1 juni
Monstername op 20 juni
A
C
E
B
D
F
Vorming van granulair struviet in de tijd
4.4.4 Korrel samenstelling Het gevormde struviet is geanalyseerd om de samenstelling te bepalen. De XRD analyse bevestigde dat en inderdaad derdaad sprake was van struvietvorming (Figuur ( 4-12 12). De SOURCE struviet is zowel op macrochemische samenstelling (Mg, N, P) als aanwezigheid van zware metalen geanalyseerd (Tabel ( 4-3 en Tabel 4-4 4). De Mg, N en P gehalten gevonden voor het SOURCE-struviet SOURCE struviet zijn iets afwijkend van de theoretische waarde voor de parameters P en Mg. Deze gehalten liggen wat hoger dan wat normaal (in theorie) het geval zou zijn. Een mogelijk verklaring zou de aanwezigheid van ditmariet (de monohydraatvorm van struviet: NH4MgPO4.H2O) kunnen zijn. Deze kristallijne vorm werd echter niet gedetecteerd in het XRD spectrum. De andere mogelijk is de aanwezigheid van wat amorf magnesiumfosfaat. Amorfe vormen worden worden niet door de XRD waargenomen. De gehaltes aan zware metalen bleven onder de corresponderende detectie limiet. Deze waarden zijn gelijk aan of liggen nog onder de waarden die zijn gevonden voor het struviet dat gebruikt is om te enten. Ook liggen de waarden waarden onder de in Vlaanderen maximaal toegestane waarde voor het gebruik van struviet als secundaire grondstof (Tabel ( 4-4). In Nederland zijn er nog geen maximale toelaatbare waarden voor zware metaalgehaltes in struviet vastgesteld. Het is nog onduidelijk in welke categorie meststoffen struviet zal worden ingedeeld. Wel zijn er maximale waarden voor bijvoorbeeld compost. De gevonden gehalten in de SOURCE struviet zijn lager dan de normen voor compost. Ook zijn de gehalten lager dan n de maximaal toelaatbare waarden voor overige anorganische meststoffen (die omgerekend per kg DS ongeveer in dezelfde range liggen als de grenswaarden voor compost, zie bijlage II van het Uitvoeringsbesluit Meststoffenwet). Omdat de donkere kleur van de gevormde gevormde korrels niet overeenkomt met het struviet dat men normaal uit bv. rejectie water of andere afvalwatersoorten uit de agro-industrie agro vormt is nagegaan of deze donkere kleur (inclusie van typische componenten DMF) ook zou 46
resulteren in een verhoogd gehalte gehalte aan organische stof in de struviet. Het gehalte aan organisch stof bleek in het SOURCE struviet bijna dubbel zo hoog te zijn als voor het ent materiaal. Het ging hierbij wel om zeer lage concentraties: Ent materiaal 12 mg CZV / kg DS (ca. 8 mg organische nische stof6/kg DS) SOURCE struviet 26 mg CZV / kg DS (ca. 18 mg organische stof/kg DS) Anderzijds zal het gehalte aan organisch materiaal in de het SOURCE struviet een evenwicht zijn tussen het initieel aanwezige organisch materiaal (entfractie) en de organische ganische fractie ingesloten tijdens het SOURCE traject. Men zou dus kunnen verwachten dat bij volledig zuiver SOURCE struviet het gehalte aan organisch ingesloten materiaal hoger zal liggen. Een tweede analyse van het SOURCE struviet (monster genomen op 19 mei 2011) gaf een waarde van 15 mg CVZ/l, wat lager is dan op grond van bovenstaande gedachtegang werd verwacht. Bottom line is dat het zeer lage concentraties aan organische stof betreft die net boven de detectielimiet liggen van de analysemethodiek. Anderzijds And speelt wellicht ook het gegeven dat er bij grotere korrels relatief minder oppervlakte is per inhoud (of massa) zodat bij gelijke insluiting van CZV per oppervlakte eenheid de concentratie per gewicht eenheid zal dalen. 4.4.5 Massabalans struviet In de periode van 1 juni tot en met 20 juni was er een aangroei van het kristal korrelbed met iets meer dan 11,4 kg struviet of 2,43 kg P. Omgerekend naar concentraties en rekening houdend met de hoeveelheid doorgelopen DMF/Urine zou dit in theorie neer komen op vastlegging van ongeveer 40 mg PO4-P/l P/l in de granulaire struvietvorm. Het verschil met de gemeten verwijdering van PO4-P P die hoger lag, is te wijten aan het feit dat een deel van het gevormde struviet als fines de reactor verlaten zal hebben. Het rendement rendemen van de PO4-P dat daadwerkelijk in een struvietkorrel wordt vastgelegd bedraagt hier circa 50%. De vorming van de totale hoeveelheid struviet is echter hoger (vorming van fines) In potentie is, door procesoptimalisering naar verwachting een struvietvorming struvietvorming (als korrel) haalbaar van circa 80% en hoger indien hogere influent PO4-P P gehalten bereikt kunnen worden.
Figuur 4-12
XRD spectrum struviet. De rode lijn is het spectrum van zuivere struviet en de zwarte lijn het spectrum van de SOURCE struviet.
6
Uitgaande van 1,4 g CZV per gram organische stof. Voor deze berekening is uitgegaan van een de volgende biomassa-samenstelling: samenstelling: C5H7NO2. De CZV van organische stof hangt af van het type (en dus de samenstelling van de) organisch stof.
47
Tabel 4-3 Parameter
Vergelijking van (macrochemische) samenstelling SOURCE struviet, de theoretische samenstelling (NH4MgPO4 6H2O) en ditmariet (NH4MgPO4 H2O). SOURCE
Theorie
Ditmariet
5,25 14 14.1
5,51 12,65 9,92
8 20 15
Gewichts % N P Mg
Tabel 4-4
Gehalte van verontreinigingen in SOURCE struviet en ent (in mg/kg droge stof) b
Parameter
Gehalte in Gehalte in ent Normen in Compost in NL a SOURCE struviet Vlaanderen As <5,66 <6 150 15 Cd <0,283 <0,3 6 1 Cr <9,4 <10 250 50 Cu <9,4 <10 375 90 Hg <0,094 <0,1 5 0,3 Pb <11,3 <11,2 300 100 Ni <4,42 <5 50 20 Zn <9,4 <5 900 290 a Volgens Vlarea decreet: maximale waarden waarden toelaatbaar voor erkenning als secundaire grondstof in casu Bodemverbeterend middel b Maximale waarden voor oor zware metalen in compost (Uitvoeringsbesluit Meststoffenwet, 2005)
4.4.6 •
• •
•
•
•
•
Conclusies Tijdens de SOURCE proefnemingen is duidelijk aangetoond dat de d vorming van granulair zuiver struviet mogelijk was zowel op ingebracht entmateriaal als op initieel gevormde kristallen. Het rendement van de fractie PO4-P P (opgeloste fractie fosfaat) dat daadwerkelijk in een struvietkorrel wordt vastgelegd bedraagt circa circ 50%. De vorming van de totale hoeveelheid struviet is echter hoger (inclusief de vorming van fines) In potentie is, door procesoptimalisering naar verwachting een struvietvorming (als korrel) haalbaar van circa 80% en hoger indien hogere influent PO4-P gehalten ehalten bereikt kunnen worden. Als de struvietdeeltjes te klein blijven (omdat de struvietvorming heel snel plaats vindt) is het moeilijker om de gevormde fines af te vangen. In dat geval zou men kunnen kiezen voor een andere optie waarbij het gevormde struviet struviet (fijnere kristallen) niet verwijderd wordt, maar afgevangen in de slibfractie. Dit type struviet kan vervolgens via slibspui het systeem verlaten. De Mg, N en P gehalten gevonden voor het SOURCE-struviet SOURCE struviet zijn een weinig afwijkend van de theoretische waarde voor de parameters P en Mg. Deze gehalten liggen enigzins hoger dan wat normaal (in theorie) het geval zou zijn. Een mogelijk verklaring zou de aanwezigheid van ditmariet (de monohydraatvorm van struviet: NH4MgPO4.H2O). Het gehalte aan organisch stof stof bleek in het SOURCE struviet bijna dubbel zo hoog te zijn als voor het ent materiaal. Het ging hierbij echter nog steeds om zeer lage concentraties: Ent materiaal 12 mg CZV / kg DS (ca. 8 mg organische stof7/kg DS) SOURCE struviet 26 mg CZV / kg DS (ca. a. 18 mg organische stof/kg DS) De gehaltes aan zware metalen bleven onder de corresponderende detectie limiet. Deze waarden zijn gelijk aan of liggen onder de waarden die zijn gevonden voor het
7
Uitgaande van 1,4 g CZV per gram organische stof. Voor deze berekening is uitgegaan van een de volgende biomassa-samenstelling: menstelling: C5H7NO2. De CZV van organische stof hangt af van het type (en dus de samenstelling van de) organisch stof.
48
struviet dat gebruikt is om te enten. Ook liggen de waarden onder nder de in Vlaanderen maximaal toegestane waarde voor het gebruik van struviet als secundaire grondstof. In Nederland zijn er nog geen maximale toelaatbare waarden voor zware metaalgehaltes vastgesteld.
4.5
DEMON
De DEMON is opgestart op 1 augustus 2010 met dezelfde strategie die is toegepast in het vooronderzoek (zie Bijlage 2). 2 Het testprogramma voor de DEMON is gestart op 1 september. Het is noodzakelijk gebleken het DEMON proces gedurende de gehele proefperiode 4 maal opnieuw op te moeten starten met nieuw slib. De resultaten van de DEMON worden daarom ingedeeld in 4 delen die ieder de instellingen, resultaten en conclusies van die specifieke periode bevatten. Een overzicht van de verschillende proefperiodes is weergegeven ergegeven in Tabel 4-5. 4.5.1 Periode 1 De DEMON installatie is geënt met slib van de DEMON installatie op de RWZI Apeldoorn. Na 4 weken opstart en inregelen is daadwerkelijk periode 1 begonnen. Tijdens deze periode is de DEMON rechtstreeks gevoed met het effluent van de bezinktank, de struvietinstallatie is hierbij dus nog gebypassed. Hiervoor is bewust gekozen om te voorkomen dat effecten rondom de struvietreactor als gevolg van de opstart ervan, invloed zou hebben op de prestaties van de DEMON. Tabel 4-5 Periode Testfase 1 2 3 4
Indeling perioden proeftraject Start datum
Eind datum
1 september 2010 7 januari 2011 16 maart 2011 21 april 2011
6 januari 2011 15 maart 2011 20 april 2011 1 juli 2011
Het doel van periode 1 was voornamelijk om: om • inzicht te krijgen in de procesgevoeligheden op deze specifieke DMF - urine matrix, • te komen tot optimalisatie van de procesinstellingen en • de capaciteit van de pilotinstallatie verder ve op te voeren. De instellingen waarin de DEMON tijdens periode 1 is bedreven, zijn weergegeven in Tabel 4-6. In eerste instantie werd de DEMON pulsgewijs gevoed op basis van het ammoniumgehalte (online meting, aangevuld met analyses in eigen beheer) tussen een bandbreedte van 100 en 250 mg NH4-N/l N/l per liter. Echter, door de hoge concentraties aan bicarbonaat in de matrix liep de pH in de DEMON geleidelijk op tot pH 8,0 en hoger. Om die reden is medio augustus besloten de voedingsregeling ingsregeling te sturen op pH. Gedurende de beluchte fase treedt gedeeltelijke nitrificatie op en tijdens de onbeluchte fase treedt de-ammonificatie de ammonificatie op. De omzettingssnelheden van deze omzettingen zijn tijdens de gehele testperiode gemeten. De resultaten van n periode 1 zijn weergegeven in Figuur 4-13.. Begin september schommelde de nitritatie activiteit in de DEMON tussen de 7-12 7 mg NH4-N/l/h N/l/h en de de-ammonificatie de activiteit rond de 2-3 3 mg NH4-N/l/h. Hoewel niet gemeten en op eenzelfde tijdstip is dit laag vergeleken met de activiteiten die werden gemeten in de DEMON installatie Apeldoorn (op rejectiewater). Medio juli 2010 bedroegen de nitritatienitritatie en de-ammonificatie ammonificatie activiteit in deze reactor gemiddeld 22,5 mg NH4-N/l/h en 8,8 mg NH4-N/l/h (Bijlage 2).
Tabel 4-6
Reactor instellingen DEMON in periode 1
49
Start datum Einddatum Maximaal Debiet (l/d) Gemiddelde ammonium concentratie (mg/l) Processturing DEMON Cycli (h) Vullen/behandelen (h) Bezinken (h) Aflaten (h) Voeden starten Voeden stoppen Beluchtingsregime Beluchte tijd (min) Onbeluchte tijd (min) Beluchten starten pH (hoog) Beluchten stoppen pH (laag)
Figuur 4-13
1 aug 2010 15 aug 2010 100 3100 Handmatig op tijd 100 mg NH4-N/l 250 mg NH4-N/l Tijdsinterval 10 40 -
16 aug 2010 6 jan 2011 150 3100 Handmatig op tijd pH 7,5 pH 8,0 Tijdsinterval 10 40 -
Activiteit in de DEMON als al functie van tijd in periode 1
Het pulsgewijs voeden zou daar de oorzaak van kunnen zijn, doordat bij elke voeding een lichte osmotische shock optreedt door de relatief hoge zoutvracht. De geleidbaarheid in de reactor is gedurende urende een maand opgelopen van 4 mS/cm naar 13 mS/cm. Andere factoren, zoals de remmende werking als gevolg van humuszuren, antibiotica en sulfide kunnen ook niet uitgesloten worden. Vanaf half september werd regelmatig nitrietophoping geconstateerd. Concreet eet betekent dit dat de de-ammonificatie de ammonificatie achter blijft bij de nitritatie. Uiteindelijk is besloten de onbeluchte tijd te verlengen naar 50 minuten, zodat de overmaat aan nitriet geconsumeerd kon worden.
50
Figuur 4-14
Activiteit in de DEMON als functie van de hoeveelheid ververst reactor volume in periode 1
In Figuur 4-14 is het verband weergegeven tussen de activiteiten en het aantal malen dat het reactorvolume is ververst. In Figuur 4-14 is zichtbaar dat de de-ammonificatie ammonificatie activiteit erg laag is maar constant blijft. Aangezien de activiteit zo laag is, is het niet duidelijk of hier nog wel sprake is de-ammonificatie. ammonificatie. Denitrificatie kan niet worden uitgesloten uitgesl bij deze relatief hoge CZV concentraties. In paragraaf 4.8 zal dit nader worden besproken. Uiteindelijk daalde de activiteit sterk nadat het volume ongeveer 1,2 maal ververst was. Deze periode viel ook samen met een koude periode eind november, begin december, waarbij de temperatuur in de DEMON daalde naar 23°C. Als actie hierop is een extra warmte element in de DEMON reactor geplaatst. Uiteindelijk is rond de kerstperiode besloten om de DEMON opnieuw te enten en op te starten starten met een andere opstartstrategie. Door de DEMON te bedrijven volgens een pulsgewijs voedingsregime zakt de activiteit in de reactor langzaam in. Dit kan te maken hebben met de osmotische shock die tijdens elke batch in de biologie plaatsvindt. Aangezien Aangezien het reactorvolume slechts éénmaal ververst was kan niet gesproken worden over een ‘steady state’ situatie en heeft de DEMON niet met een stabiele matrix kunnen functioneren. Naar aanleiding van het wegvallen van de activiteit in de DEMON in periode 1 is een literatuuronderzoek uitgevoerd met als doel mogelijk remmende factoren voor de anammox bacteriën te identificeren. De anammox bacteriën worden verondersteld te worden gestoord voor specifieke factoren. Uit het literatuuronderzoek bleek dat de volgende factoren mogelijk van invloed zijn op de dede ammonificatie activiteit: • Sulfide; • Organisch materiaal, BZV/CZV en humuszuren; humuszuren • Gesuspendeerd materiaal verhindert contact tussen bacteriën en substraat; substraat • Zoutlast; • Vrije ammonia en vrij HNO2. Er zijn vervolgens een n aantal testen uitgevoerd op laboratoriumschaal en nadere analyses uitgevoerd om inzicht te krijgen in de invloed van bovenstaande factoren. Een samenvatting van de resultaten van het literatuuroverzicht en de laboratoriumtesten en analyses is te vinden in Bijlage 4. 51
Mede naar aanleiding daarvan zijn aan het eind van periode 1 de volgende maatregelen doorgevoerd in de pilot installatie: • De verblijftijd in bezinktank en buffertanks tussen de aerobe tank en de DEMON is verkort door het influent van de DEMON direct uit de nabezinker te betrekken. Hierdoor is de verblijftijd tussen de aerobe tank en de DEMON verminderd van 12 dagen naar 6 uur. • De pH in de aerobe tank is tijdelijk verlaagd door toediening van salpeterzuur, zodat de vrije je ammoniakconcentratie in de aerobe tank lager zou worden. Aangezien de pH in de aerobe tank zonder zuurdosering vrij hoog was (rond pH 8,5) was de verwachting dat zuurdosering in ieder geval zou leiden tot een pH (onder pH 8) waarbij de activiteit van de micro-organismen organismen in de tank hoger zou zijn. Daarnaast was de verwachting dat een pH verlaging ook positieve gevolgen zou kunnen hebben voor de struvietvorming (zie ook elders in deze rapportage). • In de opslagtank (T-02) (T 02) is een verwarmingselement aangebracht aangebrac zodat de temperatuur boven de 10°C werd gehandhaafd en de biologische activiteit niet kon dalen als gevolg van een daling van de temperatuur. • Om er zeker van te zijn dat het antischuim middel vanuit de aerobe tank geen invloed had op de prestaties in de de DEMON is besloten over te stappen op een antischuimmiddel dat ook gebruikt wordt in de DEMON in Apeldoorn. Dit middel is biologisch neutraal en is aangetoond niet remmend op de biologie in de DEMON. 4.5.2 Periode 2 Het doel van periode 2 was: • De capaciteit van n de DEMON opnieuw op te bouwen met de inzichten die verkregen zijn in periode 1 en naar aanleiding van het literatuuronderzoek. • De zoutvracht en mogelijk andere remmende factoren gelijkmatig op te bouwen door een continue voeding. De instellingen van de DEMON bedreven in deze periode zijn weergegeven in Tabel 4-7. De DEMON is opnieuw ge-ent ent met slib uit de DEMON Apeldoorn op 5 januari. In periode 2 is de DEMON opgestart met een andere strategie dan periode 1. Hierbij Hierbij is de geleidbaarheid per vulbeurt geleidelijk met 10% verhoogd, zodat de zoutvracht en de overige remmende componenten uit de matrix gelijkmatig worden toegediend. Door op deze manier op te starten werd verwacht dat er minder sprake is van osmotische shock en dat adaptatie beter kan plaatsvinden. Daarnaast werd de DEMON continu gevoed in periodes van 6,5 uur voeden/behandelen en 1,5 uur bezinken en aflaten. Tabel 4-7
Reactor instellingen DEMON in periode 2
Start datum Einddatum Debiet (l/d) Gemiddelde ammoniumconcentratie (mg/l) Processturing DEMON Cycli (h) Vullen/behandelen (h) Bezinken (h) Aflaten (h) Voeden starten Voeding stoppen Beluchting Beluchte tijd (min) Onbeluchte tijd (min) Beluchten starten pH (hoog) Beluchten stoppen pH (laag) Maximaal debiet (l/d)
7 jan 2011 19 jan 2011 350 3000 Automatisch in cycli 24 22,5 1 0,5 Begin vul/behandelfase Eind vul/behandelfase Tijdsinterval in vul/behandelfase 20 40 300
52
20 jan 2011 15 mrt 2011 350 3000 Automatisch in cycli 8 6,5 1 0,5 Begin vul/behandelfase Eind vul/behandelfase pH bandbreedte in vul/behandelfase 7,72 7,65 300
Tijdens het voeden/behandelen wordt de beluchte tijd ingesteld op 20 minuten en de onbeluchte tijd op 40 minuten. en. Door deze strategie werd er al direct een pH zaagtand zichtbaar zoals ook onder stabiele procesomstandigheden mag worden verwacht. De pH zaagtand liep geleidelijk op doordat de alkaliniteit van de matrix hoger werd dan de hoeveelheid alkaliniteit die werd werd verbruikt door de biologische processen in de DEMON. Nadat zich een chemisch evenwicht had ingesteld en de pH zaagtand niet verder meer toenam tijdens het voeden is de DEMON ingesteld op pH regeling. De geleidbaarheid in de reactor bedroeg toen 11 mS/cm. mS/cm. Vanaf 13 januari zijn weer activiteitmetingen gedaan. De resultaten van de activiteitmetingen uit periode 2 zijn weergegeven in Figuur 4-15. Vanaf 12 januari is duidelijk te zien dat de totale activiteit in de reactor langzaam oploopt. In vergelijking met de activiteiten uit periode 1 is zichtbaar dat er minder schommelingen in de activiteiten zitten en dat er hogere activiteiten werden bereikt. De strategie om continu te voeden/behandelen, lijkt goed te werken. Begin februari draait de DEMON met een capaciteit van ongeveer 300 liter influent per dag (12 l/h). /h). Opmerkelijk is het plotseling wegvallen van de nitritatie activiteit begin februari.
Figuur 4-15
Activiteit in de DEMON in periode 2
Uit analyse van de procesomstandigheden en analysegegevens is waarschijnlijk dat het acuut wegvallen van de activiteit veroorzaakt is door een slechte “vracht” mest begin februari. Het bleek dat loonwerker Reniers begin februari was gestart met het doseren van ijzerzouten om fosfaat neer te slaan. Indien een overmaat aan ijzer is toegevoegd zou dit ook kunnen betekenen dat de noodzakelijke sporenelementen uit de matrix verdwenen zijn. Dit zou één van de redenen kunnen zijn voor het wegvallen van de nitritatie activiteit. Daarnaast bleek de kleur en de geur van de aangeleverde vracht duidelijk anders was dan de voorgaande vrachten. In vergelijking met periode 1 is zichtbaar dat de activiteit langzaam verdwijnt, waar dat in periode 2 acuut gebeurt, eurt, zoals weergegeven in Figuur 4-16. Uit Figuur 4-14 4 en Figuur 4-16 is te herleiden dat de activiteit tot een verversingsgraad van 0,80 maal het reactorvolume in 53
periode 2, hoger ger is dan in periode 1. Dit wijst er op dat de opstartstrategie succesvoller is geweest dan die van periode 1. Na het wegvallen van de activiteit begin februari is tevergeefs geprobeerd de activiteit in het systeem terug te krijgen. Hiervoor is overgestapt overgestap naar een andere leverancier van DMF, loonwerker Houbraken. De DMF die afkomstig is van deze loonwerker is in het vooronderzoek ook al gekarakteriseerd. Bij deze loonwerker is bekend dat er niet gestart wordt met ijzerdosering gedurende de rest van de proefperiode. pro De activiteit in de DEMON bleek niet snel weer op te lopen. Om deze reden is de DEMON op 15 maart opnieuw ge-ent. De opstartstrategie met constante voeding is succesvol gebleken. Gedurende deze periode werd de activiteit langer vastgehouden dan dan in periode 1 en daarnaast lag de activiteit ook veel hoger. De oorzaak van het acuut wegvallen van de activiteit aan het eind van periode 2 is niet bekend. Een slechte vracht DMF lijkt de meest waarschijnlijke oorzaak.
Figuur 4-16
Activiteit in de DEMON als functie van de hoeveelheid ververst reactor volume in periode 2
4.5.3 Periode 3 In periode 3 wordt de DEMON volgens dezelfde strategie opgestart als in periode 2. De procesinstellingen waarin de DEMON wordt word bedreven is weergegeven in Tabel 4-8. De DEMON wordt al spoedig in pH regeling bedreven en de geleidbaarheid in de DEMON stabiliseert rond 8 mS/cm. De opstart van periode 3 verloopt goed maar er worden minder hoge activiteiten gehaald ehaald in vergelijking met periode 2 (Figuur 4-17). Voornamelijk de nitritatie activiteit blijft lager in vergelijking met de voorgaande periode. Een duidelijke oorzaak is daar niet voor te geven. De omstandigheden omstandigheden waaronder de opstart plaatsvindt zijn nagenoeg hetzelfde. Het enige significante verschil is dat de CZV en BZV verwijderingsrendementen in de aerobe tank in periode 2 iets hoger waren. Ook in periode 3 is zichtbaar dat de activiteit langzaam uit het systeem systeem verdwijnt nog voordat het reactorvolume éénmaal is ververst (Figuur ( 4-18).
54
Tabel 4-8
DEMON Procesinstellingen in periode 3
Start datum Einddatum Debiet (l/d) Gemiddelde ammoniumconcentratie (mg/l) Processturing DEMON Cycli (h) Vullen/behandelen (h) Bezinken (h) Aflaten (h) Voeden starten Voeden stoppen Beluchten regime Beluchte tijd (min) Onbeluchte tijd (min) Beluchten starten pH (hoog) Beluchten stoppen pH (laag)
Figuur 4-17
16 mrt 2010 20 apr 2010 300 3000 Automatisch in cycli 8 6,5 1 0,5 Begin vul/behandelfase Eind vul/behandelfase pH bandbreedte in vul/behandelfase 7,72 7,65
Activiteit in de DEMON als functie van tijd in periode 3
Uit de resultaten van periode 1 t/m 3 kan geconcludeerd worden dat het opstarten van de DEMON op een matrix van 100% DMF/urine niet lukt. De activiteit verdwijnt na, of zelfs binnen, het verversen van één reactorvolume. Gezien Gezien de nog beschikbare tijd tot 1 juli is besloten geen fundamentele wijzigingen aan het concept meer uit te voeren. Zowel op basis van de laboratorium experimenten als op basis van het gedrag van het systeem als de resultaten van de pilot is het sterke vermoeden vermoeden gerezen dat het systeem geremd werd door een specifieke stof in de matrix. Hierbij worden bepaalde humushumus en fulvinezuren en sulfide als meest verdacht aangemerkt. Dit wordt bevestigd door literatuur referenties (DapenaMora et al., 2006).
55
Figuur 4-18
Activiteit in de DEMON als functie van de hoeveelheid ververst reactor volume in periode 3
4.5.4 Periode 4 Gedurende periode 4 zijn alle deelprocessen van het SOURCE concept in serie gezet. Het testen van alle procesonderdelen in serie is gedurende voorgaande periodes nog niet gelukt omdat de verschillende processtappen nog geoptimaliseerd werden. werden. Om het SOURCE concept te testen is daarom besloten dat deze periode wel te doen, mede door enkele aanpassingen in de DEMON die later worden besproken. Uit de resultaten van periode 2 en periode 3 blijkt dat de activiteit in de DEMON wegvalt nadat het reactorvolume ongeveer één maal ververst is. Voor een grootschalige toepassing van DEMON op een matrix van DMF en humane humane urine zal een andere strategie moeten worden toegepast. Tijdens een brainstormsessie zijn twee verschillende mogelijkheden ter sprake gekomen: • De matrix mengen met rejectiewater uit de RWZI Land van Cuijk. Door het toevoegen van rejectiewater worden de remmende factoren in de matrix verdund maar blijft de alkaliniteit en de ammoniumconcentratie gewaarborgd. Daarnaast bevat rejectiewater een aanzienlijke hoeveelheid stikstof en fosfaat, dat goed aansluit bij de DMF/urine matrix. • De matrix mengen met effluent effluent uit de RWZI Land van Cuijk. In tegenstelling tot de eerste optie zal het effluent van de zuivering worden toegediend aan de voorgeschakelde buffertank van de DEMON. Dit betekent dat de struvietreactor blijft draaien op de originele matrix. De remmende remmende factoren in de DEMON worden op deze manier wel verdund, evenals het ammonium en de alkaliniteit. Voor deze keuze is een uitgebreide discussie geweest of de SOURCE pilot moet worden gezien als een onderzoekstraject of als model voor een full scale installatie. installatie. De eerste optie is interessant als er gekeken wordt naar de optimalisering voor een full scale proces. De tweede optie is interessanter als onderzoek van de losse procesonderdelen op deze specifieke matrix het primaire doel van de pilot installatie is. Aangezien de laatste optie het belangrijkst werd bevonden is er gekozen om de matrix te verdunnen met effluent van de zuivering na de struvietreactor. In periode 4 is de DEMON opgestart door de originele SOURCE matrix te mengen met effluent van de RWZI. ZI. De opstartstrategie was conform periode 2 en 3. Doordat de 56
zoutvracht en eventueel remmende factoren in het influent verdund werden, kon de opstart sneller plaatsvinden. De geleidbaarheid in de matrix bleef uiteindelijk constant op 5 - 6 mS/cm. De procesinstellingen esinstellingen in periode 4 zijn weergegeven in Tabel 4-9.. Tabel 4-9
DEMON Procesinstellingen in periode 4
Start datum Einddatum Debiet (l/d) Gemiddelde ammoniumconcentratie (mg/l) Processturing DEMON Cycli (h) Vullen/behandelen (h) Bezinken (h) Aflaten (h) Voeden starten Voeden stoppen Beluchtingsregime Beluchte tijd (min) Onbeluchte tijd (min) Beluchten starten pH (hoog) Beluchten stoppen pH (laag)
Figuur 4-19
20 apr 2011 26 jun 2011 2500 800 Automatisch in cycli 8 6,5 1 0,5 Begin vul/behandelfase Eind vul/behandelfase pH bandbreedte in vul/behandelfase 7,72 7,65
Het voedingsdebiet en het percentage percent SOURCE matrix dat is toegevoerd (voedingsdebieten zijn 0 3 m /d bij een defect van pomp).
Medio april is er begonnen met een mengverhouding van 25% effluent uit de struvietreactor en 75% effluent RWZI Land van Cuijk. Gedurende periode 4 is het percentage percentag langzaam verhoogd om uiteindelijk een mengverhouding van 45:55 te bereiken. Een weergave van het voedingsdebiet en de mengverhouding is weergegeven in Figuur 4-19. Uit Figuur 4-19 is af te leiden dat het debiet door de DEMON aanzienlijk hoger ligt dan de voorgaande periodes. Tot 25 mei is de capaciteit opgevoerd tot 2,5 m3 per dag bij een redelijk constante mengverhouding. Na deze datum is de mengverhouding langzaam opgevoerd opgevo en is de hydraulische capaciteit weer langzaam gedaald. Concreet betekent dit dat de vracht aan stikstof die is behandeld ongeveer constant blijft. Doordat de hydraulische verblijftijd in de 57
DEMON nu kort is (2,5 - 3 dagen) wordt 100 g Marmite per week aan de reactor toegevoegd. Dit om te voorkomen dat de activiteit wegvalt door een eventueel tekort aan sporenelementen in het medium. Gedurende periode 4 is de DEMON bedreven in 3 cycli per dag, waarbij 6,5 uur werd gevoed/behandeld en 1,5 uur werd bezonken/afgelaten. bezonken/afgelaten. De DEMON werd constant bedreven in de pH regeling. Dit bleek snel tot een ‘steady state’ situatie te leiden. In Figuur 4-20 is als voorbeeld van de stabiele bedrijfsvoering een dataset weergegeven van 30-31 30 mei waarin rin de procesvoering in de DEMON zichtbaar is. In Figuur 4-20 is duidelijk zichtbaar dat de pH daalt tijdens de beluchting. Als gevolg van nitritatie treedt verzuring van de matrix op. Indien het setpoint (laag) van pH wordt behaald behaald (pH 7,65) schakelt de beluchting uit en loopt de pH langzaam weer op als gevolg van toevoer van alkaliniteit door het influent. In de onbeluchte periode treedt de-ammonificatie de ammonificatie op en daalt het nitriet gehalte. Nadat het setpoint (hoog) wordt bereikt (pH 7,72) schakelt de beluchting weer in. Door de voeding neemt het volume in de reactor gedurende 6,5 uur steeds verder toe. Na 6,5 uur wordt het proces stopgezet en bezinkt het DEMON slib. Na 1,5 uur wordt het volume dat in 6,5 uur is toegevoegd afgelaten en begint het proces opnieuw.
Figuur 4-20
Het verband tussen beluchting en pH in de DEMON (op 30 en 31 mei)
Afhankelijk van de biologische activiteit in het systeem werd de capaciteit verder verhoogd. Gedurende edurende periode 4 is de ammoniumconcentratie in de DEMON zo constant mogelijk gehouden rond de 80 – 100 mg NH4-N/l. N/l. Het ammoniumgehalte van het influent bedraagt door de verdunning nu gemiddeld 800 mg NH4-N/l. N/l. Op basis van deze gegevens kan met behulp van een massabalans de totale activiteit van de DEMON worden berekend. Op basis van de massabalans over de gehele reactor bedroeg de activiteit 0,17 kg NH4-N/m3/d. Gecorrigeerd voor het aantal uren per dag dat de reactor gevoed en behandeld wordt (3 * 6,5 uur per dag) komt dit overeen met 8,93 mg NH4-N/l/h. N/l/h. Dit komt redelijk goed overeen met de waarden die gemeten zijn met de periodiek uitgevoerde nitritatienitritatie en deammonificatietesten die op basis van het concentratieverloop van ammonium en nitriet tijdens de diverse cycli gemeten zijn. De resultaten van deze ‘praktijk’ activiteitstesten zijn 58
weergegeven in Figuur 4-21 21. Op basis van de afzonderlijke metingen kan worden geconcludeerd dat de activiteit in de DEMON aanzienlijk aanzienlijk hoger ligt dan de voorgaande periodes. Het verdunnen met het effluent van de RWZI heeft een duidelijk positief effect op zowel de nitritatie- als de de-ammonificatie de activiteit. De hoogste totale activiteit wordt gemeten rond 25 mei (ongeveer 14 mg NH4-N/l/d) N/l/d) en aan het eind van deze meetperiode is de activiteit nog steeds constant (maar iets lager) ongeveer 8-12 8 12 mg NH4-N/l/h (ongeveer 0,19-0,29 kg/m3,d). In tegenstelling tot de overige periodes blijft de activiteit aanwezig tot aan het eind van de proefperiode. efperiode. Na 6 tot 10 keer verversing van het reactorvolume is nog steeds een activiteit, zoals weergegeven in Figuur 4-22. 4.5.5 • •
• •
•
Conclusie De biologische activiteit van het DEMON proces wordt bepaald door remmende factoren in de matrix ix (het voorbehandelde DMF/urine mengsel). De activiteit die in de DEMON bereikt kan worden bedraagt ongeveer 14 mg NH4N/l/h. Dit komt overeen met 0,34 kg NH4-N/m3/d. Deze activiteit is bereikt nadat het influent van de DEMON met een factor 2 tot 3 is verdund verdund met effluent van de RWZI. Onder deze omstandigheden is een stabiele bedrijfsvoering van het DEMON systeem aangetoond. Bij het onverdund bedrijven van het systeem zakt de biologische activiteit na verloop van tijd in. De activiteit bleef gehandhaafd van van eind april tot het einde van de testperiode (1 juli) waarin verdunning is toegepast. Het is hiermee aangetoond dat het DEMON proces stabiel kan functioneren op een verdunde DMF / urine matrix. Een exacte oorzaak voor de geconstateerde remming is niet vastgesteld vastgesteld en vraagt meer fundamenteel onderzoek. Hoogstwaarschijnlijk bestaat de remmende werking uit een combinatie van zoutvracht, aanwezigheid van organische stof (humus(humus en fulvinezuren) en mogelijk sulfide. Door verdunnen van de matrix worden remmende factoren verlaagd en wordt de bedrijfsvoering positief beïnvloed.
Figuur 4-21
Activiteit in de DEMON als functie van tijd in periode 4
59
Figuur 4-22
4.6
Activiteit iviteit in de DEMON als functie van de hoeveelheid ververst reactor volume in periode 4
Effluent pilot installatie
Gedurende de hele proefperiode is het effluent van de DEMON bepaald. Een weergave van de CZV en BZV effluentconcentraties zijn weergegeven weergegeve in Figuur 4-23.. De CZV concentratie in het effluent bedraagt ongeveer 5000 mg/l tot eind maart, daarna is een sterke daling te zien in de effluentconcentratie. Zoals al eerder aangegeven is de afname van de CZV concentratie een indirect gevolg van lagere CZV concentraties in het influent van de pilot installatie. De BZV concentraties zijn erg laag, dit wordt veroorzaakt door het optreden van heterotrofe groei dan wel door aërobe verademing als door vergaande denitrificatie, naast het de-ammonificatie ammonificatie proces. Een weergave van de overige stikstof en fosfaatconcentraties is gegeven in Figuur 4-24.
60
Figuur 4-23
CZV en BZV effluentconcentraties
Figuur 4-24
Concentratie in het effluent van de DEMON
4.7
Medicijnverwijdering
61
4.7.1 Inleiding Een van de aandachtspunten in het SOURCE project is de aanwezigheid van veterinaire en humane geneesmiddelen en het lot van deze stoffen tijdens het doorlopen van de hele procestrein. Het is van belang te weten of deze de verbindingen bijvoorbeeld terechtkomen in de gevormde struviet of in het effluent van de DEMON reactor of dat ze misschien in een van de tussenstappen (bijvoorbeeld in in de aerobe reactor) worden verwijderd. In het SOURCE project is vooral aandacht besteed aan antibiotica. Het detecteren van specifieke medicijnen in de DMF matrix was nog te problematisch en daarom is gekozen voor het uitvoeren van een beperkt aantal metingen, metingen, dat inzicht zouden verschaffen in de aanwezigheid en het lot van verschillende geneesmiddelen binnen het SOURCE project: • Antibioticaeffectmetingen waarbij niet direct naar individuele stoffen wordt gekeken maar naar groepen (van antibiotica) (Hoofdstuk (Hoofdst 4.7.2). • Medicijnanalyse in de urinematrix is wel mogelijk en van een aantal veel gebruikte geneesmiddelen is daarom de concentratie in de onverdunde humane urine bepaald (Hoofdstuk 4.7.3). In het kader van de aanwezigheid van medicijnen zijn ook wat inleidende experimenten uitgevoerd naar de mogelijkheid van medicijnverwijdering (in de DMFDMF-urine matrix) door middel van ozonisatie. 4.7.2 Veterinaire en humane antibiotica Om inzicht te krijgen in de aanwezigheid van antibiotica in de DMF en urine die in de SOURCE installatie worden behandeld en in het effect van de behandeling op de aanwezigheid van antibiotica zijn door Grontmij metingen uitgevoerd. Voor de complete rapportages tages wordt verwezen naar Bijlage 5. Er is voor zover bekend nog niet eerder onderzoek gedaan naar de aanwezigheid van antibiotica in een DMF of aan het effect van wisselende procesomstandigheden op de activiteit van de antibiotica. Voorafgaand aan de testen was er nog geen extractiemethode beschikbaar voor antibiotica of geneesmiddelen in het algemeen in een DMF matrix. Het doel van dit medicijnonderzoek binnen SOURCE was dan ook om: • Inzicht te krijgen in de antibioticumactiviteit antibioticumactiviteit in uitgangsmateriaal en effluent van de verschillende processtappen in het SOURCE concept; • Inzicht te krijgen in de aard van de antibioticum activiteit; activiteit • Inzicht te krijgen in de mate waarin de verschillende processtappen invloed hebben op p de antibioticumactiviteit. antibioticumactiviteit Voor deze testen,, uitgevoerd door Grontmij, is gebruik gemaakt van de RIKILT Water-Scan Water test. Deze test is ontwikkeld voor de screening van antibioticumactiviteit in oppervlaktewater. Voor de test wordt een monster op 5 verschillende verschillende agarplaten met (ongevaarlijke) bacteriestammen gebracht. De bacteriestammen zijn gevoelig voor specifieke antibioticumklassen (Tetracyclines, Quinolonen, Sulfonamiden, Macroliden/ ß-Lactam ß en Aminoglycosiden). In deze platen zijn negen putjes aangebracht aangebracht waarin (extracten) van monsters kunnen worden aangebracht. Wateroplosbare componenten (waaronder de te testen antibiotica) in de (extracten van de) monsters diffunderen in de agar, agar waarbij een radiale concentratiegradiënt ontstaat; dichtbij d het “putje” e” is de concentratie van de antibiotica hoger dan verder weg. Op een bepaalde afstand van het “putje” wordt word de antibioticumconcentratie concentratie zo laag dat de bacteriën kunnen groeien. De afwezigheid van bacteriële groei is zichtbaar als een heldere cirkel (de groeiremzone) gr (Figuur Figuur 4-25). De vijf testplaten voor de detectie van antibiotica residuen water bevatten 1 of 2 positieve controles met een bekende concentratie van een voorbeeldstof die valt in de te testen categorie categori antibiotica. De randen van bacteriegroeiremzones worden in handmatig rood gearceerd. Monsters met een groeiremzone worden als positief beoordeeld: Ditit betekent dat er stoffen aanwezig zijn met een antibiotica-werking. antibiotica Hoe groter de groeiremzone remzone hoe hoger hoge de concentratie van de antibiotica antibiotic van die specifieke groep in het monster. Exacte identificatie van het aanwezige antibioticum is met deze test niet mogelijk. Monsters Monster zonder 62
groeiremzones worden als negatief beoordeeld. De interpretatie van de resultaten resultat van de antibiotica test zijn dus kwalitatief tot maximaal semi-kwantitatief. semi Er zijn twee meetseries doorgemeten. De eerste serie monsters is genomen op 1 mei 2011. De DEMON reactor kon toen niet gemonsterd worden. Alleen influent en effluent monster van an de aerobe reactor en de struvietreactor en struviet zijn doorgemeten. Toen bleek dat de methode geschikt was voor DMF monsters is de meting herhaald voor de hele SOURCE procestrein inclusief de humane urine en de DEMON reactor (monsters genomen op 14 juni 2011).
Figuur 4-25
Een monster zonder remming (negatief) en monster met remming (positief) door antibiotica
Eerste testronde (monsters eind van fase 3) Voor deze eerste testronde zijn op 1 mei 2011 monsters monsters genomen van influent van de aerobe tank, effluent van de aerobe tank en de struvietreactor en van het gevormde struviet. De antibiotica in de struviet zijn ontsloten door extractie met water en/of methanol (voor de exacte werkwijze (en uitgebreidere weergave van de resultaten) wordt verwezen naar Bijlage 5. Voor de methanol en de demiwaterextractie demiwaterext werd ongeveer 80 gram struviet ruviet geëxtraheerd met ongeveer 80 ml extractiemiddel. Elke liter DMF bevat ongeveer 120 mg PO4-P/l, wat bij 100% verwijdering resulteert in de vorming van ongeveer 960 mg struviet. De 80 gram struviet die geëxtraheerd ëxtraheerd is komt dus overeen met ongeveer 85 liter DMF influent. De monsterlocaties die zijn meegenomen in de eerste testronde zijn weergegeven in Figuur 4-26. De resultaten zijn samengevat in Figuur 4-27 en Tabel 4-10.
63
Figuur 4-26
Monsterpunten tijdens meetronde 1
Uit de resultaten van deze eerste effectmetingen kan het volgende worden afgeleid: • De activiteit van alle groepen van antibiotica is aangetoond, vooral in het influent van de aërobe tank. • Vooral voor de Tetracycline, Tetracycline maar ook voor sulfonamiden en macroliden/B acroliden/B-Lactam groep is een antibiotica-activiteit antibiotica waargenomen. • De aërobe tank lijkt een belangrijke rol te spelen in de verwijdering van antibiotica activiteit. • De uitvoering van alle antibiotica screening testen is goed goed verlopen. Alle positieve controles van de platen hebben een duidelijke groeiremming latten zien. Vrijwel geen van de platen heeft groeiremming laten zien in de negatieve controles. Alleen de methanol controle van de Aminoglycosiden groep heeft een zeer lichte lichte activiteit laten zien die moeilijk te verklaren is. Tweede testronde (monsters eind van fase 4) Voor de tweede testronde zijn op 1 mei 2011 weer monsters genomen voor antibiotica effectmetingen. Dit keer zijn er ook monsters meegenomen van de ingaande ingaan urine en DMF stroom, het RWZI effluent (dat gebruikt wordt om het influent van de DEMON te verdunnen, het DEMON effluent en het slib in de aerobe reactor en de DEMON. De monsterlocaties die zijn meegenomen in de tweede testronde zijn weergegeven in Figuur 4-28. De slibben werden in deze testronde ook bemonsterd omdat in de eerste testronde bleek dat een aanzienlijk verschil was in antibioticumactiviteit van influent en effluent van de aerobe reactor. Voor de exacte te werkwijze en uitgebreide weergave van de resultaten wordt verwezen naar Bijlage 5. De resultaten zijn samengevat in Figuur 4-27 en Tabel 4-10.
64
Tetracyclines
Quinolonen
Sulfonamiden
Macroliden/ß-Lactam
Aminoglycosiden
Codering monsters op platen 1. Positieve controle A 2. Positieve controle B 3. Negatieve controle demiwater 4. Negatieve controle methanol 5. Influent aerobie 6. Effluent aerobie 7. Extract van struvietkorrels methanol 8. Effluent struvietreactor 9. Extract struvietkorrels demiwater
Figuur 4-27
Resultaten van de eerste antibioticaeffectmetingen antibiotica
Tabel 4-10
Samenvatting van de resultaten van de eerste testen om de effecten van antibiotica te bepalen in de SOURCE Installatie. Weergegeven zijn de kwalitatieve resultaten (++ = groeiremzone > positieve controle; + = groeiremzone gelijk aan positieve controle; ± = resultaten niet eenduidig;
- = geen remming) Tetracyclines
Quinolonen
Sulfonamiden
Macroliden ß-Lactam Lactam
Amino glycosiden
V/H
H
V/H
V/H
V/H
Influent
++
+
++
+
+
Effluent aerobie
+
-
±
-
-
Effluent struviet
+
-
±
-
-
Struviet – demiwater
-
-
-
-
-
Struviet – methanol
-
+
+
+
+
a
Toepassingsgebied Monster
a
V = veterinair, H = humaan
65
Figuur 4-28
Monsterpunten tijdens meetronde 2
Uit de resultaten van deze effectmetingen kan het volgende worden afgeleid: • De resultaten van de eerste testserie zijn reproduceerbaar. De trend in de anitbioticaanitbiotica effectmetingen zoals waargenomen in deze testronde komt overeen met de resultaten van testronde 1. • De activiteit van alle groepen van antibiotica is wederom aangetoond in het influent van de aërobe tank,, maar ook in DMF en humane urine. urine • Er is in het slib van de aerobe tank antibioticumactiviteit waargenomen van alle groepen antibiotica. Waarschijnlijk vindt er adsorptie van antibiotica aan het slib plaats en is dit de wijze waarop de verwijdering plaatsvindt. Voor het slib van de DEMON geldt dit ook maar in mindere mate.
4.7.3 Medicijnen in humane urine In de onverdunde urine die gebruikt wordt in het SOURCE project is een beperkte medicijnanalyse analyse uitgevoerd. In totaal zijn er 41 geneesmiddelen behorende tot verschillende categorieën meegenomen in de analyse. Alleen coffeïne (55 µg/l), ibuprofen (69 µg/l) en naproxen (17 µg/l) werden gevonden. Het volledige analyserapport is weergegeven in Bijlage 6. Het resultaat van de analyse ligt in de lijn der verwachtingen. Ibuprofen en naproxen zijn pijnstillende ontstekingsremmers en coffeïne wordt vaak aan paracetamol toegevoegd om het effect van die stof te versterken (www.apotheek.nl). ( ). Deze stoffen zijn als pijnstiller in Nederland vrij verkrijgbaar en worden algemeen gebruikt. Het is dus niet onverwacht om deze in de urine van een (hoge)school aan te treffen. Hormonen en antibiotica werden niet in detecteerbare hoeveelheden hoeveelheden aangetroffen. Echter, de detectielimiet voor 17a-ethynyl17a estradiol, een van de werkzame stoffen in anticonceptiemiddelen, was redelijk hoog door matrix effecten. Anderzijds is er in deze analyseronde slechts een beperkt aantal veel gebruikte humane antibiotica meegenomen. Ziekenhuisurine zal andere geneesmiddelen in andere (wellicht) hogere gehalten bevatten.
66
Tabel 4-11
Samenvatting van de resultaten van de tweede serie testen om de effecten van antibiotica antib te bepalen in de SOURCE Installatie. Weergegeven zijn de kwalitatieve resultaten (++ = groeiremzone > positieve controle; controle + = groeiremzone gelijk aan positieve controle; controle ± = resultaten
niet eenduidig; - = geen remming) Tetracyclines
Quinolonen
Sulfonamiden
Macroliden ß-Lactam Lactam
Amino glycosiden
V/H
H
V/H
V/H
V/H
Urine
++
+
++
++
+
DMF
++
+
++
++
+
Influent
++
+
++
++
+
Slib aerobie
+
+
+
++
+
Effluent aerobie
+
-
++
++
+
Struviet – demiwater
-
-
-
-
-
Struviet – methanol
-
+
+
+
+
Effluent struviet
+
+
++
++
+
Effluent RWZI
-
-
-
-
-
Influent DEMON
-
+
+
+
-
Slib DEMON
-
+
+
-
-
Effluent DEMON
-
-
-
-
-
a
Toepassingsgebied Monster
a
V = veterinair, H = humaan
67
Tetracyclines
Quinolonen
Macroliden/ß-Lactam
Aminoglycosiden
Sulfonamiden
Codering monsters op platen 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10. 11. 12. 13. 14. 15.
16.
Figuur 4-29
Resultaten van de eerste antibioticaeffectmetingen antibiotica
68
Positieve controle A Positieve controle B Negatieve controle methanol Negatieve controle demiwater Urine DMF Influent aerobie Effluent aerobie Extract van struvietkorrels methanol Extract struvietkorrels demiwater miwater Effluent struviet reactor Effluent RWZI Influent DEMON Effluent DEMON Slib aerobe tank Slib DEMON
4.7.4 Ozonisatie van DEMON effluent gespiked met medicijnen Doel en opzet van de ozonisatie in het kort Het doel van de voor Source uitgevoerde experimenten was om te onderzoeken of medicijn(resten) in het DEMON effluent (lees ( DMF-urine urine matrix) te verwijderen waren. De bedoeling van de experimenten was niet om dit proces te optimaliseren, maar een “proof-of “proof principle”. Daarom is gekozen voor een robuuste opzet van de ozonisatie, waarin een overmaat aan ozon wordt gedoseerd aan een hoog gespiked medium van DEMON effluent met diclophenac ac en ibuprofen. In de praktijk zal bijvoorbeeld de toegepaste ozonconcentratie lager zijn en volume ratio water-gas water veel groter. De ozonisatie-experimenten experimenten zijn na afloop van de SOURCE proef uitgevoerd met het effluent van de DEMON (Figuur Figuur 4-30). ). Circa 14 liter DEMON effluent gespiked met 1000 µg/l8 aan ibuprofen en diclophenac werd in een 60 liter vat gebracht, dat voorzien was van een monsterpunt voor watermonsters. Deze medicijnen zijn gekozen op basis van hun microbiologische persistentie, maar hun relatief goede afbreekbaarheid met ozon. De lage microbiologische afbreekbaarheid van deze medicijnen was van belang omdat het DEMON effluent niet steriel was en biologische afbraak tijdens de ozonisatie zoveel mogelijk moest worden uitgesloten9. Het vat werd daarna (zo goed mogelijk) mogelijk afgesloten om weglekken van de ozon tijdens de experimenten te voorkomen. Ozon werd ter plekke gegenereerd en daarna via een beluchtingssteentje in de vloeistof gebracht. Voorafgaand aan het experiment werd de ozonconcentratie in het ingaande gasstroom gemeten (gemiddelde concentratie 17,7 ± 1,1 g/Nm3 bij een debiet van 0,4 m3/h). De uitgaande gasstroom werd door een ozonmeter geleid en regelmatig gelogd. Het DEMON effluent werd (in duplo) gedurende een uur aan ozon blootgesteld. Voor, tijdens en na het experiment werden er monsters van de waterfase genomen voor analyse van CZV, BZV en medicijnconcentraties. De experimenten zijn herhaald met kraanwater met toegevoegde medicijnen (eveneens in duplo). De ozonconcentratie onconcentratie in het afgas liep tijdens de experimenten op kraanwater echter zo snel op dat de ozongenerator regelmatig moest worden uitgeschakeld (bij een concentratie in het afgas van ~10 g O3/Nm3; bij deze concentratie vindt nauwelijks meer extra overdracht racht van ozon in de gasfase naar de waterfase plaats. De ozongenerator werd weer aangeschakeld als de ozonconcentratie in het afgas weer gedaald was tot ongeveer 1 g/Nm3. Resultaten Het effluent van de DEMON was donkerbruin van kleur. Deze kleur is waarschijnlijk waars gerelateerd aan complexe organische verbindingen die aanwezig zijn in de DMF-urine DMF matrix en die (onder andere) worden gevormd tijdens beluchting van de DMF-urine DMF matrix in de aerobe reactor. Na een uur ozonisatie bleek de kleur van het DEMON effluent eff te zijn afgenomen. De CZV-concentratie concentratie werd tijdens beide testen met DEMON effluent met ongeveer 150 mg/l lager (Figuur Figuur 4-31), terwijl de BZV205 met ongeveer 80-100 80 mg/l toenam. Het ozonverbruik was iets lager in de testen met m kraanwater (Figuur 4-32 32) maar deze data moeten voorzichtig worden geïnterpreteerd aangezien de ozongenerator tijdens de kraanwatertesten regelmatig aan en uit werd gezet, terwijl dit bij de testen met DEMON effluent niet het geval val was. De ozon-CZV ozon CZV ratio was ongeveer 2.5 aan het eind van de DEMON effluent test.
8
Diclophenac waren opgelost (concentratie 250 mg/l) in water met een P-buffer P buffer (pH 7). Met de dosering van de medicijnen werd dus geen extra extra koolstof in de oplossing gebracht. 9 K. Kujawa-Roeleveld, Roeleveld, 2011. Wageningen Universiteit, pers. comm.
69
Figuur 4-30
Proefopstelling voor ozonisatie (bij Excellent Ozone Systems and Consultants BV)
De medicijnen die kort voor de ozonisatie aan het DEMON effluent zijn toegevoegd in een concentratie van 1000 µg/l zijn binnen een uur voor een aanzienlijk deel verwijderd uit de DMF-urine matrix (Figuur 4-33 33) Na een uur ozoneren was 98% van de diclofenac diclofen en 87% van de ibuprofen uit de matrix verdwenen. In de test met kraanwater verliep de verwijdering zoals verwacht sneller en was de concentratie al na 5 minuten onder de detectielimiet. Het ozonverbruik was in de testen met DEMON effluent en kraanwater tijdens de eerste 10 minuten vergelijkbaar. Deze testen zijn uitgevoerd met medicijnen die slechts kort voor de test zijn toegevoegd, waardoor er waarschijnlijk geen sorptie van de verbindingen aan het organisch materiaal in het DEMON effluent heeft kunnen kunnen plaatsvinden. Daarnaast is de ozonisatie op een robuuste manier toegepast. In de praktijk zal de ozondosering lager zijn. Desalniettemin geven de in de ozonisatietesten verkregen resultaten wel aan dat de verwijdering van medicijnen in de DMF-urine DMF matrix ix mogelijk is. Er zal echter nog wel enige fine-tuning tuning moeten plaatsvinden. De verwijdering van de medicijnen door ozon hoeft overigens niet automatisch te betekenen dat het ecotoxicologische effect (voor zover aanwezig) ook lager is geworden. Metabolieten Metabolieten kunnen nog steeds aanwezig zijn en deze kunnen ook nog ecotoxicologisch actief zijn. Er is verder geen analyse gedaan naar het voorkomen van metabolieten na ozonisatie.
70
Figuur 4-31
CZV en BZV concentratie concentratie als functie van de tijd bij ozonisatie van DEMON effluent
Figuur 4-32
Ozonverbruik in DEMON effluent en water (beide gespiked met 1000 µg/l diclofenac en ibuprofen) en ratio van ozonverbruik en CZVafname CZVafna in DEMON effluent (O3/CZV).
71
Figuur 4-33
Diclofenac en ibuprofenconcentratie in DEMON effluent (metingen in twee testen uitgevoerd) en water (in enkelvoud). Zowel DEMON effluent en water zijn gespiked met met 1000 µg/l diclofenac en ibuprofen.
4.7.5 Conclusies antibioticaeffectmetingen en ozonisatie Antibiotica: • De activiteit van alle groepen van antibiotica is aangetoond in het influent van de aerobe tank, maar ook in DMF en humane urine afzonderlijk. • Op basis van n effectmetingen naar 5 groepen antibiotica kan worden geconcludeerd dat over de gehele breedte een aanzienlijk verwijdering van antibiotica effect wordt geconstateerd. De meetmethode laat niet toe dat kwantitatieve uitspraken worden gedaan naar de absolute absolute verwijdering van antibiotica, slecht een kwalitatieve afname van het antibiotica effect is gemeten. • Het antibiotica effect in de waterfase wordt significant verlaagd na biologische behandeling (zowel aerobe tank als DEMON). • Er is in het slib van de aerobe aerobe tank antibioticumactiviteit waargenomen van alle groepen antibiotica. Waarschijnlijk vindt er adsorptie van antibiotica aan het slib plaats en is dit de wijze waarop de verwijdering plaatsvindt. Voor het slib van de DEMON geldt dit ook maar in mindere mate. ma • In het geproduceerde struviet wordt geen significant effect van antibiotica aangetoond. Verwijdering van medicijnen door ozonisatie • Op laboratoriumschaal is middels twee testronden aangetoond dat uit de DEMONDEMON effluentmatrix, ondanks de nog relatief hoge hoge CZV concentratie, door middel van ozonisatie verwijdering van de vers toegevoegde medicijnen ibuprofen en diclofenac plaatsvindt. • Na een uur ozoniseren was 98% van de diclofenac en 87% van de ibuprofen uit de matrix verdwenen. Metabolieten kunnen nog steeds steeds aanwezig en ecoltoxicologisch actief zijn. Dit is niet verder onderzocht. 72
•
4.8
Na een uur ozonisatie bleek de kleur van het DEMON effluent te zijn afgenomen. De CZV-concentratie concentratie werd tijdens beide testen met DEMON effluent met ongeveer 150 mg/l lager terwijl ijl de BZV205 met ongeveer 80-100 mg/l toenam.
Concluderende opmerkingen en discussie over behaalde testresultaten
4.8.1 Influent Het influent is een samenstelling van DMF (97%) en humane urine (3%). Deze twee stromen worden gemengd in de mengtank. Om een goed goed beeld te krijgen van de karakteristiek van het influent, is gedurende de gehele testperiode gemeten. Hierbij is onderscheid gemaakt tussen periode 1 t/m 3 en periode 4. Dit is gedaan omdat de DEMON in periode 4 op een andere manier is bedreven dan in periode per 1 t/m 3. In Tabel 4-12 zijn de concentraties van de gecombineerde stroom weergegeven. Tabel 4-12
Component CZV BZV NKj NH4-N Totaal P PO4-P K Cl
Gemiddelde samenstelling van het influent in de mengtank.
Periode 1 t/m t/ 3 (mg/l) 10263 4247 3974 3608 114 102 2700 1270
Periode 4 (mg/l) 8049 2161 3421 3200 102 74 2533 1238
Gemiddeld (mg/l) 9691 3709 3836 3506 111 95 2644 1261
Opvallend is het grote verschil in CZV en BZV in periode periode 4 ten opzichte van de eerste drie periodes. Dit verschil is veroorzaakt doordat de samenstelling van de DMF in deze periode minder belast was met CZV en BZV. Een oorzaak hiervan is nooit te achterhalen geweest. Overigens met de data die verkregen zijn zijn gedurende het vooronderzoek zijn geen grote verschillen te constateren uitgaande van de gemiddelde waarden en de aanname dat de gehele matrix uit DMF bestaat. 4.8.2 Aerobe tank Het doel van de aerobe tank is het verwijderen van CZVCZV en BZV uit de matrix van DMF en humane urine. De aerobe tank is geplaatst omdat uit vooronderzoek (zie ook Bijlage 2) was gebleken dat de CZV- en BZV verwijdering in een anaerobe processtap onvoldoende was. De verwijdering van CZV en BZV is noodzakelijk om de struvietreactor en de DEMON optimaal te laten functioneren. Uit het vooronderzoek bleek ook dat 33% van het CZV verwijderd kon worden door een aerobe processtap bij een verblijftijd van één dag. Uit deze resultaten voor de CZV- en BZV verwijdering van de gehele proefperiode (Figuur ( 4-34) valt af te leiden dat de CZV verwijdering in de hele testperiode tussen 30 en 40% ligt en dat ongeveer 60 tot 70% BZV wordt verwijderd bij een HRTox van 1,8 dag, g, een zuurstofspanning van 2 mg/l in een matrix met een pH van 8,4 – 8,5. Gedurende de testperiode zijn verschillende procesomstandigheden (pH, de (oxische) verblijftijd en, buiten procescontrole om, de temperatuur) aangepast om te onderzoeken of de verwijderingsrendementen verwijderingsrendementen opgevoerd konden worden. In het algemeen was het moeilijk om het CZV en BZV verwijderingsrendement te verhogen. Verlaging van pH en verlengen van de hydraulische oxische verblijftijd hadden geen effect. In periode 2 (12 januari – 2 maart) maart) werd de pH van het influent verlaagd om te zien of dit leidde tot een verbetering van het verwijderingsrendement. In deze periode werd wel een (tijdelijke) verhoging van het rendement waargenomen maar aangezien in dezelfde periode sprake was van een temperatuurstijging emperatuurstijging kan dit ook (mede) van invloed zijn geweest. Wel 73
kan vastgesteld worden dat in periode 2 bij vergelijkbare temperaturen als in periode 1 hogere rendementen werden bereikt. Toch is het aanzuren van het influent stopgezet. De pH correctie vereiste een zeer hoge chemicaliëndosering (40 l 16% HCl per dag), vanwege de hoge alkaliniteit van de matrix. Uit economisch oogpunt is dosering hierdoor niet acceptabel zeker omdat het resultaat niet significant beter is. Daarnaast leidde de zuurdosering door de grote hoeveelheden vrijkomende CO2 tot schuimvorming. Het verlengen van de hydraulische verblijftijd (periode 4) leverde problemen op met nitrificatie. Door de HRTox te verlengen van 1,8 dag naar 3,6 dag werd na verloop van tijd nitriet en nitraat gevormd (waarschijnlijk ook door de relatief hoge buitentemperaturen in die periode) wat onwenselijk is in verband met het hoge energieverbruik, het carbonaatverbruik en complexe bedrijfsvoering van de DEMON wat daarvan het gevolg is. De CZVCZV en BZV verwijdering jdering die in die periode toch al lager werden namen verder af tot respectievelijk 20% en 30%.
Figuur 4-34
Verwijdering van CZVCZV en BZV over de gehele testperiode
De enige procesparameter die wel een duidelijk duidelijk verband heeft met de verwijderingsrendementen is de buitentemperatuur. Gedurende de testperiode is de reactor temperatuur niet gemeten, maar om toch een idee te krijgen van het effect op de verwijdering is gebruik gemaakt van de historische weergegevens weergegevens van het nabij gelegen weerstation Volkel. Van oktober tot maart is duidelijk te zien dat de verwijderingsrendementen in lijn lopen met de temperatuur. In april en mei liggen de CZVCZV en BZV verwijderingsrendementen structureel lager vanwege de sterkte afname van CZV en BZV in het influent in april, waardoor een niet reëel beeld ontstaat van het verwijderingsrendement. Daarnaast treedt er in deze periode ook nitrificatie op in de reactor. Mogelijkerwijs gaan de nitrificerende bacteriën dan in competitie om zuurstof met het heterotrofe slib. Nadat de verblijftijd weer werd verkort op 9 april is zichtbaar dat de verwijderingsrendementen weer stijgen naar de oude waarden. 4.8.3 Struvietreactor Bij het bedrijven van de struviet reactor is gestreefd naar het maximaal maximaal terugwinnen van het aanwezige fosfaat. Dit is mogelijk door het vormen van struviet of MgNH4PO4.6H2O. Het is duidelijk dat de struviet enkel gevormd kan worden uit het opgeloste fosfaat, aanwezig als 74
PO43--P. P. Aangezien het een kristallisatieproces betreft betreft is het mogelijk om op deze manier een zuivere mineraal van fosfaat te produceren. Door het implementeren van de juiste procescondities is het haalbaar om het struviet te laten uitkristalliseren onder granulaire vorm. Een dergelijk product kan vervolgens vervolgens met een minimale nabehandeling (drogen aanhangend vrij water te verwijderen) verder verwerkt worden tot een kant en klare meststof. De samenstelling van de DMF-urine DMF urine matrix vergt in dit specifieke struvietproces bijzondere aandacht vooral door de hoge ammonium concentratie gecombineerd met een pH hoger dan 8. Dit is eerder besproken in sectie 3.2.3. Over het gehele traject van de verschillende test perioden was er een hoog verwijderingsrendement van het PO43--P. Bij de opgetreden reden ammoniumwaarden en pH van 8,1 bedraagt de maximaal haalbare effluentkwaliteit in de vorm van PO43--P circa 8.6 mg PO43--P/l (pH = 8.1, NH4+-N N = 3700 mg N/l, PO43--P = 60 mg PO43--P/l P/l en Mg/ PO43—P ratio = 31/1). Figuur 4-35 toont oont het verloop van het PO4 -P P gehalte in het influent en effluent. Op een drietal metingen na ligt de eindwaarde PO43--P P beneden de 15 mg PO43--P/l en dit onafhankelijk van de influent waarde. Vooral fluctuaties van Mg/P ratio hebben een beduidend effectt op de finale PO43--P P waarde. Een verschuiving van de Mg/P naar 0.75 resulteert onmiddellijk naar een stijging van de PO43--P P rest waarde naar 17.3 PO43--P/l (simulatie-berekeningen berekeningen volgens Loewenthal & Morrison, 1998 het “Struvite model”). De behaalde resultaten sultaten op vlak van PO43--P P verwijdering beantwoorden aan de verwachtingen volgens het potentieel van het struviet proces. Naast de verwijdering van het PO43--P P door struvietvorming is de aangroei tot een granulair eindproduct even belangrijk. Zoals eerder eer vermeld (sectie 3.2.3)) zijn hier het reactorontwerp en de procesvoorwaarden van cruciaal belang. Tijdens de verschillende test perioden heeft de aangroei van het struviet een aantal fases doorlopen. De aangroei op het entmateriaal entma kon duidelijk gevisualiseerd worden dankzij de donkere verkleuring van het SOURCE struviet (Figuur 4-10). ). Tijdens de daarop volgende periode kon vervolgens ook de doorgroei van natief SOURCE struviet vastgesteld worden. De mogelijkheid om binnen de voorliggende DMF-urine urine matrix tot de gewenste granulaire struvietvorm te komen werd aangetoond. Over periode 4 werd een toename van 14,2 liter (met 80% bolstapeling) gemeten van de hoeveelheid struviet over een periode van 20 dagen. dagen. Dit komt overeen met 11,4 liter struviet of 19,3 kg struviet (dichtheid is 1,74 kg/l) en 2,43 kg P. Teruggerekend op het behandelde volume (3 m3/dag) komt dit neer op een 40,5 mg PO43--P/l P/l influent P terugwinning als struviet. Het daadwerkelijke terugwinrendement terugwinrendement tijdens periode 4 lag tussen 40 en 60%. Gezien de beperkingen verbonden aan de vormgeving van de proefinstallatie lag de effectieve retentie van het struviet lager dan wat op volle schaal haalbaar zou moeten zijn. Met volle schaalreactoren zal als er bij reactorontwerp en processturing rekening wordt gehouden met de vastgestelde specifieke randvoorwaarden van deze matrix ((hoge ammonium en pH > 8) een betere retentie (80-90%) (80 90%) van het gevormde struviet mogelijk zijn. 4.8.4 DEMON Het doel van de DEMON N was om de hoge stikstofvracht uit de matrix te verwijderen. Voor zover bekend is de DEMON technologie nooit eerder toegepast op een matrix van DMF en urine. Tijdens het SOURCE project is de DEMON reactor verschillende keren opnieuw opgestart omdat de DEMON ON (en voornamelijk de de-ammonificatie de ammonificatie capaciteit) wegviel. Het was niet gelijk duidelijk wat de oorzaak van het wegvallen van de activiteit was. Gedurende de looptijd van het project zijn daarom verschillende strategieën getest om te voorkomen dat de activiteit wegviel. Na de eerste periode is een literatuurstudie uitgevoerd, waarin de factoren in de DMF-urine DMF matrix die mogelijk de de-ammonificatie ammonificatie activiteit in de reactoren kunnen remmen werden geïdentificeerd. Hierbij kwam onder andere naar voren dat sulfide, humuszuren en hoge zoutconcentraties remmend werken op de activiteit. 75
Figuur 4-35
Verloop in- en effluent waarden PO4-P PO4
Uit daarna uitgevoerd laboratoriumonderzoek bleek dat het niet mogelijk was om één duidelijke oorzaak aan te wijzen voor het wegvallen van de activiteit in de DEMON. Echter er zijn toen waar mogelijk aanpassingen gedaan in het SOURCE concept om de remmende stoffen weg te nemen. Ook is de opstartstrategie aangepast. De aanpassingen zijn doorgevoerd in periode 2 en periode 3. In periode 1, 2 en 3, waarbij de matrix niet werd verdund, bleek dat de activiteit na ongeveer <1 – 1,5 reactorvolumes sterk terugliep. Om deze reden is besloten op in periode 4 de matrix te verdunnen met effluent efflue van de RWZI. Het verdunnen van alle mogelijk remmende componenten bleek een goede strategie om het systeem stabiel te bedrijven. Over de gehele periode is het stikstofverwijderingsrendement bepaald (Figuur ( 4-36). Gedurende de hele ele testperiode bedroeg deze 90 – 100 %. Ondanks het hoge verwijderingsrendementen is de totale capaciteit van de reactor wel laag. Zeker in de eerste drie periodes is er slechts een maximale capaciteit van 350 l/dag bereikt, waardoor een aanzienlijk gedeelte lte van het beschikbare te behandelen water (toen effluent van de aerobie) moest worden overgestort op de bedrijfsriolering. Het hoge verwijderingsrendement in de DEMON geeft dus een vertekend beeld van de daadwerkelijke stikstofverwijdering ten opzichte van an de originele stikstofvracht in de DMF-urine DMF urine matrix zeker aan het einde van periodes 1, 2 en 3 (zie N-verwijdering verwijdering ten opzichte van influent in Figuur 4-36). Bij elke nieuwe opstart is zichtbaar dat dit percentage stijgt tot maximaal maximaal 10% en daarna afneemt omdat de capaciteit van de DEMON weer terugloopt. Pas nadat de DMF urine matrix verdund werd met effluent van de RWZI en de capaciteit gehandhaafd bleef is een duidelijk trend naar boven waarneembaar. Dit komt ook overeen met de verhoogde activiteiten in de DEMON die worden gemeten in periode 4. Het blijft onduidelijk of al het ammoniumstikstof in het influent in de DEMON wordt verwijderd door middel van de-ammonificatie ammonificatie of dat dit ook deels plaatsvindt via denitrificatie. Deze vraag is relevant aangezien het influent van de DEMON aanzienlijke hoeveelheden BZV en CZV bevat die als koolstof- en energiebron kunnen dienen voor denitrificerende bacteriën tijdens anoxische perioden. Gedurende de gehele periode zijn daarom ook de CZVCZV en BZV verwijderingsrendementen in het systeem bepaald (Figuur ( 4-37). 76
De verwijderingsrendementen zijn aanzienlijk hoog, al zijn de vrachten klein. Over de gehele testperiode ligt het CZV verwijderingsrendement in de DEMON op ongeveer ongeveer 30-40%. 30 De BZV verwijdering bedraagt zelfs 90%. De hoge BZV rendementen zijn te verklaren door de lage doorzet in de DEMON zeker in periode 1 t/m 3. Door de lange verblijftijden is het CZV/BZV door denitrificatie of wellicht door andere heterotrofe groei omgezet. Nadat de hydraulische capaciteit in periode 4 kon worden verhoogd is ook direct een duidelijke afname in BZV verwijdering te zien. Voor de gehele testperiode is per periode een schatting gemaakt hoeveel stikstof wordt omgezet door middel van an denitrificatie. Voor de bepaling is gebruik gemaakt van de CZV, ammonium en nitraat vrachten die per dag in de DEMON worden omgezet en geproduceerd. Voor de berekening zijn enkele aannames gedaan: • De nitraatproductie door de-ammonificatie de bedraagt 13% van de omgezette ammoniumvracht. • Er treedt geen nitraatproductie op door nitrietoxidatie. Uit vooronderzoek is gebleken dat nitriet oxiderende bacteriën zich bij lage zuurstofspanning en hoge zoutvrachten niet handhaven in het systeem. • Voor de denitrificatie tie van 1 g NO3-N is 4,5 g CZV noodzakelijk. In Tabel 4-13 zijn per periode de gemiddelde omzettingsvrachten van CZV, ammonium en nitraat weergegeven. Daarnaast is de verwachte nitraatvracht berekend die theoretisch theoretisc geproduceerd kan worden als al het ammonium via nitritatie en de-ammonificatie de ammonificatie wordt omgezet. Op basis van het verschil tussen de theoretische nitraatproductie en de daadwerkelijk gemeten vrachten kan er worden berekend hoeveel CZV noodzakelijk is geweestt voor de denitrificatie van nitraat. Uiteindelijk is bepaald hoeveel procent van het omgezette CZV in de DEMON wordt gebruikt voor denitrificatie over nitraat.
Figuur 4-36
Stikstofverwijdering in de DEMON over de gehele periode. Weergegeven zijn de N-verwijdering N in de DEMON (i.e. effluent DEMON ten opzichte van influent DEMON) en de N-verwijdering N in de SOURCE procestrein (i.e. effluent DEMON ten opzichte van influent aerobe tank). De DEMON draaide op ongeveer eveer 10% van de volumetrische ontwerpcapaciteit in periode 1, 2 en 3 (tot 20 april). In periode daarna was het debiet ongeveer 71% van de ontwerpcapaciteit.
77
Figuur 4-37
CZV en BZV verwijdering in de DEMON DEM
Tabel 4-13
Omzettingen en denitrificatie potentie in de DEMON Omzettingen (kg/d kg/d)
Periode
1 2 3 4
CZV
NH4-N
NO3-N
0,1718 0,4659 0,2878 2,0958
0,1929 0,7634 0,4545 1,7415
0,000 0,000 0,000 0,002
Verwachte NO3-N vracht op basis van deammonificatie (kg/d) 0,025 0,099 0,059 0,224
CZV behoefte op basis van denitrificatie over nitraat (kg/d)
CZV omzetting DEMON voor denitrificatie over nitraat (%)
0,1128 0,4463 0,2581 1,0124
66 96 90 48
Aangezien de gemeten nitraatconcentraties in het effluent van de DEMON nihil waren (0 – 5 NO3-N/l) N/l) kan er worden gesteld dat het omgezette CZV in de DEMON grotendeels gebruikt wordt voor denitrificatie. Dit kan als positief worden beschouwd omdat dit het totale stikstofverwijderingsrendement ofverwijderingsrendement verhoogd. In periode 1 bedraagt het percentage CZV dat wordt gebruikt voor denitrificatie 66%. In periode 2 en 3 is dit percentage zelfs 90 – 96%. Deze hogere rendementen worden hoofdzakelijk veroorzaakt door de toenemende dede ammonificatie ificatie activiteit in de DEMON waardoor meer nitraat geproduceerd wordt, en CZV gebruikt kan worden voor de omzetting. Daarnaast is er ook een verschil te zien in de totale CZV vracht die omgezet wordt. In periode 4 is het aandeel denitrificatie op de totale totale CZV verwijdering weer lager dan de voorgaande periodes. Een duidelijke verklaring kan hier niet voor worden gegeven. Toch kan worden gesteld dat een aanzienlijk deel van het CZV via de denitrificatieroute wordt omgezet. Dit betekent dat 48% tot 96% van van de 13% stikstofvracht (die wordt omgezet naar nitraat bij de-ammonificatie) ammonificatie) is verwijderd via denitrificatie. Het merendeel van de stikstofvracht (88% tot 94%) is verwijderd via de-ammonificatie. ammonificatie. 78
4.8.5 Effluent Het effluent van de pilot installatie is geformuleerd geformuleerd als het effluent dat de DEMON verlaat. Hiervoor is bewust gekozen omdat de onderstaande resultaten met betrekking tot medicijnverwijdering zijn beschreven naar aanleiding van laboratoriumexperimenten. Hierbij is onderscheid gemaakt tussen periode 1 t/m 3 en periode 4. Vanaf periode 4 (vanaf 20 april 2011) zijn alle procesonderdelen van het SOURCE concept zoals oorspronkelijk opgezet, in serie bedreven. De effluentkwaliteit in deze periode is daarom maatgevend. Hierbij de opmerking dat de effluentkwaliteit effluentkwaliteit in deze periode ook bepaald wordt door de mate van verdunning met RWZI effluent. In Tabel 4-14 zijn de concentraties van de gecombineerde stroom voor beide perioden weergegeven. Tabel 4-14
Effluentsamenstelling van de DEMON
Component CZV BZV N-Kj NH4-N Nitriet + nitraat Totaal P PO4-P K Cl
Concentratie periode 1 t/m 3 (mg/l)
Concentraties periode 4 (mg/l)
5188 164 373 70 11 180 119 2400 1151
4760 354 585 124 23 115 63 2109 1849
Vanuit de effluentsamenstelling is het interessant een doorkijk te maken naar de influentsamenstelling. Voor CZV geldt dat ongeveer 50% van de totale CZV is verwijderd in de installatie. Dit betekent dat naast het gemiddelde CZV verwijderingsrendement verwijderingsren van 3040% in de aerobe tank ook nog 10 -20% 20% wordt verwijderd in de DEMON. Aan de hand van Figuur 4-37 is te zien dat het gemiddelde CZV verwijderingsrendement in de DEMON ongeveer 35% bedraagt. Uitgaande van 35% verwijdering verwijdering in de aerobe tank betekent dit dat er 21% van de totale CZV vracht wordt verwijderd in de DEMON. BZV verwijdering vindt in periode 1 tot en met 3 vergaand plaats. Dit wordt veroorzaakt door de lange verblijftijden in de DEMON in de eerste drie periodes. periodes. Pas in periode 4, waarbij een hogere doorzet, plaatsvindt zijn iets hogere BZV concentraties waarneembaar. Door de lage BZV concentraties en nitriet+nitraatconcentraties kan ook geconcludeerd worden dat er vergaande denitrificatie in de DEMON plaatsvindt plaatsvindt tijdens de anoxische periodes, zoals al eerder besproken. Verder valt op dat het effluent in periode 4 veel minder orthofosfaat bevat. Dit is hoofdzakelijk te verklaren door het feit dat in periode 4 het effluent van de struvietreactor is gebruikt als influent van de DEMON. Een indirect gevolg daarvan is dat de chloride concentraties in het effluent verder oplopen. Met betrekking tot de zoutvrachten is zichtbaar dat de kaliumconcentraties door de gehele procestrein redelijk constant blijven. De N-verwijdering dering was gedurende de hele periode hoog en tussen de 90 en 100%. Met betrekking tot de belasting met de zouten chloride en kalium wordt geconstateerd dat het SOURCE proces vrijwel geen invloed heeft op de gemeten concentraties. Kaliumconcentraties worden met circa 10% verlaagd. Voor chloride wordt eveneens een lichte afname gezien ondanks de toevoeging van chloride als gevolg van de dosering van MgCl2 in de struvietreactor (vergelijk Tabel 4-12 en Tabel 4-14). ). Vracht berekeningen zijn niet mogelijk vanwege het ontbreken van nauwkeurige doorzet gegevens op overstorten en bypass stromen.
79
80
5.
5.1
Business case
Inleiding
Om een beeld te krijgen wat full scale toepassing van het SOURCE concept binnen het gebied d van waterschap Aa & Maas zou betekenen wordt in dit hoofdstuk een doorvertaling gemaakt naar de toepassing van SOURCE op volledig bedrijfsniveau. De hiervoor beschreven proefresultaten vormen hierbij het uitgangspunt, aangevuld met mogelijke optimalisaties es daarin. Het draait binnen SOURCE om de verwerking van een combinatie van humane urine met de Dunne Mest Fractie afkomstig uit de veehouderij in een verhouding van 3:97. In de veehouderij zijn meer initiatieven rondom de verwerking van ruwe mest, waarin deze gescheiden wordt in een dikke en een dunne fractie. Om de resultaten van SOURCE goed te kunnen afwegen ten opzichte van andere verwerkingsroutes, worden de systeemgrenzen van deze business case vergroot tot de gehele keten van mestverwerking vanaf de veehouderij waar de mest wordt geproduceerd tot en met de lozing van gezuiverd afvalwater en de afzet van de eindproducten uit deze verwerking. In alle verwerkingsroutes die gepresenteerd worden in deze business case is het mogelijk om humane urine bij te e mengen. Uit het SOURCE-onderzoek SOURCE onderzoek blijkt immers dat technisch gezien nagenoeg alle remmende factoren voor de geteste biologische processen in grote mate veroorzaakt worden door de Dunne Mest Fractie vanwege de samenstelling en de procentuele hoeveelheid hiervan iervan in het mengsel (97%). Op het gebied van wetgeving is bijmenging van humane urine met dierlijke mest nog een belemmering, omdat humane urine wordt gezien als een afvalstof. Producten die door de verwerkingsroutes worden gemaakt kunnen dan niet worden afgezet als meststof (2010, NMI). Voor deze business case wordt daarom als uitgangspunt genomen, dat alle verwerkingsroutes de potentie in zich moeten hebben om deze te realiseren met bijmenging van humane urine, maar dat dit de technische en financiële prestaties - inclusief de afzetprijs van geproduceerde mest vervangende producten - niet beïnvloedt. Met andere woorden: de verwerkingsprijs per m3 ruwe mest zal voor de gepresenteerde verwerkingsroutes niet veranderen door toevoeging van humane urine. In ditit hoofdstuk wordt allereerst in sectie 5.2 ingegaan op de te kiezen schaalgrootte van een SOURCE concept. Na keuze van de schaalgrootte wordt in sectie 5.3 ingegaan op wat de kosten zijn per kubieke kubieke meter te verwerken ruwe mest conform het SOURCE concept. Deze kostprijs zal worden vergeleken met de huidige geldende verwerkingsprijs van ruwe mest om te bezien of een full-scale full SOURCE-installatie installatie rendabel is. Tevens zal de kostprijs vergeleken worden met de prijs conform verwerkingsroutes waarbij door middel van Reverse Osmosis mineralenconcentraten mineralenco worden geproduceerd. Bijlage 7 geeft de bij de raming gebruikte kengetallen.Sectie kengetallen. 5.4 bestaat vervolgens lgens uit een inschatting van de milieugevolgen van de verschillende verwerkingsroutes. In een Business Case draait het in essentie om het beantwoorden van de 'waarom' vraag. Waarom zou er een vervolgproject moeten worden gestart, waarom zou het uitgevoerd uitgevoer moeten worden, waarom zijn de producten die het project gaat opleveren nuttig voor de betrokken organisaties. Het gaat om de afweging tussen de inspanningen (in tijd, geld, middelen etc.) die het project vergt en de baten die het gaat opleveren. In de business bu case wordt duidelijk gemaakt wat het bestaansrecht van een eventueel vervolgproject is. Het is de zakelijke rechtvaardiging van een eventueel vervolgproject of het besluit om niet verder te gaan. Om deze afweging te kunnen maken is meer nodig dan informatie informatie over economische rentabiliteit en milieuconsequenties. Risico’s, implementatietijd en consequenties voor betrokken partijen spelen een grote rol bij de beslissing om al dan niet een full-scale full SOURCE installatie te bouwen. In sectie 0 wordt nader ingegaan op deze factoren in combinatie met de resultaten uit de kostenberekeningen en het bepalen van voorvoor en nadelen op het gebied van milieu. milieu 81
5.2
Schaalgrootte full-scale scale SOURCE concept
5.2.1 Inpassing SOURCE op RWZI’s De keuze hoe en waar inpassing van SOURCE op RWZI’s kan plaatsvinden heeft als volgt plaatsgevonden. 1. Allereerst is er redenerend vanuit de totale afvalwaterketen in relatie tot het watersysteem, een keuze gemaakt bij welke RWZI’s een SOURCE systeem kan worden geplaatst. t. De belangrijkste voorwaarde hiervoor bestaat uit het uiteindelijke effect van SOURCE op het ontvangend oppervlaktewater. Het effluent van het SOURCE proces draagt voor de meeste componenten in vergelijking tot het RWZI effluent, meer bij aan de totale emissie emissie van de RWZI. Als gevolg van SOURCE zullen emissies van bepaalde componenten toenemen ten opzichte van de huidige situatie. Zo bevat DMF relatief veel zouten welke niet worden verwijderd door de SOURCESOURCE installatie of de RWZI. Uit oogpunt van effect op op het oppervlaktewater zijn daarom installaties die lozen op ecologisch minst gevoelig oftewel ruim ontvangend oppervlaktewater, als meest geschikt aangemerkt. 2. Indien de extra lozing van SOURCE-effluent SOURCE effluent voor een RWZI acceptabel is, dient er tevens voldoende e restcapaciteit te zijn op de RWZI om het SOURCE-effluent SOURCE effectief te kunnen behandelen. In dit stadium is niet gekeken naar de fysieke inpassing en aspecten als beschikbare ruimte, logistieke effecten, vergunningaspecten e.d. Deze Business Case richt zich ich op het beheersgebied van Waterschap Aa en Maas, waarin zeven rioolwaterzuiveringsinstallaties (RWZI’s) zijn gelegen. Gezamenlijk hebben de zeven RWZI's een ontwerpcapaciteit van 1.500.000 inwonerequivalenten (i.e. à 150 gram TZV). Figuur 5-1 toont een overzichtskaart, waarin de locaties van de verschillende RWZI's van het waterschap Aa en Maas zijn aangegeven. Van deze zeven RWZI’s zijn er drie RWZI’s waarvan de capaciteit nog niet volledig benut is en de effluentlozing inclusief inclusi een gerealiseerd SOURCE-systeem systeem acceptabel is, te weten RWZI Den Bosch, RWZI Oijen en RWZI Asten. Op basis van deze restcapaciteit en de effluentkwaliteit van SOURCE kan worden berekend wat de schaalgroottes van SOURCE-installaties SOURCE installaties op deze RWZI’s maximaal al zouden kunnen bedragen (zie Tabel 5-1). Uit Tabel 5-1 blijkt dat er maximaal 131 m3/h aan DMF/urinemengsel kan worden verwerkt op de RWZI’s van Waterschap Aa en Maas. Het volledig opvullen van de restcapaciteit rest van alle RWZI’s is echter niet praktisch in verband met het aanhouden van reservestelling voor andere mogelijke lozingen. Een schaalgrootte van 24 m3/h lijkt een goede aanname voor een SOURCE-installatie. installatie. De restcapaciteit van RWZI Oijen wordt hierdoor hierdoor voor 30% benut en van RWZI Asten volledig. De restcapaciteit van RWZI Den Bosch wordt volgens de huidige situatie ook volledig benut, maar in de nabije toekomst wordt deze zuivering aangepast en uitgebreid. Inpassing van een SOURCE-installatie SOURCE is dan an mogelijk zonder de volledige restcapaciteit te benutten. 5.2.2 Mestoverschot provincie Noord Brabant Uitgaande van het volrijden van respectievelijk de stikstofstikstof en fosfaatnormen, bedroeg het mestoverschot voor de provincie Noord Brabant in 2009 (CBS; persoonlijke persoonlijke communicatie Jos van Gastel, ZLTO): • 16,7 miljoen kg fosfaat per jaar • 20,9 miljoen kg stikstof per jaar In de huidige situatie wordt in de praktijk de fosfaatnorm volgereden, waardoor er nog extra stikstof moet worden toegevoegd in de vorm van kunstmest. kunstmest. Het mestoverschot wordt getransporteerd naar buiten de provincie. Dit mestoverschot is niet gelijk verdeeld over de provincie (Figuur 5-2). Gebaseerd op de gemiddelde samenstelling volgens het CBS van het mestoverschot in Noord ord Brabant komt een overschot van 16,7 miljoen kg fosfaat overeen 82
met 3,2 miljoen m3 aan ruwe mest. In sectie 5.2.1 is berekend dat binnen het beheersgebied van Waterschap Aa en Maas drie SOURCE-installaties SOURCE installaties kunnen worden gebouwd gebo met een capaciteit van 24 m3/h DMF--urinemengsel urinemengsel op de RWZI’s Den Bosch, Oijen en Asten. Dit komt overeen met circa 204.000 m3 ruwe mest per installatie per jaar, oftewel in totaal 612.000 m3 ruwe mest per jaar. Ten opzichte van het mestoverschot in de gehele provincie, kan er 19% via SOURCE-insta installaties op RWZI’s van Waterschap Aa en Maas verwerkt worden. Het mestoverschot concentreert zich vooral in Oost-Brabant Oost Brabant en de Kempen. De zuiveringen waarop SOURCE-installaties SOURCE installaties gerealiseerd kunnen worden liggen allen a binnen het overschotgebied waardoor transportafstanden beperkt zijn (zie Figuur 5-1 en Figuur 5-2).
Figuur 5-1
Overzichtskaart beheersgebied Waterschap Watersc Aa en Maas
Tabel 5-1
Dimensionering van SOURCE op RWZI Den Bosch, Oijen en Asten
RWZI Den Bosch Oijen Asten Capaciteit RWZI i.e. á 150 g TZV 310.080 360.000 72.533 Belasting RWZI 2010 i.e. á 150 g TZV 283.892 269.918 46.932 Maximale zuiveringscapaciteit i.e. 26.188 90.082 25.601 voor SOURCE effluent Hydraulische capaciteit m³/h 71 245 70 SOURCE-installatie waarvan DMF m³/h 24 83 24 waarvan urine m³/h 0,7 2,6 0,7 waarvan verdunningswater (=effluent (=efflu m³/h 46 159 45 a RWZI ) a Tijdens het pilotonderzoek is vastgesteld dat verdunning van de DMF/urine matrix uit oogpunt van stabiele bedrijfsvoering van de stikstofverwijderingstap noodzakelijk is. Tijdens de proefnemingen is hiervoor effluent van de RWZII gebruikt. In het geval dat er een slibgistinginstallatie op de RWZI aanwezig is, zoals op de RWZI’s Den Bosch en Asten, zal het toepassen van rejectiewater (water dat vrijkomt bij de ontwatering van uitgegist slib) als verdunningswater voor de hand liggen. ligge Voor RWZI Oijen geldt dat in de toekomst een slibgistinginstallatie wordt gerealiseerd. De hoeveelheid rejectiewater is echter niet voldoende om de volledige vraag te dekken, de overig benodigde hoeveelheid verdunningswater zal door het gebruik van effluent effluent moeten worden gedekt.
83
Figuur 5-2
5.3
Fosfaatoverschot per hectare provincie Noord Brabant
Kosten verwerking ruwe mest
5.3.1 Kosten SOURCE systeem In deze paragraaf wordt samengevat wat het kost om gemiddeld 24 m3/h DMF/urinemengsel te behandelen op RWZI Den Bosch, Asten of Oijen in een SOURCE installatie. De dimensioneringsgrondslagen zijn gebaseerd op resultaten uit de pilottest, waarbij uitgegaan wordt van de volgende processtappen: • Opslag urine DMF • Mengen urine en DMF • Aerobe voorbeluchting • Struvietwinning door middel van een korrelreactor • Menging effluent struvietreactor met effluent RWZI of rejectiewater indien voorradig • Stikstofverwijdering door middel van de-ammonificatie de • Nabehandeling effluent SOURCE op o waterlijn RWZI • Afvoer slib aerobe reactor en de-ammonificatie de via sliblijn RWZI In voorgaande stappen vindt al verwijdering van humane en veterinaire geneesmiddelen plaats. In de kosten is daarom geen rekening gehouden met aanvullende stappen zoals ozonisatie satie en actiefkoolfiltratie. Gezien de beperkt mogelijke detaillering van het principe ontwerp dient in de ramingen rekening gehouden te worden gehouden met een nauwkeurigheid van ± 30%. Bij het opstellen van het ontwerp en opstellen van de kostenramingen kostenramingen zijn de volgende uitgangspunten gehanteerd. • Opslagvolume DMF en Urine 5 dagen • Vóórbeluchting 2 dagen HRT oxisch • Oppervlaktebelasting nabezinktank 1 m/h • Verblijftijd in struvietreactor 4 uur • Verdunningswater voor Demon 65% van totaal debiet • Stikstofbelasting fbelasting Demon 0,34 kg N/m³.dag Alle benodigde ondersteunende procesunit zoals doseringen, pompen, mengmeng en buffertanks, blowers, meet- en regelapparatuur, elektrotechnische en besturingstechnische voorzieningen zijn inbegrepen. 84
Bij het opstellen van de e investeringskostenraming is verder het volgende verondersteld: • fysieke ruimte is beschikbaar op een RWZI locatie; • geen bijzondere funderingen zijn noodzakelijk; • grotere tanks (100 m³) worden uitgevoerd in beton; • kleinere tank in gecoat staal; • industriële bouwwijze van installatie en bedieningsgebouw (“eenvoudig maar functioneel”); • voldoende elektrisch vermogen aanwezig; • restwarmte is beschikbaar; gedurende 10% van de tijd van het jaar is er inzet van fossiele energie nodig om in de warmtebehoefte te voorzien voorz • exclusief ruimtebeslag • exclusief logistieke voorzieningen; • exclusief bijzondere locatie-specifieke locatie voorzieningen Bij het opstellen van de exploitatiekosten zijn de volgende kengetallen gehanteerd (alle kosten excl. btw) • Jaarlijkse kapitaalslasten conform conform annuïteiten methode bij een afschrijfperiode van 8 jaar en rekenrente van 6 % • Energiekosten € 0,10/kWh; 0,10/kWh € 0,28/ Nm3 aardgas • Magnesium dosering € 0,85/kg P verwijderd • Personeelskosten € 50.000,-/jaar 50.000, • Opbrengst struviet € 50,-/ton 50, • Behandelingskosten effluent SOURCE op waterlijn RWZI: € 18,28 / v.e • Behandelingskosten slib op sliblijn RWZI inclusief slibafzet € 618,-/ton /ton ds Op basis van voorgaande uitgangspunten bedragen de behandelingskosten van DMF/urinemengsel € 13,- per m3 exclusief btw (gebaseerd op een installatiegrootte van 24 m3/h). De investeringskosten worden geraamd op 7,4 miljoen. m In Figuur 5-3 is aangegeven op welke wijze de jaarlasten zijn verdeeld over de verschillende componenten. Uit het oogpunt van doelmatige stikstofverwijdering is het aan te bevelen om rejectiewater, indien dit voorradig is, in te zetten als verdunning van het influent naar de stikstofverwijderingstap van SOURCE. Ook kan worden overwogen dit effluent in te prikken voor de struvietwinningstap. Door dit te doen zal de waterlijn van de RWZI weer ontlast worden met et deze stikstofvracht, waardoor er meer biologische restcapaciteit beschikbaar is. Ook kan het SOURCE-systeem systeem gebruik maken van de warmte welke wordt opgewekt door de gisting van een RWZI. Over het algemeen moet circa 50% van het jaar de warmte, die bij vergisting ergisting wordt opgewekt, worden weggekoeld. Deze 50% van de warmte kan prima ingezet worden voor de verwarming van het SOURCE-systeem. SOURCE systeem. In de rest van het jaar is er tevens sprake van een warmteoverschot op een RWZI. Alleen onder zeer kritische winteromstandigheden ndigheden (buitentemperatuur overdag < - 10 °C) zal de opgewekte warmte vanuit biogas niet voldoende zijn om de gisting, gebouwen en SOURCE te voorzien van warmte en inzet van fossiele brandstoffen of een externe warmtestroom nodig zijn om de verwarming van n het SOURCE systeem te garanderen. Op basis van expert judgement wordt deze hoeveelheid geschat op 10% van de totale jaarhoeveelheid. Deze aannamen gelden voor RWZI’s Den Bosch en Asten. RWZI Oijen beschikt niet over een gisting, maar deze is wel voor de nabije toekomst gepland10.
10
3
De kosten voor een SOURCE-systeem SOURCE systeem op een zuivering zonder gisting zijn € 2,--/m DMF-urine mengsel hoger vanwege het niet beschikbaar zijn van restwarmte uit de gisting.
85
Onderhoud en personeel; € 0,48; 4%
Chemicaliën; € 0,11; 1%
Energie; € 1,58; 12%
Slibafvoer; € 3,50; 27%
Behandeling effluent; € 1,92; 15%
Kapitaalslasten; € 5,35; 41%
Figuur 5-3
Opbrengst struviet; € -0,02; 0%
Verdeling kosten per m3 DMF/urine mengsel voor een SOURCE systeem met een capaciteit van 3 24 m /h
Het SOURCE systeem in een totaal mestverwerkingsconcept 5.3.2 SOURCE zal een n onderdeel vormen van een totale mestverwerkingsketen. Om te komen tot een totale mestverwerkingsprijs worden de kosten van het SOURCE concept voor de behandeling van DMF in deze paragraaf aangevuld met kosten benodigd om DMF te produceren uit ruwe mest. De kosten worden teruggerekend tot een prijs per ton ruwe mest. Startpunt van de keten is de mest bij de veehouder in de mestkelder. Voor dit rapport is ervan uitgegaan dat binnen de diverse mestverwerkingsconcepten minimaal de volgende stappen voorkomen: • Afvoer door loonbedrijf inclusief wettelijke verplichtingen op het gebied van bemonstering, analysering en weging • Opslag bij loonbedrijf • Dik/dun scheiding door middel van een centrifuge bij loonbedrijf 11 • Directe afzet van de dikke fractie vanuit loonbedrijf loonbedrijf in de akkerbouw • Transport van de dunne mest fractie (DMF) van loonbedrijf naar SOURCE-plant SOURCE op RWZI • Verwerking van de DMF op RWZI via SOURCE-concept SOURCE Daarnaast is het mogelijk om de ruwe mest te co-vergisten co vergisten of andere verwerkingstreinen op te zetten voorr de verwerking van DMF door bijvoorbeeld de inzet van Reverse Osmosis in plaats van SOURCE. Deze verwerkingsconcepten worden verder beschreven in sectie 5.3.3.
11
In dit rapport is uitgegaan van dik/dun scheiding door middel van een centrifuge aangezien dit de meest geschikte ikte techniek is voor scheiding van mest op basis van een zo hoog mogelijk scheidingsrendement voor fosfaat conform Evers et al, 2010. Voor een centrifuge bedraagt dit 6060 3 70% terwijl een zeefscherm minder dan 30% haalt. De kosten per m te scheiden ruwe mest me zijn voor een centrifuge wel een factor 4 hoger dan voor een zeefscherm, - trommel, -scheider scheider etc. Aangezien de doelstelling is om zoveel mogelijk P in de dikke fractie te krijgen is, ondanks de hogere kosten, gekozen voor een centrifuge of iets dergelijks. dergeli . Momenteel loopt er nog onderzoek in het kader van de pilots mineralenconcentraten naar optimalisatie van dun/dik scheiding van mest in combinatie met andere technieken zoals flotatie.
86
Uiteraard zijn optimalisaties op het SOURCE-concept SOURCE mogelijk. In n deze paragraaf worden de volgende optimalisaties op het SOURCE-concept SOURCE doorgerekend door: 1. Toepassen van co-vergisting vergisting van ruwe mest en daarna dik/dun scheiding; scheiding 2. Terugwinnen van 60% van de stikstof door luchtstrippen van de dunne fractie in combinatie tie met verwijdering van 40% van de stikstof door energiezuinige biologische stikstofverwijdering conform SOURCE-concept SOURCE De kosten voor de verschillende verwerkingsroutes met (geoptimaliseerde) SOURCESOURCE concepten zijn weergegeven Figuur 5-4. De volgende aannamen nnamen liggen aan de berekeningen ten grondslag: • De kosten in Figuur 5-4 5 zijn uitgedrukt per m³ ruwe mest. Voor systemen waarbij ruwe mest direct wordt gebruikt voor DMF productie wordt verondersteld dat 85% van hett volume van de ruwe mest in de vorm van DMF moet worden verwerkt. In het geval dat co-vergisting vergisting van ruwe mest wordt toegepast is verondersteld dat 90% van de ruwe mest als DMF moet worden verwerkt. • Transport, meten en registratie ruwe mest naar loonbedrijf loonbedrijf bij een transportafstand < 30 km € 3,- per m3 ruwe mest 12 • Dik/dun scheiding grootschalig met centrifuges bij loonbedrijf € 2,2, per m3 ruwe 13 mest • Co-vergisten vergisten bij loonbedrijf € 6,- per m3 ruwe mest 14 • Transport DMF bijj een transportafstand < 30 km € 3,- 14 • Afzet dikke fractie € 14,14, per m3 dikke fractie 15 • SOURCE behandeling op basis van pilotresultaten: € 13,- /m3 DMF-urinemengsel DMF (zie paragraaf 5.3.1) • Luchtstrippen (afzet product kosten neutraal) € 3,50 16 • De nauwkeurigheid van de kostenberekeningen bedraagt bedra ± 30% De huidige afzetprijs van ruwe mest bedraagt in de regio Noord Brabant € 15 - 20 per m3. Deze prijs ligt hoger dan het landelijk gemiddelde door het hoge mestoverschot en de lange transportafstanden van (fracties van) de ruwe mest naar gebieden waar dit wel kan worden afgezet. Het loonbedrijf waar de agrariër zijn ruwe mest afzet beslist in deze situatie of het economisch gunstig is om eerst te scheiden in een dikke en een dunne fractie of dat ruwe mest in zijn geheel uit het gebied geëxporteerd wordt. Verder blijkt uit Figuur 5-4 dat de terugwinning van een gedeelte van de stikstof door middel van luchtstrippen leidt tot een kostenverhoging van circa € 1,50 per m3 ruwe mest. Conclusie Op basis van de resultaten van het SOURCE pilot project kan uit Figuur 5-4 5 geconcludeerd worden dat op basiss van economische rentabiliteit het meest voor de hand liggende SOURCE-systeem systeem op de RWZI is gelokaliseerd en de volgende processtappen omvat: • Afvoer ruwe mest door loonbedrijf inclusief wettelijke verplichtingen op het gebied van bemonstering en analysering analyseri en weging 12
Op basis van expert xpert judgement met gegevens van Kool et al, 2005, Evers et al, 2010 en Velthof, 2011. 13 Evers et al, 2010. 14 Op basis van expert xpert judgement waarbij 20% aan coproducten wordt toegevoegd om de gisting technisch goed te laten functioneren en er geen rekening wordt gehouden met teruggave in de vorm van MEP-subsidie sidie met gegevens van Kool et al, 2005. 15 Velthof, 2011. 16 www.emis.vito.be;; uitgaande van 60% verlaging ammoniumbelasting naar stikstofverwijderingstap SOURCE;; Luchtstrippen bij gegeven pH (±8,5) en temperatuur van 50° 50°C, lucht/water verhouding ca. 1000, adsorptie van ammoniak in zwavelzure oplossing, productie van ammoniumsulfaat oplossing. Afzetkosten neutraal (afzetopbrengsten vallen weg tegen transportkosten).
87
• Opslag bij RWZI • Co-vergisting vergisting ruwe mest • Dun/dik scheiding ruwe mest • Afzet dikke fractie naar buiten de regio • Verwerking dunne fractie via SOURCE concept op RWZI De verwerkingsprijs van deze verwerkingsroute bedraagt € 17,50 per m3 ruwe mest en ligt hiermee binnen de bandbreedte van de huidige afzetprijs van ruwe mest in Noord Brabant.
Figuur 5-4 Kosten mestverwerkingsconcepten met SOURCE systemen systemen per m3 ruwe 3 mest (capaciteit 24 m /h); (nauwkeurigheid kostenberekeningen ± 30%) 5.3.3 Verwerkingsroutes mineralenconcentraten Indien dezelfde uitgangspunten voor het vervaardigen van mineralenconcentraat op het gebied van kosten worden gehanteerd zoals in de voorgaande orgaande paragraaf beschreven, dan bedragen de kosten van verwerking van ruwe mest € 16,- per m3. Hierbij is uitgegaan van het volgende verwerkingsconcept: • Transport, meten en registratie naar loonbedrijf bij een transportafstand < 30 km à € 3,- per m3 13
• • • • • •
ruwe mest Opslag bij loonbedrijf 3 14 Dik/dun scheiding door middel van een centrifuge bij loonbedrijf à € 2,- per m ruwe mest 3 16 Directe afzet van de dikke fractie vanuit loonbedrijf in de akkerbouw à € 14,- per m dikke fractie Verwerking van de DMF bij loonbedrijf door inzet van RO in combinatie met flotatie en 3 16 aanvullende ijzerdosering à € 7,50 per m ruwe mest 16 Afzet mineralenconcentraat kostenneutraal 3 17 Lozing permeaat RO op riool à € 1,67 per m ruwe mest
17
Permeaatconcentratie gebaseerd op gegevens van Bisschops et al (2011) en een v.e. tarief van € 45,-- voor lozing van afvalwater voor Waterschap Aa en Maas
88
Ook voor deze route zijn een aantal alternatieven verkend: • Co-vergisting van ruwe mest à € 6,- per m3 ruwe mest • Behandeling van het effluent van RO-installatie RO installatie door een lokale MembraanBioReactor à € 1,57 per m3 ruwe mest 18 in plaats van lozing via riool. De resultaten van deze bovenstaande berekeningen zijn weergegeven in Figuur 5-5, 5 waarin tevens twee SOURCE systemen uit sectie 5.3.2 zijn weergegeven. De nauwkeurigheid van de kostenberekeningen bedraagt ± 30%.
Figuur 5-4
Kosten mestverwerkingsconcepten m3 ruwe mest (capaciteit 24 m3/h)
(nauwkeurigheid kostenberekeningen ± 30%)
Conclusie Uit Figuur 5-5 blijkt dat de verwerkingsroutes waarin mineralenconcentraten mineralenconcentraten worden geproduceerd door middel van Reverse Osmosis € 1,50 / m3 ruwe mest goedkoper zijn dan het SOURCE systeem. Dit verschil in kosten à 10% valt weg indien rekening wordt gehouden met de onnauwkeurigheid in de kostenberekeningen ± 30%. Ten aanzien van de co-vergistingroutes vergistingroutes blijkt uit 5 dat lokale co-vergisting vergisting van ruwe mest bij de loonwerker economisch niet rendabel is ten opzichte van verwerkingsroutes waarin geen co-vergisting vergisting wordt toegepast. Hierbij moet opgemerkt worden dat er in deze lokale situatie van wordt uitgegaan dat de elektriciteit uit de co-vergisting co vergisting zal worden teruggeleverd aan het net tegen een geldende marktprijs marktprij van circa € 0,03/kWh. Indien deze co-vergistingstap co plaatsvindt op de RWZI samen met het SOURCE-procedé SOURCE dan kan elektriciteit worden teruggeleverd aan de RWZI. Het inkooptarief van elektriciteit op een RWZI ligt rond de € 0,10 /kWh19. Hierdoor kan de co-vergisting co ergisting kostenneutraal draaien en zijn de verwerkingsconcepten met co-vergisting co vergisting qua kosten gelijk aan de verwerkingsconcepten zonder co-vergisting. vergisting. Bovendien zijn er in deze variant geen kosten voor het transporteren 18
Permeaatconcentratie gebaseerd op gegevens van Bisschops et al (2011);; kostenberekening MBR op basis van expert judgement 19 In deze berekening wordt ervan an uitgegaan dat de mestvergistingstap separaat wordt bedreven van de vergisting van zuiveringslib op een RWZI.. Mest en zuiveringslib worden niet gemengd, elke stroom wordt in een aparte vergister vergist.
89
van het DMF, aangezien de dik/dun scheiding sc en de co-vergisting vergisting plaatsvindt op/nabij de RWZI. De kosten voor lozing van het permeaat via het riool danwel lokale behandeling via een MembraanBioReactor zijn nagenoeg gelijk. De lokale co-vergisting co vergisting bij het loonbedrijf werkt wel kostenverhogend. d. Dit wordt veroorzaakt door het lage bedrag dat verkregen wordt voor de geproduceerde elektriciteit welke wordt teruggeleverd aan het net. Indien co-vergisting co noodzakelijk wordt geacht is het SOURCE-systeem SOURCE goedkoper (circa € 4,4, per m3 ruwe mest). Dit verschil valt weg indien lokale co-vergisting co vergisting wordt gerealiseerd naast een andere groot elektriciteitsverbruiker dan een RWZI.
5.4
Milieueffecten verwerking ruwe mest
verwerkingsroutes de revue. In Tabel 5-2 is In sectie 5.3.2 passeren een scala aan verwerkingsroutes weergegeven wat de milieueffecten zijn van de verschillende verwerkingsroutes20. Uit Tabel 5-2 kan worden afgeleid dat de volgende milieufactoren onderscheidend zijn tussen de verwerkingssystemen: • Fossiele CO2-emissie • Emissie geneesmiddelen naar water • Terugwinning van fosfaat • Terugwinning van stikstof Conclusie: • Ten opzichte van de huidige situatie leveren alle verwerkingssystemen milieuvoordeel op. RO systemen qua milieumil • Het standaard SOURCE systeem is vergelijkbaar met RO-systemen effecten. • Voor SOURCE-systemen systemen geldt dat strippen van stikstof in combinatie met dede ammonificatie een klein milieuvoordeel oplevert ten opzichte van alleen dede ammonificatie. vergisting zorgt bij alle varianten voor een positief milieueffect • Co-vergisting • Een SOURCE-systeem systeem inclusief strippen en co-vergisten co vergisten scoort milieutechnisch het best.
20
Op basis van expert judgement en gegevens uit pilotonderzoek pilotonderzoek SOURCE; gebiedsonderzoek mestbewerking, 28 mei 2009, Royal Haskoning; LevensCyclusAnalyse Pilot mineralenconcentraten, mei 2011, WUR
90
Tabel 5-2 Milieueffecten verschillende verwerkingsroutes ruwe mest 0 Milieueffect is gelijk aan huidige situatie; situatie Milieueffect ct is nadelig ten opzichte van huidige situatie -Milieueffect is zeer nadelig ten opzichte van huidige situatie + Milieueffect is voordelig ten opzichte van huidige situatie ++ Milieueffect is zeer voordelig ten opzichte van huidige situatie +++ Milieueffect fect is extreem voordelig ten opzichte van huidige situatie
Als zodanig
Incl. strippen
incl. co-vergisten lokaal
Incl. strippen en covergisten lokaal
incl. co-vergisten op RWZI
Lozing permeaat naar RWZI
MBR
incl. co-vergisten Lozing permeaat naar RWZI
incl. co-vergisting en MBR
0
--
--
+
+
+
-
- / --
++
+ / ++
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
+/0
+/0
+/0
+/0
+/0
+/0
+/0
+/0
+/0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
-
-
-
-
-
-
-
-
-
0
++
++
++
++
++
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
++
++
++
++
++
0
0
0
0
0
0
+
0
+
0
++
++
++
++
0
+
++
++ / +++
+++
++ /+++
+
0/+
++
+/++
Milieueffect
Fossiel energieverbruik (CO2) Emissie overige broeikasgassen (CH4 en N2O) Stikstofemissie naar water Fosfaatemissie naar water Ammoniakemissie naar lucht Emissie geneesmiddelen naar water Zoutemissie Terugwinning fosfaat Terugwinning stikstof Totaal
RO
Huidig
SOURCE
91
Toelichting tabel 5.2 Fossiel energieverbruik: 3 Het energieverbruik van het SOURCE-systeem SOURCE bedraagt circa 15 kWh/m ruwe mest inclusief dun/dikscheiding. 3 Voor een RO-systeem systeem bedraagt dit 7-15 7 kWh/m ruwe mest. In de huidige situatie wordt de mest alleen getransporteerd naar buiten de regio. Hierdoor stijgt het fossiel energieverbruik indien mest verwerkt wordt conform het standaard SOURCE-systeem systeem in sterke mate m en conform het RO-systeem systeem in lichtere mate. Het terugwinnen van stikstof in het SOURCE systeem door luchtstrippen zorgt voor een extra fossiel energieverbruik ten opzichte van het standaard SOURCE systeem. Het toepassen van een MBR voor de behandeling van het RO-effluent effluent van een lokale mestverwerker zorgt voor een groter fossiel energieverbruik dan dat dit behandeld wordt op een standaard RWZI. Door co-vergisting vergisting van de ruwe mest wordt er energie teruggewonnen in de vorm van elektriciteit en warmte. Door or alleen al de elektriciteit nuttig in te zetten daalt het fossiel energieverbruik voor zowel de SOURCESOURCE als de RO-systemen systemen in vergelijking met de huidige situatie. Voor de RO-systemen RO systemen is dit voordeel iets groter aangezien deze systemen in basis minder fossiele ssiele energie verbruiken. Overige broeikasgassen: De lachgasemissies zijn voor alle varianten gelijk. De methaanemissies worden met name bepaald door de opslagduur van de mest (De Vries et al, 2011). Dit is in alle varianten gelijk verondersteld aan de huidige h situatie conform de rapportage LevensCyclusAnalyse (LCA) Pilot mineralenconcentraten (De (De Vries et al, 2011). 2011 water Stikstof- en fosfaat emissie naar water: De stikstofemissie naar water is sterk afhankelijk van de aannamen ten aanzien van het gebruik van kunstmest indien het mestoverschot in de regio Brabant wordt verwerkt. Het draait hierbij met name om de vraag of de producten die worden geproduceerd zoals struviet, mineralenconcentraten of andere ammoniumproducten daadwerkelijk het kunstmestgebruik verminderen: ver • In de gebiedsstudie voor Waterschap Aa en Maas vervangen mineralenconcentraten de kunstmest. Hierdoor ontstaat er per saldo een klein positief milieueffect (Schomaker et al, 2009). • In de LCA-studie studie Pilot Mineralenconcentraten wordt er nog wel kunstmest kunstmest gebruikt, waardoor er per saldo geen milieueffect is (De Vries et al, 2011) Voor deze business case is daarom uitgegaan van een score + / 0 ten opzichte van de huidige situatie. Voor fosfaat geldt dat er van uit wordt gegaan dat de fosfaatnorm wordt volgereden, waardoor ten opzichte van de huidige situatie netto geen effect is indien het mestoverschot verwerkt wordt. Ammoniakemissie naar lucht: Door verwerking van mest treedt er meer ammoniakemissie op dan bij toediening op het land conform LCALCA studie ie mineralenconcentraten. Dit is voor de verschillende verwerkingssystemen niet onderscheidend (De Vries et al, 2011) Emissie geneesmiddelen naar water: In de SOURCE systemen vindt verwijdering van geneesmiddelen plaats. In de RO-systemen RO systemen is geen sprake van v verwijdering, maar scheiding van stoffen in stromen. Uiteindelijk komen in de RO-systemen RO systemen alle stromen weer op het land via de mineralenconcentraten of op het oppervlaktewater in verband met niet adequate behandeling door biologische zuivering. De SOURCE-systemen SOURC systemen verminderen hierdoor de vracht aan geneesmiddelen naar het milieu ten opzichte van de huidige situatie; de RO-systemen RO niet. Zoutemissie naar water: Bij dit milieueffect is met name belangrijk op welke schaal er wordt gekeken. Deze business case cas omvat de regio Brabant inclusief afzet en transport van (kunst)mestproducten buiten deze regio. Voor zouten zal gelden dat deze op een andere manier op het land of in het oppervlaktewater terecht komen dan nu het geval is, indien het mestoverschot wordt verwerkt. Momenteel komen de zouten al dan niet in het milieu door opname in planten, de bodem en afspoeling naar oppervlaktewater door de toediening van onbewerkte mest. In RORO systemen worden de zouten geconcentreerd in het concentraat wat weer op het land land wordt gebracht. In de SOURCE-systemen systemen worden de zouten op één lozingspunt in een groot oppervlaktewatersysteem geloosd. Overall is hierdoor geen reductie of toename van zoutemissie naar het milieu voor alle systemen. Terugwinning van fosfaat en stikstof: stikstof In de SOURCE systemen wordt er struviet geproduceerd, dit kan concurreren met fosfaat kunstmeststoffen. Fosfaatterugwinning via de RO-systemen systemen is nagenoeg niet mogelijk in verband met vastlegging van het fosfaat met een ijzerzout. De RO-systemen systemen produceren produceren mineralenconcentraten met een groot aandeel stikstof en kalium welke met name stikstof kunstmeststoffen kunnen vervangen.
92
5.5
Discussie en conclusies
Uit de voorgaande paragrafen blijkt dat de lokale verwerkingsroute waarbij mineralenconcentraten worden rden geproduceerd door Reverse Osmosis c.a. economische het aantrekkelijkst is. Vanuit milieuoverwegingen is deze optie gelijkwaardig met de SOURCESOURCE systemen welke € 1,50 per m3 ruwe mest duurder zijn. Dit verschil in kosten à 10% valt weg indien rekening wordt ordt gehouden met de onnauwkeurigheid in de kostenberekeningen ± 30%. Bovendien valt er bovenop deze verwerkingsroutes, milieuvoordeel te behalen door co-vergisting vergisting van ruwe mest. Vanuit kostenoogpunt kan dit het beste plaatsvinden met een SOURCE-systeem op p de RWZI en niet lokaal met een Reverse Osmosis systeem, aangezien deze laatste optie dan € 4,-- per m3 ruwe mest duurder is. Er kan dus geconcludeerd worden dat indien niet gekozen wordt voor co-vergisting co vergisting van de ruwe mest, de productie van mineralenconcentraten mineralenconcentraten via Reverse Osmosis de meest aantrekkelijke weg is. Indien het milieuvoordeel door co-vergisting co vergisting hoog gewaardeerd wordt, verdient een centraal mestverwerkingsconcept met co-vergisting, co vergisting, dun/dik scheiding en SOURCE systeem ter plaatse van de RWZI de voorkeur. voorkeur. Beide systemen zijn rendabel indien uitgegaan wordt van een verwerkingsprijs van ruwe mest in de provincie Noord Brabant van maximaal € 20,-per m3 ruwe mest. Samengevat omvat het resultaat van deze Business Case twee alternatieven: • Verwerking ruwe uwe mest bij loonbedrijf via Reverse Osmosis c.a. tot mineralenconcentraten met een klein milieuvoordeel en een kostenpost van € 16,- / m3 ruwe mest • Verwerking ruwe mest op de RWZI met co-vergisting co vergisting en SOURCE-systeem SOURCE met een groot milieuvoordeel en een kostenpost kos van € 17,50 / m3 ruwe mest waarin het verschil in kosten à 10% wegvalt indien rekening wordt gehouden met de onnauwkeurigheid in de kostenberekeningen van ± 30%. Van beide systemen zijn de dimensioneringsgrondslagen vastgesteld en optimalisaties via v pilot-onderzoek onderzoek december 2011 bekend. Technische en financiële risico’s ten aanzien van opschaling zijn beheersbaar en gelijk voor beide systemen. Qua optimalisatie is in het SOURCE-systeem systeem inclusief co-vergisting co vergisting wellicht de voorbeluchtingsstap niet nodig. no Dit scheelt € 2,50 / m3 ruwe mest waardoor beide alternatieven qua kostprijs zeer dicht bij elkaar komen. Het milieuvoordeel van het SOURCE systeem wordt hierdoor groter. Ook kan voor de R.O.-systemen systemen de kostenpost voor dun/dik scheiding waarschijnlijk waarschijnlijk verlaagd worden door optimalisatie van deze techniek in combinatie met flotatie (circa € 1,--- / m3 ruwe mest). Verder kan om extra milieuvoordeel te behalen binnen het SOURCE systeem strippen geïntroduceerd worden (extra kostenpost van € 1,50 / m3 ruwe mest). est). Voorzichtigheid is bij dit soort veronderstellingen echter geboden, omdat deze combinatie van technieken nog niet bekend is. Beide systemen kunnen binnen dezelfde implementatietijd van circa 2 jaar worden gerealiseerd. Vanuit de organisatie van mestverwerking mestverwerking is er echter een belangrijk verschil tussen de alternatieven 1 en 2. Bij alternatief 2 is een sterke synergie in de samenwerking vereist tussen Waterschappen en Landbouw. Qua milieueffect wordt meer bereikt waardoor deze extra inspanning wellicht ht gerechtvaardigd is. De kosten zijn echter 10% hoger wat voor de achterban van de belangenorganisaties vanuit landbouw problemen kan opleveren. Ook kan met extra inspanning gestreefd worden naar een gelijk tarief voor opties 1 en 2 door de hiervoor genoemde mde optimalisaties. Dit vereist verder onderzoek en inspanningen door zowel waterschaps- als landbouwsector. Ook kan worden gekozen voor een kleiner milieuvoordeel en de lokale verwerking met behulp van R.O.-technieken technieken c.a. De kosten per m3 ruwe mest van deze opties zijn voordeliger. Er hoeft dan geen sprake te zijn van innige samenwerking tussen de sectoren. 93
Lozing van het permeaat op het riool is immers gelijkwaardig aan lokale behandeling met lozing op oppervlaktewater. Beide organisaties behouden hun eigen werkveld en kunnen samenwerken om lozingen te optimaliseren op oppervlaktewater of via de riolering. Bovendien blijft de bestaande restcapaciteit van de zuiveringen van het Waterschap Aa en Maas dan intact voor eventuele andere lozingen of aanscherping aanscherping van de effluenteisen. In deze business case wordt o.a. geconcludeerd dat het verwerken van mest op de locatie van een RWZI synergievoordeel oplevert. Hierbij zijn de randvoorwaarden gevormd door wat er bekend is uit de pilotonderzoeken SOURCE en mineralenconcentraten. mineralenconcentraten. In het kader van synergie kunnen de volgende opties opti nog verder onderzocht worden: • Gecombineerde struvietwinning en stikstofverwijdering uit humane urine, dierlijke mest en rejectiewater van een RWZI. In het SOURCE project is onderzocht dat da struvietwinning en stikstofverwijdering uit humane urine en de dunne fractie van dierlijke mest mogelijk is. Er kan ook een combinatie worden gezocht met rejectiewater (=water dat vrijkomt uit de slibverwerking). Ook uit deze stroom kan struviet worden hergewonnen. SOURCE • Lokaal maatwerk. Zo kan er ook voor gekozen worden om een SOURCE-systeem inclusief vergisting en terugwinning van stikstof door middel van luchtstrippen te realiseren bij een andere grote elektriciteitsverbruiker dan een RWZI en het effluent van de installatie te transporteren naar een RWZI of lokaal te behandelen met een MBR. Ook kan een combinatie worden gezocht met het drogen van de dikke fractie door gebruik van een locatie waar restwarmte beschikbaar is. De verwijdering en terugwinning van stikstof wordt hierdoor tevens kosteneffectiever en milieuvriendelijker.. Tenslotte wordt opgemerkt dat maximaal 19% van het mestoverschot van de Provincie Noord Brabant op RWZI’s van Waterschap Aa en Maas verwerkt kan worden door de inzet van SOURCE-systemen. stemen. Voor het oplossen van de gehele mestproblematiek zal een combinatie moeten worden gezocht met lokale verwerking of verwerking op RWZI’s van buurtwaterschappen. Rekening houdend met optimalisaties die nog doorgevoerd kunnen worden, biedt wellicht deze ze manier de combinatie van het meeste milieuvoordeel tegen acceptabele verwerkingskosten voor de veehouder. Intensieve samenwerking tussen verschillende waterschappen, de landbouwsector en de regionale overheid is dan wel noodzakelijk.
94
6.
Discussie
Het SOURCE project is opgezet vanuit de gedachte dat de afvalwatersector en de agrarische sector voor gelijksoortige uitdagingen voor de toekomst staan. Door samen te werken zouden deze uitdagingen sneller en beter het hoofd kunnen worden geboden. Na afloop van SOURCE komt de vraag op in hoeverre dit project hieraan heeft bijgedragen. 6.1
Uitgangspunten SOURCE
Een dergelijke evaluatie begint bij het terugkijken naar de oorspronkelijke beweegredenen en uitgangspunten van SOURCE, SOURCE en deze in het licht van de huidige dige ontwikkelingen te plaatsen. Ook medio 2011 wordt er nog onverminderd gezocht naar oplossingen voor het dreigende overschot van varkensmest. De vooraf aan SOURCE al vastgestelde trend dat het scheiden van varkensmest in dunne en dikke fracties (eventueel (eventueel na vergisting) een belangrijk onderdeel is van de oplossing, heeft zich doorgezet. Qua kosten en volume vormen dunne fracties ook nog steeds het meest omvangrijke probleem. Tijdens SOURCE bleek in een ander project (deskstudie Synergie (Bisschops et al. 2011)) 2011 dat directe verwerking van dunne mestfractie op de waterlijn van RWZIs weinig kansrijk is. Alleen permeaat van omgekeerde osmose zou een uitzondering kunnen zijn. Er liggen dus kansen voor een specifiek verwerkingsproces voor dunne mestfractie. Het tegelijkertijd verwerken van geconcentreerde urine paste (en past) in het streven van waterschap Aa en Maas naar een meer duurzame omgang met rioolwater of deelstromen daarvan. Een belangrijke keuze vooraf was de inzet van anammox technologie (DEMON) voor vo verwijdering van ammoniak-stikstof stikstof naar stikstofgas. Het meest passend bij de C2C filosofie zou zijn om de stikstof uit urine en dunne mest volledig terug te winnen als een kunstmestvervanger. Hiervoor ontbreekt echter momenteel een geschikte technologie. technologi Het strippen van ammoniak lijkt weliswaar voor de hand te liggen, zeker gezien de relatief hoge gehaltes aan ammoniak in mest en urine, maar de huidige technieken voor strippen zijn zeer energie-intensief intensief en kostbaar. Daarnaast is de afzet van het eindproduct eindproduct van strippen (een vrij onzuivere, weinig geconcentreerde ammoniumsulfaat-oplossing) ammoniumsulfaat oplossing) problematisch. De kunstmest vervangende potentie van het product wordt daarom vooralsnog als beperkt ingeschat. Anammox technologie voor verwijdering van stikstof uit uit dunne mestfractie ligt voor de hand zolang er geen kosteneffectieve methode is om stikstof als (geconcentreerde) kunstmestvervanger terug te winnen. In het SOURCE concept wordt struviettechnologie ingezet voor terugwinnen van fosfaat en een (beperkt) deel eel van de stikstof. De ontwikkelingen om struviet als kunstmest(vervanger) marktrijp te maken hebben zich sinds de start van SOURCE verder versterkt, hoewel de weg naar een volledige inpassing van struviet in de kunstmestketen nog lang is. 6.2
Vergelijking tussen verwachte en bevonden technologische prestaties van SOURCE
De procesonderdelen van de SOURCE pilot zijn gedimensioneerd op basis van verwachtingen, die grotendeels werden afgeleid van vooronderzoek onder gecontroleerde laboratoriumcondities. Lange termijn effecten en effecten van wisselende praktijkcondities (vooral mestsamenstelling) zijn moeilijk of zelfs helemaal niet vast te stellen in laboratoriumonderzoek. Desalniettemin gaf het vooronderzoek voldoende vertrouwen om de stap naar pilotonderzoekk te ‘wagen’, en dat met de gekozen pilotdimensies de ontwerpcriteria voor een praktijkschaal installatie voldoende nauwkeurig zouden kunnen 95
worden vastgesteld. Met een dergelijke aanpak kan relatief snel een innovatief concept naar de praktijk worden ontwikkeld, ikkeld, waarbij de projectgroep zich ervan bewust was dat onvoorziene effecten een uitdaging zouden vormen. De projectgroep bestond uit experts op het gebied van struviettechnologie, Demon-technologie Demon technologie en innovatieve biologische processen in het algemeen, en en daarnaast uit technische specialisten voor de bedrijfsvoering van de pilot. Hierdoor, en ook door het intensieve projectoverleg, kon adequaat worden gereageerd op de ‘verwachte’ onvoorziene effecten. Aerobe voorbeluchting De nadruk van SOURCE lag vanaf het begin op de struviet en Demon processtappen. De voorgeschakelde aerobe behandeling is opgevat als een minder kritische voorbehandeling. Met een eenvoudig aeroob proces (continu geroerde tank zonder biomassaretentie) en procesvoering (continubedrijf, geen pH correctie) was een stabiel CZV rendement mogelijk, met beperkte nitrificatie. Gemiddeld werd ca. 1/3 van de CZV verwijderd, wat in lijn is met het vooronderzoek. De temperatuur, welke niet werd geregeld, heeft waarschijnlijk wel een effect op het rendement, endement, maar dit kon niet precies worden gequantificeerd. antificeerd. De variaties in mestkwaliteit en variaties in het procesrendement resulteerden wel in een fluctuerende effluentkwaliteit van de aerobe processtap. Deze fluctuaties hadden geen merkbare invloed op de prestaties van de struviet en Demon processtap. Het pilot onderzoek bevestigde hiermee dat er vanuit technologisch perspectief geen bedenkingen zijn om de beluchtingsstap als voorbehandeling toe te passen en verder op te schalen, in ieder geval als de voorbehandelde oorbehandelde dunne mest/urine voorafgaand aan de Demon wordt verdund. Fosfaatterugwinning Uit het vooronderzoek bleek al dat de verwijdering van fosfaat als struviet goed mogelijk was in de dunne mestmatrix. Van menselijke urine was dit al bekend uit andere andere onderzoeken. Na enige optimalisatie (menging, chemicaliëndosering toevoeging struviet entkorrels) bleek een stabiele procesvoering in de pilot mogelijk met een hoog verwijderingsrendement waarbij ortho-fosfaat fosfaat tot onder 15 mg P/l werd verwijderd. Bovendien ndien werd aangetoond dat de vorming van struviet als compacte korrels goed mogelijk was, hoewel er ook nog fijne deeltjes werden gevormd. Opschaling is bij kristallisatieprocessen een kritisch punt, maar op basis van eerdere ervaringen wordt verwacht dat de prestaties van de struviettechnologie bij opschaling minstens vergelijkbaar zullen zijn met de pilot. Stikstofverwijdering Vooraf was vastgesteld dat het slib van de Demon installatie van RWZI Apeldoorn anammox activiteit vertoonde in de matrix van dunne dunne mest. Toch werd de Demon als meest kritieke processtap beschouwd, omdat onbekend was of de als vrij gevoelig bekend staande anammox biomassa in de matrix van dunne mestfractie ook voldoende zou kunnen groeien en ook voldoende bezinkbaar slib zou kunnen vormen. Ondanks herhaaldelijke en zorgvuldige (geleidelijke) opstartpogingen bleek het niet mogelijk om een stabiele anammox omzetting te krijgen met voeding van voorbeluchte, onverdunde dunne mest aan de Demon reactor. Opvallend was dat de anammox activiteit activiteit soms van de ene op de andere dag onomkeerbaar wegviel. Dit viel ten minste in één geval samen met de komst van een nieuwe batch dunne mest. Dit doet vermoeden dat wisselingen in dunne mestkwaliteit een rol spelen bij het niet kunnen opstarten van de Demon. D Voorafgaand aan het onderzoek werd al vermoed dat bepaalde stoffen in de DMF-urine matrix de anammox biomassa zou kunnen remmen. Specifiek waren dit waterstofsulfide en opgelost organisch materiaal (vooral humuszuren en fulvinezuren). Hoewel sulfide sulfid niet werd aangetoond met analyses, is niet uit te sluiten dat dit wel gevormd werd in zones met lage redox, en vervolgens reageerde met bijvoorbeeld ijzerhoudende biologische structuren in de anammox bacteriecellen, met als gevolg remming. Verder worden bij de scheiding van mest in dikke en dunne fractie, afhankelijk van de scheidingstechniek, vaak hulpstoffen gedoseerd, vooral coagulanten en flocculanten. Resten van deze chemicaliën kunnen in de 96
dunne mestfractie aanwezig zijn geweest, en het is bekend dat dat sommige hulpstoffen toxisch zijn voor micro-organismen. organismen. De mestscheidingstap en daarbij gebruikte chemicaliën onttrokken zich echter aan het zicht van de projectgroep zodat hierover geen verdere inzichten zijn verkregen. In het pilotonderzoek is niet specifiek specifiek gezocht naar remmende factoren; hiervoor is gericht en vaak langdurig (de remmende factor kan een ‘speld in hooiberg’ zijn) labonderzoek onder gecontroleerde condities nodig. Bovendien geeft het identificeren van zo’n remmende component niet altijd zicht op een voor de praktijk haalbare oplossing; verwijdering van bijvoorbeeld humuszuren kan duur zijn. Om bovengenoemde redenen en ook omwille van de tijd die er nog restte, is uiteindelijk besloten om de toevoer naar de Demon te verdunnen met RWZI. Voor een praktijktoepassing van het SOURCE concept lijkt dit minder gunstig. Immers, door het pompen van effluent naar de Demon ontstaan meerkosten. Maar omdat de Demon, met een beperkte verdunning, nog steeds gelimiteerd wordt door de N-vracht, N vracht, (en niet hydraulisch), h blijft de Demon installatie even groot. Door beperkte verdunning neemt het volume van het SOURCE effluent weliswaar toe, maar dit zal maar beperkt tot meerkosten leiden. Alleen het leidingwerk voor afvoer naar de waterlijn van de RWZI zal iets groter moeten worden uitgevoerd. Bij toepassing van SOURCE concept op de grotere RWZIs zal de hydraulische belasting van de waterlijn ook nauwelijks extra toenemen. Aan de voorwaarde dat de verdunning beperkt blijft, werd voldaan; met een 1:1 verdunning werd een stabiele N-omzetting omzetting van ca. 0,25 kg N/m3/dag bereikt in een relatief kort tijdsbestek van 2 maanden. Dit is ongeveer de helft van de ontwerpcapaciteit van de rejectiewater verwerkende Demon installatie op RWZI Apeldoorn. sitieve resultaten van de stikstofverwijdering is een stevige basis Met de uiteindelijk positieve gelegd voor verdere opschaling van de Demontechnologie in het SOURCE concept. Maar het is niet uitgesloten dat een hogere omzetting en lagere verdunningsfactor haalbaar zijn bij adaptatietijden ijden langer dan de 2 maanden die nog beschikbaar waren voor het pilotonderzoek met verdund influent. Aanvullend onderzoek biedt dus de kans om de Demon processtap uiteindelijk compacter te kunnen ontwerpen. Dan zou ook de stabiliteit van het proces onder sterker wisselende condities in kaart kunnen worden gebracht waardoor ook de veiligheidsfactor in het ontwerp omlaag kan. 6.3
Struvietafzet
Het neerslagprodukt gevormd in de SOURCE pilot bevat struviet, zoals bleek uit het XRD. Op basis van het hoge aandeel aandeel aan Mg, P en N kan ervan worden uitgegaan dat het aandeel struviet in de neerslag hoog is, wellicht dat er nog enig amorf magnesiumfosfaat aanwezig is. Het gehalte aan zware metalen en organische stof is zo laag dat dit geen belemmering voor toelating als als meststof zou mogen vormen. Ook het gehalte aan medicijn(resten), voorover gemeten, is laag. Het gevormde struvietproduct is, zeker gezien de vuile matrix, erg zuiver. Dit is wel in lijn met andere studies waarin struviet gevormd is in een vuile matrix van an bijvoorbeeld urine of effluent van een vergister voor geconcentreerd zwart water (= fecaliën en urine met beperkte hoeveelheid spoelwater). Op basis van de gemeten parameters lijken er in technologische zin geen belemmeringen te zijn om SOURCE-struviet et als bron van nutriënten voor de landbouw in te zetten. Wettelijk zijn er nog wel belemmeringen; struviet gevormd uit componenten van afvalwater valt op dit moment niet onder de uitvoeringsregeling meststoffenwet. Dat betekent dat struviet op dit moment in Nederland niet mag worden verhandeld als meststof. Wel wordt door Ministerie van EL&I bekeken of er een aparte categorie binnen de indeling meststoffenwet moet worden gemaakt voor struviet. Aan het eind van 2011 zal er een advies hierover worden ingediend nd door de Commissie Deskundigen Meststoffenwet. Meststoffenwet. De invoering van een ‘struviet’‘ 97
categorie zou voor 2012 al geëffectueerd kunnen zijn. Het is onduidelijk of de struviet uit het SOURCE concept een protocol moet doorlopen om goedgekeurd te worden maar dat lijkt li wel waarschijnlijk. Ook aan de vraagkant kunnen er nog hindernissen zijn in de Nederlandse context; momenteel is nog niet duidelijk hoe struviet (SOURCE ( kwaliteit, maar ook andere kwaliteiten) het beste in te passen is in de huidige kunstmestketen vooral vooral wat de toepassing betreft. Daar komt nog bij dat het type reststromen en de toegepaste struviettechnologie van invloed zijn op de kwaliteit (o.a. qua samenstelling en morfologie) van de gevormde struviet. Export van struviet naar Duitsland is nu al een mogelijkheid omdat struviet daar (na sterilisatie, 20 minuten 130°C, 3 bar) is toegelaten als meststof. Normen voor afzet van struviet bij Duitse Kunstmestindustrie zijn: DS>70%; N, P, Mg: >4, 8 en 7%. Weliswaar voldoet SOURCE struviet (5,3% N, 14% P, 14% Mg) hieraan, maar na hittesterilisatie zal een deel van het ammonium verdwijnen, waardoor het stikstofgehalte tot onder de norm zou kunnen dalen. 6.4
Medicijnen en geneesmiddelen
Naast nutriënten was SOURCE vooral gericht op simultane verwijdering van medicijnen medi en geneesmiddelen. Hiertoe werd echter geen specifieke technologie, zoals ozonisatie of adsorptie aan actief kool, ingezet in de SOURCE procestrein. Hiervoor zou een weinig zinvolle stapeling van aannames hebben moeten plaatsvinden om tot een ontwerp ontwer te komen zoals aannames omtrent de aanwezigheid van medicijnen en geneesmiddelen in dunne mest (van humane urine is het nodige bekend, aanvullend is nog een urinemonster van de SOURCE pilot geanalyseerd), en aannames omtrent de effectiviteit/rendement van va verwijdering in de SOURCE procestrein. In plaats daarvan is in het SOURCE project het referentiepunt vastgesteld; welke medicijnen zijn aanwezig en met welk rendement worden deze verwijderd in de SOURCE-procestrein. SOURCE procestrein. Daarnaast is met laboratoriumproeven onderzocht nderzocht of ozonisatie kansrijk kan zijn om medicijnen uit het SOURCE effluent te verwijderen. Uit de analyses (2 meetseries) werd duidelijk dat zowel dunne mest, urine als het influent van de aerobie de geteste antibioticagroepen (Tetracyclines, Quinolonen, Q onen, Sulfonamiden, Sulfonam Macroliden β-Lactam, Lactam, Aminoglycosiden) Aminogly iden) ook daadwerkelijk bevatten. Vooral in de aerobie en Demon vond verwijdering plaats. In het effluent van de SOURCE procestrein bleek geen van de geteste antibiotica nog actief. Daarbij bleek ook dat het slib uit de aerobie voor alle antibioticagroepen, en het Demon slib voor 2 van de groepen, activiteit te vertonen. Hieruit valt af te leiden dat een deel van de antibiotica adsorberen aan het slib. Biologische afbraak is niet gericht onderzocht, het is dus mogelijk dat dit ook heeft bijgedragen aan de verwijdering. Adsorptie van geneesmiddelen aan biologisch slib is een al eerder gevonden verschijnsel, vastgesteld voor o.a. voor ampicilline, norfloxacine, ciprofloxacine, ofloxacine, tetracycline, roxithromycine, romycine, en trimethoprim (Li en Zhang 2010). In een praktijksituatie zal het aerobe slib en overtollig Demon slib bij voorkeur verwerkt moeten worden op de sliblijn van de RWZI. In deze sliblijn zouden deze medicijnen weer kunnen desorberen, bijvoorbeeld in de vergister. Er is dus een kans dat deze medicijnen via het rejectiewater op de waterlijn terecht komen, daar aan het actiefslib adsorberen, maar vervolgens weer in de vergister desorberen etc. Dit zou dan tot ophoping van de medicijnen in de sliblijn en waterlijn kunnen leiden. Uiteindelijk zal een evenwicht ontstaan, waarbij de medicijnen voor een deel met het ontwaterde slib van de vergister worden afgevoerd, en ook een deel via het finaal effluent de RWZI verlaat. Dit zal vooral gelden voor de moeilijk moei biologisch afbreekbare medicijnen. Het geschetste scenario zou tot verhoogde emissies van medicijnen kunnen leiden, met bijbehorende ecotoxicologische risico’s. Dit risico kan beperkt worden door het SOURCE slib zonder vergisting te ontwateren en af te t voeren (verbranding), maar het naar de waterlijn terug te voeren supernatant zou dan een bron 98
kunnen zijn van medicijnen. Net als voor effluent van de Demon, zou ozonisatie van dit supernatant een methode kunnen zijn om de medicijnenvracht naar de waterlijn waterl te beperken. Uit het onderzoek blijkt dus dat SOURCE concept een goede oplossing lijkt te kunnen bieden voor de omgang met medicijnen in het mengsel van dunne mest en urine. Om dit verder uit te diepen voor praktijktoepassingen is het zinvol om, met (verwachte) toekomstige wettelijke richtlijnen in de hand, te kijken naar het gedrag van andere relevante medicijngroepen (voorbeeld) of individuele medicijnen in de SOURCE procestrein. De verwerking van aeroob slib en Demon slib met daarin opgehoopte medicijnen medi verdient bijzondere aandacht in verdere evaluaties. Het SOURCE-struviet struviet kan nog op aanwezigheid van andere dan de in dit project onderzochte medicijnen worden onderzocht. De ozonisatie-testen testen gaven een veelbelovende indicatie dat deze techniek na verdere ontwikkeling een oplossing kan bieden voor medicijnen die eventueel nog resteren in het effluent van het SOURCE proces. Het meest opvallend was de bevinding dat het gedoseerde geneesmiddelen diclofenac en ibuprofen preferent werd afgebroken ten opzichte zichte van de overmaat aan CZV. Dit zou kunnen betekenen dat ozon (of reactieproducten daarvan) selectief aangrijpen op diclofenac en ibuprofen. Vervolgonderzoek zou zich eerst moeten richten op bevestiging van de bevindingen van de testen, ook voor andere medicijngroepen of individuele medicijnen. Daarnaast zijn vorming en biologische afbreekbaarheid van reactieproducten en effect op ecotoxicologische kwaliteit relevant. Het belang van dergelijk vervolgonderzoek reikt overigens verder dan alleen SOURCE, hett is mogelijk ook van belang voor verwijdering van medicijnen uit vergelijkbare restromen die vrijkomen bij andere mestverwerkingstechnieken. 6.5
Alternatieven voor elke processtap
Uit voorgaande blijkt dat de gekozen technologieën voor voorbehandeling, P-terugwinning P en N-verwijdering verwijdering goed tot uitstekend functioneren. Maar de vraag rijst of, op basis van de resultaten, andere technologieën mogelijk (kosten)effectiever zullen zijn. De vraag of beluchting de meest kosteneffectieve voorbehandeling vormt, komt ko vooral voort uit de kosten die gemoeid zijn met de energie voor beluchting. Een alternatief zou kunnen zijn om de dunne mest anaeroob voor te behandelen, in plaats van consumptie van energie wordt dan juist energie (biogas) gevormd. In het vooronderzoek bleek weliswaar dat dunne mest in een korte test niet goed omzetbaar was, maar dit was uitgevoerd met nietniet geadapteerd slib. Het is goed mogelijk dat de anaerobe CZV-afbreekbaarheid CZV afbreekbaarheid met aan dunne mest geadapteerd slib (veel) beter is. Anaerobe behandeling van de dunne mest/urine leidt mogelijk ook tot enigszins hogere P-gehaltes P gehaltes in het effluent van de voorbehandeling, omdat anaerobe voorbehandeling leidt tot minder slibvorming, en navenant minder P-opname. opname. Er kan dan meer P teruggewonnen worden als struviet. struvie De anaerobe behandeling zou ook nog vooraf kunnen worden gegaan door thermische hydrolyse, waardoor tegelijkertijd hygiënisatie wordt bewerkstelligd. Het in de volgende processtap gevormde struviet is dan direct exportwaardig voor de Duitse markt, waarvoor waarv sterilisatie verplicht is. Bij anaerobe behandeling zal waterstofsulfide worden gevormd. Op basis van verwachte sulfaatconcentraties in dunne mest zal de concentratie aan waterstofsulfide echter te laag zijn voor remming van de anaerobe omzettingen, maar ma de waterstofsulfide zal wel verwijderd moeten worden, om te voorkomen dat de anammox bacteriën in de Demon rector worden geremd. Waterstofsulfide is echter te verwijderen met vrij eenvoudige technieken. Naast sulfide zal het effluent van de anaerobe behandeling, beh wanneer wordt uitgegaan van een vergistingsontwerp, nog slecht bezinkbare droge stof bevatten. Deze gesuspendeerde deeltjes zijn mogelijk van negatieve invloed op de werking van de struviet- en demon processtap. Maar dit is op te vangen door een biofilm reactor of wellicht een anaerobe membraanbioreactor reactor toe te passen, het optimale ontwerp 99
hiervoor is nader vast te stellen. Een vervanging van de aerobie in de SOURCE procestrein door een anaeroob proces vergt dus nog wel aanvullend onderzoek onderzoe voordat een praktijkschaal toepassing mogelijk wordt. Verwijdering van fosfaat met struviettechnologie bleek zeer goed te werken voor het mengsel van voorbeluchte dunne mest en urine. Er is momenteel geen technologie beschikbaar waarvan zou mogen worden verwacht dat het minstens vergelijkbaar met de struviettechnologie is in termen van rendement fosfaatverwijdering, eenvoud van procesontwerp, kansen voor hergebruik van fosfaathoudend product, en kosten. De resultaten van SOURCE geven aanleiding om na te e gaan of de stikstofverwijdering uit dunne mest/urine anders kan dan met (alleen) Demon. Ook is het relevant om na te gaan of deze technologie op basis van de resultaten voor andere, min of meer vergelijkbare reststromen kan worden ingezet. Mogelijke alternatieven alternatieven voor Demon in SOURCE zijn vooral strippen, Sharon, of combinaties hiervan met Demon of vergelijkbare technologieën. In de SOURCE-Demon Demon bleek vooral de anammox omzetting (nitriet+ammonium naar N2) geremd te worden door de voorbehandelde dunne mest matrix, ook na 1:1 verdunning met RWZI effluent. De nitritatie (omzetting ammonium naar nitriet) verliep daarentegen wel goed. Tijdens het onderzoek bleek verder dat er een aanzienlijke heterotrofe denitrificatie plaatsvond in de Demon. Uit deze bevindingen bevindingen volgt dat Sharon waarschijnlijk goed zal kunnen verlopen in de matrix. De CZV (BZV) in dunne mest is echter niet toereikend voor volledige stikstofverwijdering met Sharon, er zal dus nog CZV moeten word gedoseerd of een Demon stap moeten worden nageschakeld. nageschakeld. Voor specifieke cases is er mogelijk op de RWZI nog ruimte voor extra stikstofverwijdering. Strippen van ammoniak voor verwijdering van stikstof uit dunne mest wordt pas interessant wanneer een kosten-effectievere effectievere en energie-efficiëntere energie striptechniek iek wordt ontwikkeld. Dan kunnen ook combinatieconcepten, zoals het strippen van ammoniak uit dunne mest/urine in het hoge, voor strippen meer effectieve concentratiebereik, gevolgd door Sharon of Demon voor verwijdering van de resterende stikstof in het lage lage concentratiebereik, interessant worden. Het technologisch en economisch doorrekenen van deze combinatieconcepten valt buiten het bereik van de SOURCE studie. In andere stikstofrijk rest- of deelstromen spelen voor stikstofverwijderingen vaak dezelfde overwegingen als voor het dunne mest/urine mengsel waar SOURCE op was gericht. Bij de in ontwikkeling zijnde verwerkingstechnieken voor mest, zoals de pilot mineralenconcentraten, komen zulke stromen vrij. Het mineralenconcentratenconcept richt zich enerzijds jds op concentratie van stikstof (en fosfaat) in zo weinig mogelijk water tot een voor hergebruik geschikt (en toelaatbaar) niveau, en behandeling van de overtollige waterige reststroom tot een voor lozing aanvaardbaar niveau. Bij het laatste zou Demon een alternatief voor de huidige membraantechnieken kunnen zijn. Maar dan is wel vast te stellen of de zuivering, die deze reststromen al vaak hebben ondergaan, volstaat om de mogelijke remmende factoren uit mest, weg te nemen. Het aandeel urine in het influent influen van de SOURCE pilot was te beperkt om de mogelijkheden en belemmeringen van stikstofverwijdering uit 100% urine met Demon specifiek vast te stellen, maar in algemene zin gelden dezelfde overwegingen als voor dunne mest. 6.6
Effect van toepassing SOURCE op RWZI effluentkwaliteit
In het SOURCE concept op praktijkschaal wordt het effluent van de SOURCE procestrein op de waterlijn van de RWZI verwerkt, het slib bij voorkeur op de sliblijn. Het mogelijke effect hiervan op de RWZI-effluentkwaliteit effluentkwaliteit is voor de medicijnen medicijnen al aan de orde geweest, maar ook voor andere parameters is het van belang de mogelijke invloed te evalueren. Voor CZV/BZV en N-Kjeldahl Kjeldahl zou ervan kunnen worden uitgegaan dat de verwerkingscapaciteit 100
van de RWZI toereikend is, waardoor RWZI-effluentwaardes RWZI ntwaardes niet zullen toenemen bij toepassing van het SOURCE concept. Maar omdat de DMF-urine urine matrix in de SOURCE installatie al 2 biologische behandelstappen heeft ondergaan, zijn de eigenschappen (en daarmee het lot in de waterlijn) van het SOURCE-CZV waarschijnlijk arschijnlijk anders dan van rioolwater-CZV. CZV. Wordt bijvoorbeeld maar 67% van SOURCE-CZV CZV verwijderd, dan neemt de CZV in het RWZI effluent al met 20 mg/l toe (uitgaande van 3000 mg/l CZV in SOURCE effluent, incl. verdunning). Dit is niet te verwaarlozen ten opzichte van de kenmerkende CZV-concentratie concentratie in RWZI effluent van 40 mg/l, maar zal er in de meeste gevallen niet toe leiden dat de norm voor CZV wordt overschreden. Wel moet worden bedacht dat een deel van de SOURCE-CZV CZV uit opgeloste humushumus en fulvinezuren n bestaat, waarvan bekend is dat ze vrij inert zijn, dus waarschijnlijk beperkt verwijderd zullen worden in de waterlijn. Omdat humus- en fulvinezuren al in lage concentraties water donker kleuren, zou het RWZI effluent donkerder van kleur kunnen worden bij bi toepassing van het SOURCE concept. Voor goed oplosbare, en in een RWZI waterlijn inerte ionen zoals chloride, sulfaat, kalium en natrium, zal de toename van de vracht in het RWZI effluent ongeveer overeenkomen met de vracht vanuit SOURCE naar de waterlijn. waterlijn. Wordt voor chloride gerekend met een concentratie in SOURCE effluent (chloride afkomstig uit dunne mest + MgCl2) van 1850 mg/l (gemiddelde periode 4), dan betekent dit (2% SOURCE effluent ten opzichte van RWZI effluent) een toename in het RWZI effluent effluent van ca. 40 mg/l. Vergeleken met de huidige kenmerkende chloride concentratie van RWZI effluent van 300 mg/l betekent dit een toename van 13%. Of dit in het kader van de KRW toelaatbaar is, zal van de specifieke situatie afhangen, vooral van de kwaliteit, kwantiteit en ecologische kwetsbaarheid van het ontvangende water. Bij de afweging om SOURCE in de praktijk te brengen zal dit aspect geëvalueerd moeten worden. Hetzelfde geldt overigens voor andere concepten voor ‘natte’ koppeling van riool-en en mestverwerking. mestverwer 6.7
Kosten
Er zijn een aantal verwerkingsroutes voor ruwe mest uitgewerkt waarbij het inpassen van SOURCE (met een aantal extra procestappen zoals vergisten en strippen) werd vergeleken met een RO behandeling (met dezelfde extra processtappen). Het resultaat resultaat was dat er twee qua kosten min of meer gelijkwaardige alternatieven zijn voor ruwe mestverwerking: mestverwerking 1. Verwerking ruwe mest bij loonbedrijf via Reverse Osmosis c.a. tot mineralenconcentraten met een klein milieuvoordeel en een kostenpost van € 16,- / m3 ruwe mest co en SOURCE--systeem met een 2. Verwerking ruwe mest op de RWZI met co-vergisting groot milieuvoordeell en een kostenpost van € 17,50 / m3 ruwe mest Het et verschil in kosten à 10% valt binnen de marge in de onnauwkeurigheid in de kostenberekeningen van ± 30%. Beide verwerkingsroutes zijn qua kosten en milieueffecten nog te verbeteren via optimalisatie van de toegepaste technologie (bijvoorbeeld verbetering dun-dikscheiding dun bij RO alternatief of vermijden beluchten in SOURCE procestrein). Het effect van het combineren van de verschillende technieken is echter nog niet op praktijkschaal getoetst. In deze business ss case wordt o.a. geconcludeerd dat het verwerken van mest op de locatie van een RWZI synergievoordeel oplevert. De implementatietijd van de verwerkingsalternatieven is ongeveer hetzelfde. Echter alternatief 2 vereist samenwerking tussen de landbouwsector en de waterschappen en zeer waarschijnlijk tussen waterschappen afzonderlijk gezien de beperkte capaciteit die kan worden verwerkt. Zo kan bijvoorbeeld maximaal 19% van mestoverschot in Noord-Brabant Brabant op de RWZI’s van Waterschap Aa en Maas verwerkt worden. De rest zal bij behandeling via (aangepaste) SOURCE concepten op RWZI’ s van naburige waterschappen moeten worden verwerkt of via (aangepaste) lokale RO-concepten. RO Na eventuele optimalisatie van beide routes (dun/dikscheiding, geen voorbeluchting, covergisting, sting, en andere) kan mestverwerken via een combinatie van het SOURCESOURCE en het 101
RO-concept concept naar alle waarschijnlijkheid leiden tot milieukundige voordelen ten opzichte van de huidige situatie tegen een aanvaardbare prijs voor de veehouder. Daarvoor is samenwerking erking tussen de verschillende sectoren (zoals landbouw, waterschappen, en (regionale) overheden) wel noodzakelijk. 6.8
Maatschappelijke betekenis van SOURCE
Het klassieke werkveld van de watersector en de agrarische sector (meer specifiek de varkenshouderijen) jen) liggen wijd uit elkaar. Daarnaast zijn de gehanteerde organisatievormen verschillend, is de één publiek en de ander privaat, en zijn er flinke cultuurverschillen. Maar vanuit het maatschappelijke streven naar meer duurzaamheid, maar met behoud van de levensstandaard en tegen aanvaardbare kosten is herkend dat de twee sectoren voor deels vergelijkbare, gemeenschappelijke uitdagingen staan en wellicht op een aantal vlakken zelfs niet zonder elkaar kunnen. Met het SOURCE project is een gezamenlijke, concrete concrete stap gemaakt om uiteindelijk deze uitdagingen het hoofd te bieden. Mogelijkheden, nog te overwinnen belemmeringen en kansen van het SOURCE concept zijn in kaart gebracht. Hiermee is een oriëntatiepunt geschapen voor vervolgontwikkelingen van concepten concepten voor behandeling of verwaarding van mestfracties/humane urine. Inhoudelijk was SOURCE vooral een technologisch project. Maar het project gaf ook bedoeld gelegenheid tot versterkte interactie tussen afvalwatersector en de agrarische sector (varkenshouderijen); rijen); belanghebbenden uit beide sectoren kwamen in gesprek. Een dergelijke interactie is ook in de toekomst onontbeerlijk om gezamenlijk tot oplossingen te komen voor de aan zowel aan municipaal afvalwater als aan mest gerelateerde nutriëntennutriënten en medicijnenvraagstukken.
102
7.
Referenties
Bisschops, I., M. Timmerman, J. Weijma, M. van Eekert, F. de Buisonjé, H. Spanjers, Spanjers 2011. Synergie RWZI en mestverwerking. STOWA rapport 2011-10. 2011 Bisschops, I., M. van Eekert, F. van Rossum, M. Wilschut en Hielke van der Spoel, S 2010. Betuwse Kunstmest. STOWA-rapport STOWA 2010-30. Breisha, G.Z. and J. Winter. 2010. Bio-removal Bio of nitrogen from wastewaters – A review. Journal of American Science 6(12):: 508-528. Dapena-Mora, Mora, A., I. Fernández, J. L. Campos, A. Mosquera-Corral, Mosquera R. Méndez, and M. S. M. Jetten. 2007. Evaluation of activity and inhibition effects on Anammox process by batch tests based on the nitrogen gas production. Enzyme and Microbial Technology 40:859-865. Dapena-Mora, Mora, A., J. R. Vázquez-Padín, Vázquez J. L. Campos, A. Mosquera-Corral, Corral, M. S. M. Jetten, and R. Méndez. 2010. Monitoring the stability of an Anammox reactor under high salinity conditions. Biochemical Engineering Journal 51:167-171. De Vries, J.W., P. Hoeksema, C.M. Groenestein, 2011. LevensCyclusAnalyse (LCA) Pilot Mineralenconcentraten. WUR Livestock Research, Rapport 480. Evers, A. G., M.H.A. de Haan, F.E. de Buisonjé, K. Verloop, Verloop, 2010. Perspectief mestscheiding op melkveebedrijven, Livestock Research Wagening UR, Plant Research International Wageningen UR Rapport Rappor 421 Hwang, I. S., K. S. Min, E. Choi, and Z. Yun. 2005. Nitrogen removal from piggery waste using the combined SHARON and ANAMMOX process. Water Science & Technology 52:487-494. Isaka, K., Y. Suwa, Y. Kimura, T. Yamagishi, T. Sumino, and S. Tsuneda. 2008. Anaerobic ammonium oxidation (anammox) irreversibly inhibited by methanol. Applied Microbiology and Biotechnology 81:379-385. 385. Jensen, M. M., B. Thamdrup, and T. Dalsgaard. 2007. Effects of specific inhibitors on anammox and denitrification in marine sediments. sedi Appl. Environ. Microbiol. 73:3151 3151-3158. Kartal, B., M. Koleva, R. Arsov, W. van der Star, M. S. M. Jetten, and M. Strous. 2006. Adaptation of a freshwater anammox population to high salinity wastewater. Journal of Biotechnology 126:546-553. Kool, A.,, M. Timmerman, H. de Boer, H.-J. H. J. van Dooren, B. van Dun, M. Tijmensen, Tijmensen 2005. Kennisbundeling covergisting CLM 621-2005. 621 Li, B., and T. Zhang. 2010. Biodegradation and adsorption of antibiotics in the Activated Sludge process. Environmental Science & Technology Techn 44:3468-3473. 0 Loewenthal, R.E. and I. Morrison, Morrison 1997. Struvite 3.1. WRC report N 602/1/97 Maurer, M., W. Pronk, and T. A. Larsen. 2006. Treatment processes for source-separated source urine. Water Research 40:3151 3151-3166. Molinuevo, B., M. C. García, D. Karakashev, Kara and I. Angelidaki. 2009. Anammox for ammonia removal from pig manure effluents: Effect of organic matter content on process performance. Bioresource Technology 100:2171-2175. Notenboom, G.J., L. Vergouwen, E. Koetse, Koetse, 2008. Simultaneous removal of human h and veterinary pharmaceuticals and nutrients. STOWA/Waterschap Aa en Maas. Postma, R., W. Bussink, ussink, T. van Dijk, M. Mulder, W. van der Hulst en M. Kampschreur, 2011. Waarde en afzetmogelijkheden jkheden van struviet uit verwerking van dierlijke mest en menselijke mensel urine. H2O, 11: 16-17. Qiao, S., T. Yamamoto, M. Misaka, K. Isaka, T. Sumino, Z. Bhatti, and K. Furukawa. 2010. Highrate nitrogen removal from livestock manure digester liquor by combined partial nitritation– nitritation anammox process. Biodegradation 21:11-20. Rockström, J., W. Steffen, K. Noone, A. Persson, F. S. Chapin, E. F. Lambin, T. M. Lenton, M. Scheffer, C. Folke, H. J. Schellnhuber, B. Nykvist, C. A. de Wit, T. Hughes, S. van der Leeuw, H. Rodhe, S. Sorlin, P. K. Snyder, R. Costanza, U. Svedin, M. Falkenmark, Falke L. Karlberg, R. W. Corell, V. J. Fabry, J. Hansen, B. Walker, D. Liverman, K. Richardson, P. Crutzen, and J. A. Foley. 2009. A safe operating space for humanity. 461:472-475. 461: Schomaker, A.H.H.M., F.C.J. van Herpen en R. Munters, Munters 2009. Gebiedsonderzoek Gebiedsonderz mestbewerking – Eindrapportage Royal Haskoning 9T7079. Swart, B.,, 2006. Anders omgaan met huishoudelijk afvalwater. STOWA-rapport rapport 2006-18. 2006 Udert, K. M., T. A. Larsen, M. Biebow, and W. Gujer. 2003. Urea hydrolysis and precipitation dynamics in a urine-collecting collecting system. Water Research 37:2571-2582. Uitvoeringsbesluit Meststoffenwet, Meststoffenwet wetten.overheid.nl/BWBR0019031, tekst geldend op 25-1025 2011.
103
Van Hulle, S. W. H., H. J. P. Vandeweyer, B. D. Meesschaert, P. A. Vanrolleghem, P. Dejans, and A. Dumoulin. 2010. 0. Engineering aspects and practical application of autotrophic nitrogen removal from nitrogen rich streams. Chemical Engineering Journal 162:1--20. Velthof, G.L.,, 2011. Synthese van het onderzoek in het kader van de Pilot Mineralenconcentraten. Alterra-rapport 2211. www.apotheek.nl (18-08-2011) Yamamoto, T., K. Takaki, T. Koyama, and K. Furukawa, Furukawa 2008. Long-term term stability of partial nitritation of swine wastewater digester liquor and its subsequent treatment by Anammox. Bioresource Technology 99:6419-6425.
104
Bijlagen
Bijlage 1 – EPAS Rapportage Bijlage 2 – Demmonificatietesten uitgevoerd door Grontmij Bijlage 3 – Opzet analysepakketten GWL Bijlage 4 - Literatuuronderzoek en aanvullend labonderzoek; labonderzoek; Effect van componenten
uit de DMF-urine urine matrix op anammox anamm in de DEMON Bijlage 5 - Rapportages Grontmij antibioticaeffectmetingen Bijlage 6 - Resultaten analyse medicijnen en antibiotica in SOURCE urine Bijlage 7 - Kengetallen kostenberekeningen SOURCE
105
106
Bijlage 1
EPAS rapportage
107
108
Bijlage 2
De-ammonificatietesten ammonificatietesten uitgevoerd door Grontmij
125
126
Bijlage 3
Opzet analyse pakketten GWL
131
132
Bijlage 4
Literatuuronderzoek en aanvullend labonderzoek; Effect van componenten uit de DMF-urine urine matrix op anammox in de DEMON
135
136
Bijlage 5
Antibiotica effectmetingen Rapportages Grontmij rontmij antibioticaeffectmetingen
143
144
Bijlage 6
Resultaten analyse medicijnen en antibiotica in SOURCE urine
177
178
Bijlage 7
engetallen kostenberekeningen SOURCE Kengetallen
183
184
