Biologische nutriëntverwijdering

Principeschema

principeschema 1: Conventioneel systeem voor stikstofverwijdering

Conventioneel systeem stikstofverwijdering

 

principeschema 2: SBR-type voor stikstofverwijdering

SBR systeem stikstofverwijdering

 

principeschema 3: Sharon proces voor stikstofverwijdering (Single tank reactor for high activity ammonia removal over nitrite). Fases worden sequentieel doorlopen.

sharon 

principeschema 4: Conventioneel systeem voor stikstof- en fosforverwijdering (UCT, University of Cape Town)

UCT-principe

principeschema 5: Airlift reactor

 

airlift reactor

 

Principe- en installatiebeschrijving

Een aerobe waterzuivering op basis van biologische oxidatie dient in hoofdzaak voor de verwijdering van de organische fractie uit afvalwater (zie technische fiches 'Actief slib systemen' en 'Slib op drager systemen'). Naast deze verwijdering van organische stof is een dergelijke zuivering ook in staat stikstof (N) en fosfor (P) in te elimineren. Dit zowel in actief slib systemen als bij reactoren met slib op drager. Via een aangepaste configuratie en procesvoering is een verhoogde nutriëntverwijdering mogelijk.

Stikstof

Stikstof is een essentieel voedingselement voor de bacteriegroei en zal aldus gebruikt worden voor de productie van biomassa. De opname door de bacteriën is in proportie tot CZV verwijdering: per 100 g verwijderde CZV mag een verwijdering van 3 tot 5 g stikstof verwacht worden.

Wanneer een hogere stikstof concentratie aanwezig is in het afvalwater dan de hierboven vermelde waarde, kan een alternatief metabolisme geïnduceerd worden, met name de dissimilatieve stikstof verwijdering. Dit bestaat uit een combinatie van een nitrificatiestap, waarbij ammonium omgezet wordt tot nitraat, en een denitrificatiestap, die aanvullend de nitraten reduceert tot stikstofgas. De reacties kunnen als volgt beschreven worden:

Nitrificatie:                 NH4+ + 2O2    ->        NO3- + H2O + 2H+ + energie

Dit vereist autotrofe bacteriën (bv. Nitrosomonas, Nitrobacter) en aerobe omstandigheden. Er dient echter opgemerkt te worden dat naast de klassieke voorstelling van nitrificatie door Nitrosomonas en Nitrobacter, er steeds meer aanwijzingen zijn dat ook andere micro-organismen een rol spelen in de omzetting van ammonium tot nitraat.

Denitrificatie:              4NO3- + 5 CH2O + 4H+ -> 2N2 + 5CO2 + 7H2O + energie

Dit vereist dan weer heterotrofe bacteriën, de aanwezigheid van een koolstofbron en anoxische condities (gemengd en niet belucht). Stoechiometrisch gezien volstaat 2,86 g BZV voor de reductie van 1 g nitraat. In praktijk echter zal een BZV/N verhouding van minstens 4 à 5 vereist zijn.

In een continu actief slib systeem wordt denitrificatie geïntroduceerd via de voorschakeling van een denitrificatiebekken (zie ook principeschema 1). Hierin wordt het verse afvalwater gevoed. De nitraten worden gevormd in het nageschakelde beluchtingsbekken en, via een systeem van recirculatie van het slib/water mengsel, terug gevoerd naar het denitrificatiebekken. De dimensionering van de bekkens gebeurt op basis van de stikstofconcentratie in het afvalwater en de verhouding CZV/N of BZV/N.

Ook integratie in een SBR configuratie is mogelijk (zie ook principeschema 2). Hierbij worden fasen van menging + voeding en beluchting afgewisseld om het stikstofproces te introduceren.

Het Sharon-proces (zie ook principeschema 3) is  bedoeld voor de behandeling van stikstofrijke afvalwaters, zoals slibrejectiewaters (= water dat vrijkomt bij slibontwatering), percolaten van stortplaatsen of composteerinstallaties en specifieke industriële afvalwaters rijk aan stikstof.

Het proces wordt uitgevoerd in een compleet gemengde tank, waarbij het slib continu uitspoelt met het effluent. Dit houdt in dat de slibgroei gelijk moet zijn aan de snelheid van uitspoelen van dit slib. Het proces gaat door bij hoge temperaturen (25-30°C) en hoge omzettingssnelheden. Het Sharon-proces stimuleert nitrificatie tot nitriet in plaats van tot nitraat. Dit proces wordt nitritatie genoemd. Onder normale omstandigheden is de groei van Nitrobacter sp. niet de limiterende factor, waardoor nitriet niet accumuleert maar verder tot nitraat wordt geoxideerd. Echter, bij hoge temperaturen zal de groeisnelheid van Nitrosomonas sp. de groeisnelheid van Nitrobacter sp. overtreffen. Bij een specifieke verblijftijd is het mogelijk om Nitrosomonas sp. in de reactor te behouden en Nitrobacter sp. uit te spoelen. Dit betekent een besparing op de zuurstofbehoefte van 25%. De verhoogde temperatuur zorgt anderzijds wel voor een moeilijkere inbreng van zuurstof in het slib/water mengsel. Daarnaast vereist de denitrificatie van nitriet 40% minder koolstofbron dan de denitrificatie van nitriet.

Deze techniek is bedoeld om stikstof te verwijderen van bv. 1000  tot 100 mg/l, niet om volledige stikstofverwijdering te bekomen. De techniek gaat slechts op voor erg specifieke afvalwaters en vergt een doordacht ontwerp van de reactor. Er dient een correct evenwicht nagestreefd te worden tussen slibgroei, retentietijd in de reactor en slibuitspoeling.

 

De reacties die optreden zijn:

          Klassieke nitrificatie       :        NH4+ + 2 O2     ?       NO3- + H2O + 2 H+

          SHARON                       :     NH4+ + 1,5 O2   ?    NO2- + H2O + 2 H+

                                                                                              (25 % O2 bespaard)

 

          Klassieke denitrificatie   :        6NO3- +  5 CH3OH   ?        3N2 + 6 HCO3- + 7 H2

          SHARON                       :        6NO2- +  3 CH3OH à  ?        3N2 + 6 HCO3- + 3 H2

                                                                                  (40 % koolstofbron bespaard)

 

Het Sharon-systeem bestaat uit één reactor, waarin afwisselend een beluchte en een anoxische fase (met toevoeging van BZV) voorzien worden. In de aërobe fase is een hoge zuurstofconcentratie (3 mg/l) vereist voor nitrificatieactiviteit. Nitrificatie is een verzurend proces en zodra een kritische pH-waarde wordt bereikt dient de denitrificatie gestart te worden om de pH te corrigeren. Dit gebeurt door in de anoxische fase methanol toe te voegen. De pH kan eventueel ook nog gecorrigeerd worden door toevoeging van loog.

Het Anammox proces (anaerobic ammonium oxydation) is een biologisch proces voor de verwijdering van ammonium uit afvalwater, waarbij ammonium met nitriet wordt omgezet tot stikstofgas. De reactie is als volgt: NH4++ NO2-+ -> N2 + 2 H2O.

Deze reactie vereist een ammonium/nitriet verhouding van 1:1,3. Bicarbonaat fungeert als C-bron voor de celopbouw. In het proces wordt ongeveer 10% van het ammonium omgezet in nitraat, het resterende deel wordt rechtstreeks omgezet in stikstofgas. De optimale condities voor deze bacteriën zijn een pH tussen 7 en 8,5 en een temperatuur van 30-37°C. Het probleem is dat de bacteriën buitengewoon langzaam groeien, de verdubbelingstijd bedraagt 7 tot 11 dagen. Hierdoor neemt de opstart van een reactor veel tijd in beslag en is de herselperiode na een processtoring ook aanzienlijk.

Afvalwaters of deelstromen bevatten zelden nitriet. Dit kan gevormd worden via de eerste stap van het Sharon-proces (nitritatie). Deze kan zo gestuurd worden dat een deel van het ammonium omgezet wordt zodat een goede verhouding ammonium/nitriet wordt bekomen in het effluent. In een tweede reactor kan vervolgens het annamox proces nagestreefd worden.  Via een dergelijk gecombineerd Sharon/Annamox proces wordt nog minder zuurstof en  koolstofbron verbruikt en slib geproduceerd. Een variant op dit gecombineerde proces in twee reactoren is het Canon-proces. Het ‘completely autotrophic nitrogen removal over nitrite proces’ combineert partiële nitrificatie in combinatie met het anammox proces in één reactor en is voornamelijk van toepassing op industrieel afvalwater. Bij heel lage zuurstofconcentraties en een overmaat aan ammonium blijken beide soorten bacteriën samen te kunnen leven in vlokvorm, waarbij de Anammox bacterie het anaerobe midden verkiest.  

Het proces zou geschikt zijn voor afvalwaterstromen rijk aan ammonium (>100 mg/L) en laag aan organische stof (C/N< 0,15).

De eerste full-scale Anammox reactor dateert van 2002. Het Canon proces bevond zich anno 2008 nog in labo-fase.

De airlift reactor tenslotte (principeschema) vertegenwoordigt een specifiek reactorconcept van een nitrificerend actief slib systeem. De reactor bestaat uit twee concentrische buizen; Lucht wordt in de binnenste buis geblazen en dit veroorzaakt circulatie van het afvalwater en de lucht. Boven in deze buis ontsnapt de lucht, waardoor de neergaande stroom vrij luchtvrij is.

Fosfor

Fosfor is, naast stikstof, een tweede belangrijk nutriënt voor de groei van biomassa. De consumptie is gerelateerd aan de CZV-verwijdering. Voor elke 100 g CZV-verwijdering is een fosforopname van ongeveer 0,8 g te verwachten.

Vergelijkbaar met het dissimilatieve stikstofverwijderingsproces is tevens de introductie van een doorgedreven fosforverwijdering mogelijk. Dit metabolisme wordt de ‘luxury uptake’ genoemd en vereist een afwisseling tussen anaerobe en aerobe zones in de biologische waterzuivering. De verwijderingsverhouding CZV/P kan hierdoor verbeterd worden tot 100/4. Het proces berust op het principe dat bepaalde bacteriën in staat zijn om grote hoeveelheden opgelost (ortho-)fosfaat als onopgelost polyfosfaat in hun cel op te slaan. De anaerobe zone is te onderscheiden van een anaerobe waterzuivering. In het geval van biologische fosforverwijdering wordt aeroob slib gerecirculeerd over een niet-beluchte zone. Zodra ook de aanwezige nitraten gereduceerd zijn (anoxie) komt men in anaerobe omstandigheden. Specifieke bacteriespecies (waaronder Acinetobacter) zetten onder deze condities een overlevingsmetabolisme in gang waarbij korte vetzuurketens opgenomen worden in de cel als reservemateriaal. Tegelijkertijd zullen celeigen polyfosfaatkorrels afgebroken en vrijgezet worden onder fosfaatvorm. Wanneer deze bacteriën vervolgens in aerobe condities vertoeven zullen zij de interne koolstofbron aanspreken. De vrijkomende energie bij de afbraak van het reservemateriaal in de aerobe fase wordt gebruikt om nieuw celmateriaal te vormen en om het fosfaat opnieuw uit de waterfase op te nemen. Het fosfaat, binnenkomend met het afvalwater wordt zodoende door fosfaataccumulerende bacteriën opgenomen. Uiteindelijk wordt het fosfaat na de aerobe fase met het spuislib afgevoerd.

Verschillende systeemconfiguraties zijn mogelijk waarin de aerobe, anoxische en anaerobe reactoren op een andere manier geschakeld worden. Een voorbeeld is het UCT principe (zie ook principeschema 4).

Specifieke voor- en nadelen

Actief slib systemen voor nutriëntverwijdering zijn flexibel, robuust en kosteneffectief en worden zeer veel toegepast zowel voor de behandeling van huishoudelijk als van industrieel afvalwater.

Biologische nutriëntverwijdering vereist regelmatig toezicht en opvolging van de belangrijkste procesparameters (bezinking, belasting,..). Een vergaande optimalisatie van de procesregeling kan in de meeste gevallen worden bereikt.

Toepassing

Biologische aerobe zuivering met nutriëntverwijdering wordt op grote schaal toegepast voor industrieel en huishoudelijk afvalwater met organische vervuiling.

De meeste ervaring met actief slib systemen met nutriëntverwijdering ligt in de huishoudelijke waterzuivering. Daar hebben de meeste van de huidige installaties een capaciteit van ongeveer 50 000 tot 100 000 i.e. In industriële waterzuivering is vooral binnen de voedingsindustrie ervaring met nutriëntverwijdering via actief slib.

Het Sharon en Anammox-proces (zie ook principeschema 3) worden vooral toegepast bij de behandeling van afvalwater met een hoog stikstofgehalte, bv. 1000 mg/l. Er wordt gemikt op 90% verwijdering, niet op volledige N-verwijdering.  Het wordt toegepast voor slibrejectiewaters die vrijkomen bij slibontwatering. Ook op percolaten van stortplaatsen of composteerinstallaties en specifieke industriële afvalwaters met veel stikstof en lage BZV/N-verhoudingen kan het toegepast worden.

Randvoorwaarden

Voor een goed nitrificatieproces dient voldaan te worden aan volgende proces vereisten:

  • de concentratie aan opgeloste zuurstof moet minimaal 2 mg/l bedragen;
  • wegens een trage aangroei van de Nitrosomonas en Nitrobacter species dient de slibretentie in het systeem minstens 10 dagen te bedragen;
  • de temperatuur dient binnen de range van 10 tot 40°C te liggen, met een optimum rond 30°C. Nitrificatie verloopt moeizamer bij lage temperaturen;
  • de pH moet neutraal te zijn. Sterk zure (pH<5) of basische condities (pH>9) moeten worden gecorrigeerd. De optimale pH voor nitrificatie is 7,5 en bij pH-waarden lager dan 7,0 wordt nitrificatie geremd. Wegens het verzurende karakter van de nitrificatiereactie dient hier in het bijzonder aandacht aan besteed te worden. De denitrificatie zorgt reeds voor een gedeeltelijke pH stijging;
  • Het gehalte aan ammoniak (NH3) en salpeterigzuur (HNO2) moet binnen bepaalde grenzen liggen, om geen inhibitie van nitrificatie te veroorzaken .

Voor een goed denitrificatieproces moet rekening gehouden worden met volgende zaken

  • Denitrificatie gaat door bij temperaturen van 5 tot 60°C en een pH tussen 6 en 8;
  • Het gehalte aan opgeloste zuurstof is best zo laag mogelijk;
  • Er moet voldoende koolstofbron aanwezig zijn. Als vuistregel wordt een theoretische verhouding BOD/N van minimaal 3 gehanteerd om volledige denitrificatie toe te laten. In de praktijk zal dit eerder 4 à 5 zijn. T.o.v. het gehalte aan organische koolstof (C) en stikstof (N) moet voldoende fosfor (P) in het afvalwater aanwezig zijn. In sommige gevallen moet P worden toegevoegd. Hoge concentraties aan zouten of andere chemicaliën kunnen het proces negatief beïnvloeden;
  • Het denitrificatieproces is beduidend minder gevoelig voor pH- en temperatuursschommelingen en de aanwezigheid van toxische componenten.

Voor fosforverwijdering gelden volgende aandachtspunten:

  • Een waterzuivering dient best bij ontwerp voorzien te worden op biologische fosforverwijdering. In het geval van een conventionele opstelling kan een voor- of tussengeschakelde, correct gedimensioneerde, anaerobe tank voor goede resultaten zorgen. De introductie van een anaerobe fase in een SBR-type (zie ook principeschema 2) waterzuivering vergt een nauwgezette opvolging van de verschillende fasen. De gemengde fase dient voldoende lang door te lopen om na de anoxische condities ook anaerobe condities te verkrijgen. Dit kan opgevolgd worden door meting van de redoxpotentiaal van het slib/water mengsel.
  • Fosforrijk spuislib, onttrokken uit de aerobe fase, dient aeroob gestockeerd te worden. Bij onvoldoende beluchting dreigen de fosfaten weer vrijgesteld te worden en via de overloop van de indikker terug te vloeien naar de waterzuivering;
  • Vaak wordt bij volschalige waterzuiveringsinstallaties, waar de introductie van anaerobe condities moeilijk is of waar de CZV/P ratio lager ligt dan 100/4, ijzer gedoseerd ter vorming van de chemische neerslag ijzerfosfaat. Dit wordt via co-precipitatie met het biologische slib in de bezinker afgescheiden.   

Werkingsgraad

Bij zuivering van industrieel afvalwater kan in de meeste gevallen de verwijdering van stikstof en fosfor meer dan 95% bedragen De maximale biologische fosfaatverwijdering bedraagt 50 mg/l. Indien hogere rendementen noodzakelijk zijn dienen precipitatietechnieken zoals coagulatie/flocculatie (zie technische fiche 'Coagulatie en flocculatie') en electrocoagulatie (zie technische fiche 'Elektrocoagulatie').

Bij zuivering van huishoudelijk afvalwater kunnen vrij makkelijk effluentconcentraties van 10 mg/l Ntotaal en 1 mg/l Ptotaal worden bereikt. In vele gevallen zijn effluentconcentraties van 5 mg/l Ntotaal en 0,3 mg/l Ptotaal mogelijk door optimalisatie van de procesparameters en een goede opvolging van de bedrijfsvoering.

De verwijderingsrendementen van ammonium bij behandeling van slibgistingswater door toepassing van het Sharon proces liggen tussen 80 en 98% bij een verblijftijd van 1,3 tot 1,8 dagen.

Hulpstoffen

Om de benodigde verhouding C:N:P te krijgen, kan dosering van nutriënten zoals fosfor nodig zijn. Een vuistregel is dat BZV/N/P = 100/5/1. Tevens kan het nodig zijn om de pH van het influent middels loog of zuur te corrigeren. Voor de denitrificatie kan dosering van organisch koolstof nodig zijn, bijvoorbeeld in de vorm van methanol. 

Milieu-aspecten

Als reststof komt slib vrij. Afhankelijk van het influent, de locatie en de installatie kunnen maatregelen tegen geuroverlast, emissie van schadelijke stoffen en aërosolen naar de lucht of geluidsoverlast nodig zijn.

Kosten

De kosten zijn vergelijkbaar met de kosten voor actief slib systemen (zie technische fiche 'Actief slib systemen'. Extra beluchtingscapaciteit voor nitrificatie, roerders en automatische kleppen vergen extra investeringskosten. In een aantal gevallen moet extra koolstofbron worden gedoseerd voor de denitrificatiestap.

De investeringskost voor een Sharon reactor (zie ook principeschema 3) met een stikstofvracht van 827 kg/dag en een debiet van 32 m³/uur bedraagt ongeveer 1 600 000 € (gegevens 2008). Het energieverbruik is ongeveer 756 000 kWh per jaar.    

De investeringskost voor een Annamox reactor met een stikstofvracht van 300 kg/dag en een debiet van 35 m³/uur bedraagt ongeveer 1 100 000-1 200 000 €. Het energieverbruik bedraagt ongeveer 105 120 kWh per jaar.

Opmerkingen

Verschillende configuraties van opbouw van de aerobe, anoxische en anaerobe zones zijn mogelijk voor biologische systemen met nutriëntverwijdering.

Complexiteit

De complexiteit van een biologisch zuiveringssysteem met nutriëntverwijdering is groot. Een intensieve opvolging van het zuiveringsproces en frequente analyses op verschillende plaatsen in het zuiveringsproces zijn noodzakelijk voor opvolging en sturing van het proces. 

Automatiseringsgraad

Biologische nutriëntverwijderingssystemen zijn verregaand geautomatiseerd. Processturing dient geoptimaliseerd te worden op basis van analyseresultaten.  

Referenties

  • EIPPCB, Reference Document on BAT in Common Waste Water and Waste Gas Treatment / Management Systems in the Chemical Sector, draft februari 2009 (herziening in uitvoering)
  • Koot A.C.J., Behandeling van afvalwater, Uitgeverij Waltman, Delft (NL), 1980
  • Starkenburg W., Rensink J.H. en Rijs G.B.J, Biological P-removal: state of the art in the Netherlands, Water Science and Technology, 27, 5-6, 317-328, 1993
  • Stowa, Het actief slibproces de mogelijkheden en grenzen, 2007
  • Stowa , Sharon-Annamox-Systemen, 2008
  • VITO-SCT, herwerking technische fiches WASS, 2009 

Versie : februari 2010