valorisatie van geconcentreerd a-slib door middel …...filtratie/membraanunit en vervolgens het...
TRANSCRIPT
Faculteit Bio-ingenieurswetenschappen
Academiejaar 2012 – 2013
Valorisatie van geconcentreerd A-slib door middel van anaerobe vergisting
Kristof Plovie Promotoren: Prof. dr. ir. Korneel Rabaey & Prof. dr. ir. Arne Verliefde Tutoren: ir. Jo De Vrieze & ir. Arnout D’Haese
Masterproef voorgedragen tot het behalen van de graad van
Master in de bio-ingenieurswetenschappen: milieutechnologie
Auteursrechten
I
Auteursrechten
“De auteur en de promotor geven de toelating deze scriptie voor consultatie beschikbaar te stellen en
delen ervan te kopiëren voor persoonlijk gebruik. Elk ander gebruik valt onder de beperkingen van het
auteursrecht, in het bijzonder met betrekking tot de verplichting de bron te vermelden bij het
aanhalen van resultaten uit deze scriptie.”
“The author and the promoter give the permission to use this thesis for consultation and to copy parts
of it for personal use. Every other use is subject to the copyright laws, more specifically the source
must be extensively specified when using results from this thesis.”
Universiteit Gent, 7 juni 2013
De promotoren,
Prof. Dr. ir. Korneel Rabaey
Prof. Dr. ir. Arne Verliefde
De auteur,
Kristof Plovie
Woord vooraf
II
Woord vooraf
Met het voltooien van dit werk, rond ik naast dit boeiende thesisjaar ook mijn vijfjarige academische
loopbaan als student op ons geliefde Boerekot af, weliswaar met gemengde gevoelens. Enerzijds blij
vanwege het beëindigen van mijn scriptie en langs de andere kant toch wat onwennig dat het mooie
studentenleven er zo goed als opzit.
Het realiseren van deze scriptie, gepaard met bijna 9 maanden onderzoek, kon natuurlijk niet zonder
de bijstand van de talrijke mensen die het afleggen van deze weg vergemakkelijkten. Vandaar dat
een korte bedanking hier wel op zijn plaats is.
In de eerste plaats wil ik mijn dankwoord richten tot mijn twee promotoren, professor Rabaey en
professor Verliefde. Elk van hen reikte met niet-aflatende enthousiasme, vanuit zijn eigen specifieke
kijk op het onderwerp, een fris idee of oplossingen aan. Daarnaast stond professor Boon me bij met
raad rond zijn stokpaardje, MRM. Bedankt hiervoor. Mijn tutoren, Jo en Arnout, waren een welkome
helpende hand. Jo, je leerde me de kneepjes van het labowerk. Als expert in de anaerobe vergisting
bracht je me waardevolle kennis bij en toonde me hoe bedreven een milieutechnoloog wel niet kan
zijn in moleculair werk. Arnout, jouw IT-kennis en membraanknowhow bleken handig van pas te
komen in het andere luik van mijn scriptie, vandaar een welgemeende bedankt!
Daarnaast wil ik ook nog iedereen bij LabMET en Paint bedanken, in het bijzonder Tim Lacoere en
Quenten Denon voor de hulp, het laboratorium voor analytische chemie en toegepaste ecochemie
voor de gedane analyses en de collega thesisstudenten en mede-warmtekloppers van de K32 in het
bijzondere. Bedankt voor de fijne tijd en hulp het afgelopen jaar.
Tenslotte wil ik graag mijn mama, broer, familie en vrienden bedanken, voor de niet aflatende steun,
leuke discussies en grappige noten tussendoor wanneer de zaken minder vlot verliepen.
Misschien als allerlaatste nog een klein bedankje voor professor Verstraete die me twee jaar terug
tijdens zijn laatste lessen enthousiasmeerde voor de talrijke microbiologische processen binnen de
milieutechnologie en zo mijn verdere studierichting en scriptiekeuze beïnvloedde.
Samenvatting
III
Samenvatting
De huidige afvalwaterbehandeling schiet tekort op vlak van duurzaamheid en dreigt niet te kunnen
instaan voor de toenemende globale waterconsumptie en afvalwaterproductie. Hierdoor is een
nieuwe kijk op afvalwater als grondstof een vereiste. In het ZeroWasteWater concept wordt getracht
een oplossing te bieden voor deze waterproblematiek uitgaande van een kringloopvisie. Afvalwater
wordt zodoende een bron van drink-, irrigatie- en proceswater, nutriënten, waardevolle
componenten en energie. Bij de maximalisatie van deze recuperatie, vertrekkend van afvalwater
komen o.a. het Adsorptie/Bio-oxidatie (A/B) proces, membraanprocessen en anaerobe vergisting
naar voren. Het maximaliseren van de slibproductie in een A-stage, het concentreren ervan in een
filtratie/membraanunit en vervolgens het anaeroob vergisten van het A-slib, vielen binnen het
studiegebied van deze scriptie. Elkeen van deze processen werd afzonderlijk verder geoptimaliseerd.
De mogelijkheid om een A-stage, de 1e stap in het A/B proces, aan een vijf- tot tienmaal hogere
totale vaste stof (17,47 g TS L-1) te lopen dan normaal, werd eerst onderzocht. Dit gebeurde a.d.h.v.
een compleet gemengde reactor (CSTR; 10L) die gelopen werd als sequence batch reactor (SBR) met
als inkomende stroom brouwerij afvalwater (5L cyclus-1; 4,60 g TS L-1). Zowel bezinking als
centrifugatie volstonden echter niet om het actieve slib in de reactor te onderhouden aan een hoge
TS-concentratie.
Andere concentratiestappen dan bezinking en centrifugatie na adsorptie van het organisch materiaal
in de A-stage, werden dan ook overwogen. Zo werd elektrofiltratie, als voorbehandelingsstap voor
membraanprocessen zoals forward osmosis, toegepast op (reeds geconcentreerd) A-slib (3,01 ± 0,18
g TS L-1 tot 11,17 ± 1,00 g TS L-1) om een (nog) hoger TS-gehalte te verkrijgen. Preventie van
membraanvervuiling en filterkoekvorming op het roestvrijstalen geweven filtergaas (50 µm opening)
werd bereikt door het opleggen van een elektrisch veld (20 V cm-1). Steunend op de elektroforetische
mobiliteit van het slib behoedde dit E-veld het filtratieproces gedeeltelijk van fluxdaling vanwege
fouling.
Het geconcentreerde A-slib (19,90 ± 0,15 tot 30,34 ± 3,10 g TS L-1) werd vervolgens vergist al dan niet
samen met keukenafval of melasse in anaerobe fed-batch reactoren (CSTR, 800mL, 10 g VSS L-1)
onder mesofiele omstandigheden (34°C). Additie van A-slib als co-substraat bij vergisting van
keukenafval leverde nl. een hogere biogasproductie, processtabiliteit en mogelijkheid tot remediatie
van reeds verzuurde anaerobe reactoren. Het stabiliserende effect van geconcentreerd A-slib kon
niet gelinkt worden aan het hoge ijzergehalte van het A-slib of het steeds fed-batch gewijs ‘bij-
Samenvatting
IV
inoculuren’ van bepaalde micro-organismen aanwezig in het A-slib aan de reactoren op basis van de
uitgevoerde experimenten.
De verworven kennis en resultaten bekomen tijdens het onderzoek vormen, mits verder onderzoek,
een brug naar de toekomstige, meer energieneutrale afvalwaterbehandeling.
Abstract
V
Abstract
The current wastewater treatment seems insufficient to deal with the upcoming water problems
such as water scarcity and water pollution. Mainly due to the low sustainability (energy demand,
costs) there is a need for a different approach. The ZeroWasteWater concept (ZWW) tries to turn
these current problems into future opportunities, while getting an added value out of the
wastewater. The wastewater becomes in that way firstly a source of potable or process water and
energy and on the other hand a renewable source of nutrients and other valuables. Key technologies
within the ZWW concept are anaerobic digestion (AD), the two-phase ‘Adsorptions-Belebungs-
verfahren’ or A/B activated sludge system and membrane processes. The maximization of the sludge
production in an A-stage, concentration in a filtration unit and subsequently digestion of this sludge,
were part of the research within this thesis. Each one of these processes was further optimized as
such.
An attempt was made to achieve an A-stage, the first step in the A/B process, at five to ten times the
normal total solid amount (17,47 g TS L-1 ). The research was performed in a completely stirred tank
reactor (CSTR; 10L) used as a sequence batch reactor (SBR) with brewery wastewater (5L cyclus-1;
4,60 g TS L-1) as the influent. Both settling and centrifugation were however not sufficient to maintain
the activated sludge at this high concentration in the reactor.
Other concentration techniques, besides settling and centrifugation, were considered after
adsorption of the organic matter in an A-stage. Electrofiltration, a pretreatment step implemented
before membrane processes, was tested, making use of (concentrated) high-rate activated sludge or
A-sludge (3,01 ± 0,18 g TS L-1 to 11,17 ± 1,00 g TS L-1) to gain higher TS values. Prevention of
membrane fouling and filter cake formation on the stainless steel finely-woven wire mesh (pore size:
50 µm) was obtained by applying an electric field (20 V cm-1). This E-field promoted a higher flux in
the filtration process, based on the electrophoretic mobility of the sludge.
The concentrated A-sludge (19,90 ± 0,15 to 30,34 ± 3,10 g TS L-1) was further digested, whether or
not as co-substrate with kitchen waste or molasses, in anaerobic fed-batch digesters (CSTR, 800mL,
10 g VSS L-1) under mesophilic conditions (34°C). Co-digestion of kitchen waste with A-sludge
provided more biogasformation and a more stable process, besides the possible remediation of
failed reactors. The stabilization of AD by concentrated A-sludge could not be associated, based on
these experiments, with the high iron content nor with the micro-organisms present in the A-sludge
that was constantly fed to the reactors (re-inoculation).
Abstract
VI
The acquired knowledge and results of this thesis can, when subjected to further research, become
essential to solve the puzzle of obtaining a more sustainable, energy-friendly, water treatment
system.
Inhoudsopgave
VII
Inhoudsopgave
Lijst van afkortingen en symbolen ............................................................................................... XII
Lijst van figuren ......................................................................................................................... XIV
Lijst van tabellen ....................................................................................................................... XVI
Deel I - Literatuurstudie ................................................................................................................ 1
1. Waterzuivering: een positieve balans..................................................................................... 1
1.1 Conventionele waterzuivering ................................................................................................ 1
1.2 ZeroWasteWater: het concept ................................................................................................ 4
2. Alternatief: het A/B proces .................................................................................................... 8
2.1. A/B proces: het concept .......................................................................................................... 8
2.2. A-stage ..................................................................................................................................... 9
2.3. B-stage ..................................................................................................................................... 9
2.4. Voor- en nadelen ................................................................................................................... 10
3. Membraantechnologie ........................................................................................................ 11
3.1. Algemeen .............................................................................................................................. 11
3.2. Voor- en nadelen van membraanprocessen ......................................................................... 13
3.3. Membraanreiniging ............................................................................................................... 14
3.4. Forward osmosis of directe osmose ..................................................................................... 14
4. Slibfiltratie in aanwezigheid van een elektrisch veld ............................................................. 16
4.1. Effecten ................................................................................................................................. 16
4.2. Elektrofiltratie ....................................................................................................................... 17
5. Valorisatie van componenten in afvalwater ......................................................................... 18
5.1. Anaerobe vergisting .............................................................................................................. 18
5.1.1. Algemeen ...................................................................................................................... 18
5.1.2. Microbiële processen .................................................................................................... 19
5.1.3. Procesparameters ......................................................................................................... 20
Inhoudsopgave
VIII
5.1.4. Reactortypes .................................................................................................................. 22
5.2. Co-vergisting .......................................................................................................................... 23
Doelstellingen ............................................................................................................................. 24
Deel II - Materiaal en methoden .................................................................................................. 25
1. Experimentele opstellingen .................................................................................................. 25
1.1. Inoculum en gebruikte afvalstromen .................................................................................... 25
1.1.1 Inoculum vergisters ....................................................................................................... 25
1.1.2 Gebruikte afvalstromen ................................................................................................. 25
1.2. Operatie A-stage als SBR aan een hoog TS-gehalte............................................................... 26
Experimentele opstelling en operatie ........................................................................................... 26
1.3. Concentratiestap met behulp van elektrofiltratie ................................................................. 27
1.3.1. Referentiesituatie: vergelijking van twee identieke EF-modules .................................. 27
1.3.2. Elektrische veld: vergelijking tussen waterflux bij aan- of afwezigheid van E-veld ...... 31
1.4. Valorisatie: anaerobe vergisting onder mesofiele omstandigheden .................................... 33
1.4.1. Fed-batch co-vergisting van A-slib met keukenafval of melasse................................... 33
1.4.2. Fed-batch vergisting van keukenafval met A-slib of ijzeradditieven ............................. 35
2. Algemene analytische methoden ......................................................................................... 37
2.1. (Elektro)chemische en fysische parameters .......................................................................... 37
2.1.1. pH................................................................................................................................... 37
2.1.2. Elektrische grootheden: stroom (I), potentiaalverschil (ΔV) ......................................... 37
2.1.3. TS, VS, TSS en VSS .......................................................................................................... 37
2.1.4. Chemische zuurstofvraag (COD) .................................................................................... 38
2.1.5. Stikstofbepalingen (TAN, TKN) ...................................................................................... 38
2.1.6. Vluchtige vetzuren (VVZ) ............................................................................................... 39
2.1.7. Fosfor- en IJzergehalte .................................................................................................. 39
2.1.8. Partikelgrootteverdeling ................................................................................................ 40
Inhoudsopgave
IX
2.1.9. SVI .................................................................................................................................. 40
2.2. Biogasbepalingen .................................................................................................................. 40
2.3. Moleculaire microbiële technieken....................................................................................... 40
DGGE (Denaturating gradient gel electrophoresis) ...................................................................... 40
3. Berekeningen en statistische analyses ................................................................................. 41
3.1. Gasvolume en methaanopbrengst ........................................................................................ 41
3.1.1. Gasvolume ..................................................................................................................... 41
3.1.2. Methaanopbrengst........................................................................................................ 41
3.2. Stikstofbepalingen (TAN, TKN) .............................................................................................. 42
3.3. Totale vluchtige vetzuur concentraties ................................................................................. 42
3.4. Energie-input ......................................................................................................................... 42
3.5. Dataverwerking ..................................................................................................................... 42
Deel III - Resultaten .................................................................................................................... 43
1. Operatie A-stage als SBR aan een hoog TS-gehalte ............................................................... 43
1.1. Karakterisatie initiële A-slib en brouwerij afvalwater ........................................................... 43
1.2. Performantie van de A-stage ................................................................................................ 44
1.2.1. Algemeen ...................................................................................................................... 44
1.2.2. TS-gehalte in de reactor en effluentkarakteristieken ................................................... 44
1.3. Conclusie ............................................................................................................................... 44
2. Concentratiestap: elektrofiltratie ......................................................................................... 45
2.1. Karakterisatie van het A-slib ................................................................................................. 45
2.2. Referentiesituatie: vergelijking van twee identieke EF-modules .......................................... 45
2.3. Elektrisch veld: vergelijking tussen performantie bij aan- of afwezigheid ........................... 47
2.3.1. Afwisselend E-veld ........................................................................................................ 47
2.3.2. E-veld t.o.v. de referentiesituatie ................................................................................. 50
2.4. Partikelgrootteverdeling ....................................................................................................... 52
Inhoudsopgave
X
2.5. Conclusie ................................................................................................................................ 53
3. Valorisatie: fed-batch co-vergisting van A-slib met keukenafval of melasse ........................... 54
3.1. Substraatkarakterisatie en inoculum .................................................................................... 54
3.2. Performantie reactoren ......................................................................................................... 55
3.2.1. Algemeen ....................................................................................................................... 55
3.2.2. Methaanproductie en procesparameters ..................................................................... 56
3.3. Analyse van de bacteriële gemeenschap .............................................................................. 61
3.3.1. Range-richness (Rr) ........................................................................................................ 61
3.3.2. Dynamica (Dy) ................................................................................................................ 62
3.3.3. Community Organisation (Co) ....................................................................................... 63
3.3.4. Vergelijking tussen de verschillende reactoren............................................................. 65
3.4. Conclusie ................................................................................................................................ 66
4. Valorisatie: fed-batch vergisting van keukenafval met A-slib of Fe-additieven ....................... 67
4.1. Substraatkarakterisatie en inocula ........................................................................................ 67
4.2. Performantie reactoren ......................................................................................................... 67
4.2.1. Algemeen ....................................................................................................................... 67
4.2.2. Methaanproductie en procesparameters ..................................................................... 69
4.3. Conclusie ................................................................................................................................ 75
Deel IV - Discussie ....................................................................................................................... 77
1. Inleiding .............................................................................................................................. 77
2. Valorisatie: fed-batch co-vergisting van A-slib met keukenafval of melasse ........................... 78
2.1. Biogasproductie en performantie van de reactoren ............................................................. 78
2.2. Invloed autoclaveren A-slib: evolutie van de bacteriële gemeenschap ................................ 79
2.3. Invloed substraten voor vergisting ........................................................................................ 80
2.3.1. A-slib .............................................................................................................................. 80
2.3.2. Keukenafval ................................................................................................................... 80
Inhoudsopgave
XI
2.3.3. Melasse ......................................................................................................................... 81
3. Valorisatie: fed-batch vergisting van keukenafval met A-slib of Fe-additieven ....................... 83
3.1. Biogasproductie en performantie van de reactoren ............................................................. 83
3.2. Rol van ijzer in de processtabiliteit ....................................................................................... 84
3.3. Perspectieven en uitdagingen ............................................................................................... 85
4. Concentratiestap: elektrofiltratie ......................................................................................... 86
4.1. Optimalisatie van reactorconfiguratie en bedrijfsvoering .................................................... 86
4.2. Invloed van het opgelegde elektrisch veld ............................................................................ 86
4.3. Perspectieven en uitdagingen ............................................................................................... 87
Algemene conclusie .................................................................................................................... 89
Deel V - Referenties ........................................................................................................................
Deel VI - Addenda ...........................................................................................................................
Valorisatie TEST 1: Methaanopbrengst ........................................................................................... i
Valorisatie TEST 1: VVZ concentraties ........................................................................................... iii
Valorisatie TEST 1: Moleculaire microbiële technieken ................................................................ vii
Valorisatie TEST 2: Methaanopbrengst ........................................................................................ xii
Valorisatie TEST 2: VVZ concentraties .......................................................................................... xiv
Elektrofiltratie: Vergelijking van twee identieke EF-modules .........................................................xx
Elektrofiltratie: Afwisselend E-veld, elektrische parameters ......................................................... xxi
Elektrofiltratie: Continu E-veld, elektrische parameters .............................................................. xxii
Elektrofiltratie: Continue aan- of afwezigheid van E-veld ........................................................... xxiii
Elektrofiltratie: Partikelgrootteverdeling .................................................................................. xxvii
Lijst van afkortingen en symbolen
XII
Lijst van afkortingen en symbolen
A/B Adsorptie / Bio-oxidatie AD Anaerobe vergisting CAS Conventioneel actief slibsysteem CP Concentratiepolarisatie CSTR Continuously stirred tank reactor DGGE Denaturerend gradiënt gelelektroforese EF Elektrofiltratie KA Keukenafval M Melasse MBR Membraanbioreactor MRM Microbial resource management PCR Polymerase kettingreactie SBR Sequence batch reactor SHE Standaard waterstofelektrode STP Standaard temperatuur en druk UASB Upflow anaerobic sludge blanket VVZ Vluchtige vetzuren WKK Warmtekrachtkoppeling BOD Biologische zuurstofvraag g L-1 Bx Slibbelasting kg BOD (kg VSSbiomassa d)-1 COD Chemische zuurstofvraag g L-1 HRT Hydraulische verblijftijd d ORP Oxidatie-reductie potentiaal V OVB Organische volumetrische belasting g COD L-1 d-1 pH Zuurtegraad - SRT Slibverblijftijd d TAN Totale ammoniakale stikstof mg N L-1 TKN Totale organische Kjeldahl-stikstof g N L-1 TS Totale stof g L-1 TSS Totale zwevende stof g L-1 VS Vluchtige stof g L-1 VSS Vluchtige zwevende stof g L-1 Steekproefgemiddelde µ Elektroforetische mobiliteit m² V-1 s-1 Co Gemeenschapsorganisatie (MRM) - Dy Dynamica (MRM) - E Elektrische veldsterkte V m-1 Ean/kat Anode- of kathodepotentiaal V ECE/WE Potentiaal van de counter- of werkelektrode V I Stroom A Lr Liter reactor L M Molair mol L-1 P Vermogen W Rr Rijkheid (MRM) - t Tijd u
Lijst van afkortingen en symbolen
XIII
tpm Toeren per minuut min-1 v Snelheid m s-1 Y Opbrengstcoëfficiënt gVSSbiomassa (gCODinfluent)
-1 ΔG0 Verschil in Gibbs vrije energie kJ mol-1 ΔV Potentiaalverschil V εw Permittiviteit water 6,95 x 10-10 C2 (N m²)-1 ζ Zeta potentiaal V ηw Dynamische viscositeit water 8,90 x 10-4Pa s σ Standaardafwijking
Lijst van figuren
XIV
Lijst van figuren
FIGUUR 1.1: HET ZEROWASTEWATER CONCEPT, NAAR VERSTRAETE EN VLAEMINCK (2011). .................................................... 4
FIGUUR 1.2: MOGELIJK PROCESSCHEMA VAN EEN A/B SYSTEEM. AANGEPAST NAAR HAIDER ET AL. (2003) ................................... 8
FIGUUR 1.3: MOGELIJKE CONFIGURATIES VAN MEMBRAANBIOREACTOREN (MBR). AANGEPAST NAAR LIN ET AL. (2012). ............. 12
FIGUUR 1.4: HET PRINCIPE VAN ELEKTROFILTRATIE (EF). AANGEPAST NAAR LEE ET AL. (2007). ................................................ 16
FIGUUR 1.5: VOEDSELWEB VAN METHANOGENE ANAEROBE VERGISTING. NAAR ANGENENT ET AL. (2004). ................................. 21
FIGUUR 1.6: VEELVOORKOMENDE REACTORCONFIGURATIES BIJ ANAEROBE VERGISTING, NAAR BOUALLAGUI ET AL. (2005). ........... 23
FIGUUR 2.1: OPERATIE VAN EEN A-STAGE IN SBR MODE ................................................................................................... 26
FIGUUR 2.2: OPBOUW VAN DE ELEKTROFILTRATIEMODULE ................................................................................................. 28
FIGUUR 2.3: OPSTELLING GEBRUIKT TER VERGELIJKING VAN DE 2 IDENTIEKE ELEKTROFILTRATIEMODULES. .................................... 30
FIGUUR 2.4: AANSLUITINGSCONFIGURATIE POTENTIOSTAAT ............................................................................................... 30
FIGUUR 2.5: OPSTELLING VAN DE ELEKTROFILTRATIETEST MET STROOMBRON. ........................................................................ 32
FIGUUR 2.6: SET-UP VOOR FED-BATCH VERGISTING ONDER MESOFIELE OMSTANDIGHEDEN (34°C) (ROJAS, 2010). ...................... 33
FIGUUR 3.1: TOTALE VASTE STOF (TS) VERLOOP A-STAGE .................................................................................................. 45
FIGUUR 3.2: FLUXVERLOOP BIJ FILTRATIE VAN A-SLIB VOOR TWEE EF-MODULES ..................................................................... 46
FIGUUR 3.3: FLUXVERLOOP BIJ (ELEKTRO)FILTRATIE VAN A-SLIB (E-VELD VS. REF.) .................................................................. 47
FIGUUR 3.4: CUMULATIEVE FILTRAAT BIJ (ELEKTRO)FILTRATIE VAN A-SLIB (E-VELD VS. REF.) ..................................................... 48
FIGUUR 3.5: FLUXVERLOOP BIJ (ELEKTRO)FILTRATIE VAN GECONCENTREERD A-SLIB (E-VELD VS. REF.) ........................................ 49
FIGUUR 3.6: CUMULATIEVE FILTRAAT BIJ (ELEKTRO)FILTRATIE VAN GECONCENTREERD A-SLIB (E-VELD VS. REF.) ........................... 49
FIGUUR 3.7: FLUXVERLOOP BIJ ELEKTROFILTRATIE VAN GECONCENTREERD A-SLIB .................................................................... 50
FIGUUR 3.8: FILTERKOEK OP HET ROESTVRIJSTALEN GEWEVEN FILTERGAAS ............................................................................. 51
FIGUUR 3.9: PARTIKELGROOTTEVERDELING CUMULATIEF UITGEZET VOOR HET ORIGINELE A-SLIB EN EFFLUENT (EF) ....................... 52
FIGUUR 3.10: PARTIKELGROOTTEVERDELING CUMULATIEF UITGEZET VOOR HET ORIGINELE A-SLIB EN EFFLUENT (E-VELD VS. REF) .... 53
FIGUUR 3.11: ORGANISCHE VOLUMETRISCHE BELASTING VOOR DE VERSCHILLENDE REACTOREN (TEST 1) ..................................... 56
FIGUUR 3.12: VOLUMETRISCHE METHAANPRODUCTIE VOOR DE VERSCHILLENDE REACTOREN (TEST 1) ........................................ 57
FIGUUR 3.13: TOTALE VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIE VOOR DE VERSCHILLENDE REACTOREN (TEST 1) ................................. 58
FIGUUR 3.14: ZUURTEGRAAD, PH (-) VOOR DE VERSCHILLENDE REACTOREN (TEST 1) .............................................................. 59
FIGUUR 3.15: TOTALE AMMONIAKALE STIKSTOF, TAN VOOR DE VERSCHILLENDE REACTOREN (TEST 1) ........................................ 60
FIGUUR 3.16: RIJKHEID (RR) VAN DE MICROBIËLE GEMEENSCHAP IN DE 8 VERSCHILLENDE REACTOREN (TEST 1) ............................ 62
FIGUUR 3.17: DYNAMICA (DY) VAN DE MICROBIËLE GEMEENSCHAP IN DE 8 VERSCHILLENDE REACTOREN (TEST 1)......................... 63
FIGUUR 3.18: FUNCTIONELE ORGANISATIE (CO) VAN DE MICROBIËLE GEMEENSCHAP IN DE 8 VERSCHILLENDE REACTOREN (TEST 1) .. 64
FIGUUR 3.19: RELATIEVE SAMENSTELLING VAN DE MICROBIËLE GEMEENSCHAP (TEST 1)........................................................... 65
FIGUUR 3.20: EFFECT VAN HET AUTOCLAVEREN VAN HET SUBSTRAAT (TEST 1) ....................................................................... 66
FIGUUR 3.21: ORGANISCHE VOLUMETRISCHE BELASTING (TEST 2) ....................................................................................... 68
FIGUUR 3.22: VOLUMETRISCHE METHAANPRODUCTIE VOOR DE VERSCHILLENDE TYPES REACTOREN (TEST 2) ............................... 70
Lijst van figuren
XV
FIGUUR 3.23: TOTALE VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIE VOOR DE VERSCHILLENDE TYPES REACTOREN (TEST 2) ........................ 72
FIGUUR 3.24 EN 3.25: ZUURTEGRAAD, PH (-) EN TOTALE AMMONIAKALE STIKSTOF (TEST 2) ................................................... 73
FIGUUR A.1 EN A.2: METHAANOPBRENGST (TEST 1) ........................................................................................................... I
FIGUUR A.3 EN A.4: METHAANOPBRENGST (TEST 1) .......................................................................................................... II
FIGUUR A.5 EN A.6: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R1 EN R2 ...................................................... III
FIGUUR A.7 EN A.8: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R3 EN R4 ..................................................... IV
FIGUUR A.9 EN A.10: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R5 EN R6 .................................................... V
FIGUUR A.11 EN A.12: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R7 EN R8 ................................................. VI
FIGUUR A.13: DGGE-PROFIEL (TEST 1) .......................................................................................................................... VII
FIGUUR A.14: PCR-PRODUCT OP EEN 1% AGAROSEGEL (TEST 1) ........................................................................................ VIII
FIGUUR A.15: DYNAMICA (DY) VAN DE MICROBIËLE GEMEENSCHAP (TEST 1) ........................................................................ VIII
FIGUUR A. 16: RELATIEVE SAMENSTELLING VAN DE MICROBIËLE GEMEENSCHAP (TEST 1; R4, R5, R7) .......................................... IX
FIGUUR A. 17: RELATIEVE SAMENSTELLING VAN DE MICROBIËLE GEMEENSCHAP (TEST 1; R1, R8) ............................................... IX
FIGUUR A.18 EN A.19 : METHAANOPBRENGST VOOR DE VERSCHILLENDE TYPES REACTOREN (TEST 2) ......................................... XII
FIGUUR A.20 EN A.21: METHAANOPBRENGST VOOR DE VERSCHILLENDE TYPES REACTOREN (TEST 2) ......................................... XIII
FIGUUR A.22 EN A.23: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R1 EN R2 (TEST 2) .................................... XIV
FIGUUR A.24 EN A.25: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R3 EN R4 (TEST 2) ..................................... XV
FIGUUR A.26 EN A.27: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R5 EN R6 (TEST 2) .................................... XVI
FIGUUR A.28 EN A.29: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R7 EN R8 (TEST 2) ................................... XVII
FIGUUR A.30 EN A.31: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R9 EN R10 ............................................ XVIII
FIGUUR A.32: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES (MG COD L-1
) VOOR REACTOR R11 ........................................................ XIX
FIGUUR A.33 EN A.34: CUMULATIEVE FILTRAAT EN ONDERDRUK ΔP (BAR) BIJ FILTRATIE VAN A-SLIB ........................................... XX
FIGUUR A.35 EN A.36: ELEKTRISCHE PARAMETERS BIJ (ELEKTRO)FILTRATIE (E-VELD VS. REF.) .................................................. XXI
FIGUUR A.37: ELEKTRISCHE PARAMETERS BIJ ELEKTROFILTRATIE (E1) .................................................................................. XXII
FIGUUR A.38: ELEKTRISCHE PARAMETERS BIJ ELEKTROFILTRATIE (E2) .................................................................................. XXII
FIGUUR A.39: ELEKTRISCHE PARAMETERS BIJ ELEKTROFILTRATIE (E3) ................................................................................. XXIII
FIGUUR A.40: CUMULATIEVE FILTRAAT BIJ FILTRATIE VAN A-SLIB (E1) ................................................................................ XXIII
FIGUUR A.41: FLUXVERLOOP BIJ FILTRATIE VAN A-SLIB (REF. 1) ........................................................................................ XXIV
FIGUUR A.42: CUMULATIEVE FILTRAAT BIJ FILTRATIE VAN A-SLIB (REF.1). .......................................................................... XXIV
FIGUUR A.43: FLUXVERLOOP BIJ ELEKTROFILTRATIE VAN A-SLIB (E2) .................................................................................. XXV
FIGUUR A.44: CUMULATIEVE FILTRAAT BIJ ELEKTROFILTRATIE VAN A-SLIB (E2) ..................................................................... XXV
FIGUUR A.45 EN A.46: FLUXVERLOOP EN CUMULATIEVE FILTRAAT BIJ FILTRATIE VAN GECONCENTREERD A-SLIB (REF. 2). ............ XXVI
FIGUUR A.47 EN A.48: PARTIKELGROOTTEVERDELING VAN HET EFFLUENT EN HET INITIËLE A-SLIB BIJ (ELEKTRO)FILTRATIE. .......... XXVII
Lijst van tabellen
XVI
Lijst van tabellen
TABEL 1.1: POTENTIELE WATER-, NUTRIËNTEN- EN ENERGIERECUPERATIE UIT AFVALWATER EN KEUKENAFVAL (KA) ......................... 3
TABEL 2.1: VOEDINGSREGIMES DOORHEEN HET EXPERIMENT VOOR DE VERSCHILLENDE REACTOREN ........................................... 36
TABEL 3.1: KARAKTERISATIE VAN HET GEBRUIKTE A-SLIB EN BROUWERIJ AFVALWATER ............................................................. 43
TABEL 3.2: KARAKTERISATIE VAN HET A-SLIB (A1, A2) EN INOCULUM GEBRUIKT TIJDENS TEST 1 ................................................ 54
TABEL 3.3: KARAKTERISATIE VAN DE VERSCHILLENDE CO-SUBSTRATEN GEBRUIKT TIJDENS TEST 1 ................................................ 55
TABEL 3.4: GEMIDDELDE METHAANPRODUCTIE, METHAANOPBRENGST EN MAXIMALE TOTALE VVZ CONCENTRATIES (TEST 1).......... 60
TABEL 3.5: KARAKTERISATIE VAN HET KEUKENAFVAL, A-SLIB EN INOCULUM GEBRUIKT TIJDENS TEST 2 ........................................ 67
TABEL 3.6: GEMIDDELDE METHAANPRODUCTIE, METHAANOPBRENGST EN MAXIMALE TOTALE VVZ CONCENTRATIES (TEST 2).......... 74
TABEL A.1: SIMILARITEITSMATRIX .................................................................................................................................... X
Deel I - Literatuurstudie
Deel I - Literatuurstudie
Deel I Literatuurstudie
1
1. Waterzuivering: een positieve balans
1.1 Conventionele waterzuivering
De huidige afvalwaterbehandeling schiet tekort op verschillende vlakken en dreigt zo niet te kunnen
instaan voor de toenemende globale waterconsumptie en afvalwaterproductie. Dit mede door een
stijgende wereldbevolking die in 2050 naar verwachting ongeveer 9 miljard zal bedragen (Economic
en Affairs, 2004; Lutz en Samir, 2010), een toenemende verstedelijking en levenstandaard en lokale
langdurige droogte vanwege de potentiële klimaatsveranderingen van antropogene en natuurlijke
oorsprong (Corcoran, 2010; Vorosmarty et al., 2010; Field et al., 2012; Leflaive, 2012). Deze
problemen spelen zich bovendien vooral af in de ontwikkelingslanden waar de gemeenschap de
zuiveringskosten van afvalwater en drinkwaterdistributie niet kan dragen onder zijn huidige vorm en
dit de socio-economische ontwikkeling van die landen in de weg staat.
Het conventioneel actief slibsysteem (CAS) is momenteel wereldwijd de meest toegepaste
biologische afvalwaterzuivering (Verstraete en Vlaeminck, 2011). CAS is gebaseerd op een vrij
eenvoudig principe waarbij een gemengde microbiële gemeenschap bestaande uit o.a. bacteriën,
archaea, fungi en enkele hogere organismen zoals raderdieren (Rotifera) via een aeroob proces het
organisch materiaal uit het influent metaboliseren. De aanwezige organismen brengen immers de
organische fractie van het influent, veelal uitgedrukt in chemische zuurstofvraag (COD), in suspensie
of zetten het om in koolstofdioxide (CO2). Het grote voordeel van het microbiologisch proces bestaat
erin dat eveneens de opgeloste organische fractie zo alsnog kan verwijderd worden. Bovendien
zorgen de micro-organismen ervoor dat ongeveer de helft van het organische materiaal wordt
omgezet naar water, mineralen en CO2 door respiratie (mineralisatie). De andere helft wordt
omgezet in microbiële biomassa (Opbrengstcoëfficiënt: YCOD ≈ 0,45 gVSSbiomassa (gCODinfluent)-1), hier
uitgedrukt in vluchtige zwevende stof (VSS), en eindigt dus als secundair slib. Een deel hiervan wordt
gerecirculeerd om de actieve biomassa in de reactor, uitgedrukt in totale zwevende stof (3-4 g TSS L-
1), op peil te houden en een gepaste slibverblijftijd (SRT ≈ 10-25d) te bekomen. De rest wordt gespuid
(Henze, 2008). De verdere verwerking van het secundaire slib staat vaak in voor 40-60% van de totale
kosten van de waterzuivering. Naast deze hoge kosten zijn eveneens ecologische overwegingen en
wetgeving de drijfveer tot het minimaliseren van de slibproductie zodat verbranding of storten van
het slib kan vermeden worden (Low en Chase, 1999; Mahmood en Elliott, 2006; Verstraete en
Vlaeminck, 2011). Het beoogde doel van een CAS bestaat dus in een zo klein mogelijke
biomassagroei, gerelateerd met een zo klein mogelijke hoeveelheid geproduceerd slib uitgedrukt in
Literatuurstudie Deel I
2
kilogram droge stof (DS) per inwonersequivalent (IE) per jaar (20 kg DS IE−1 jaar−1), te verkrijgen in de
reactor en de mineralisatie te optimaliseren (Wei et al., 2003; Appels et al., 2008; Henze, 2008). De
slibbelasting (Bx), dit is de hoeveelheid substraat (uitgedrukt in biologisch zuurstofverbruik (BOD))
beschikbaar per dag voor de micro-organismen, dient ongeveer 0,25 kg BOD (kg VSSbiomassa d) -1 te
bedragen (Salvado en Gracia, 1993; Matsuda et al., 2003; Rabaey et al., 2012). Door de lage Bx
ondervinden de micro-organismen in het CAS een zware (honger)stress waardoor effluentwaarden
die voldoen aan de vooropgestelde normen (VLAREMII) haalbaar zijn (Henze, 2008).
Naast de hoge kostprijs (17-40 euro IE-1 jaar-1), lage kostenefficiëntie en grote ecologische voetafdruk
van het CAS wordt doorgaans ook nagelaten om de aanwezige nutriënten zoals stikstof en fosfor
(N,P) en de inherente energie uit het afvalwater te recupereren (Zessner et al., 2010; Verstraete en
Vlaeminck, 2011). Daardoor gaat een belangrijke inkomstenbron verloren. Kwantificatie van de
potentiele terugverdienbare waarde uit afvalwater kwam op een geschatte monetaire waarde van
0,35 euro m-3 neer vooral afkomstig uit drinkwater-, energie- en warmteproductie naast
nutriëntenrecuperatie. Daarnaast komt afvalwaterbehandeling volgens het voorgestelde
ZeroWasteWater concept (sectie 1.2) overeen met een vergelijkbare afvalwaterbehandelingskost
(1,0 euro m-3) als in de conventionele afvalwaterbehandeling (Tabel 1.1) (Verstraete et al., 2009;
Verstraete en Vlaeminck, 2011). Momenteel wordt in het beste geval fosfor gerecupereerd van de as
na verbranding van het geproduceerde slib met bijkomende problemen met zware metalen (Barnard,
1976; Stark et al., 2006; Mattenberger et al., 2008) tot gevolg. Daarnaast kan men energie
terugwinnen via anaerobe vergisting (AD) van het (in)actief, gestabiliseerde en hierdoor slecht
vergistbare secundaire slib. Gemiddeld kan hiermee (slechts) 20% van de energievraag van de
afvalwaterbehandelingsinstallatie gerecupereerd worden (Müller en Kobel, 2004). CAS is immers vrij
energie-intensief (> 33 kWhel IE-1 jaar-1), vanwege o.a. de aeratie- (50%), mixing- en pompvereisten
(Low en Chase, 1999; Müller en Kobel, 2004; Wett et al., 2007). Bovendien is het CAS systeem
complexer geworden doorheen de jaren vanwege de strengere effluentnormen (VLAREM II) en
mogelijke problemen met farmaceutische producten en hormoonverstorende stoffen (Verstraete en
Vlaeminck, 2011; Zupanc et al., 2012; Li et al., 2013). De noodzakelijke implementatie van een
nitrificatie/denitrificatie systeem (Van Rijn et al., 2006; Henze, 2008), (bio-)P-verwijdering en/of
mogelijke recuperatie als bioplastiek onder de vorm van polyhydroxbutyraat (PHB) of de productie
van kunstmest (Le Corre et al., 2009; Rodgers en Wu, 2010) droegen bij tot die toename in
complexiteit. Daarnaast zorgden eveneens allerlei secundaire en tertiaire behandelingen zoals
membraanprocessen (Mulder, 1996; Meng et al., 2009) en adsorptie van contaminanten op actief
kool voor deze ontwikkeling (Kovalova et al., 2013). Doorgaans is de COD/N/P verhouding te laag
Deel I Literatuurstudie
3
voor nutriëntenverwijdering op een biologische manier waardoor er een extra externe koolstofbron
vereist is, met bijkomende kosten tot gevolg (Isaacs et al., 1994). Verschillende economische en
ecologische levenscyclusanalyses (LCA) tonen daarnaast aan dat het CAS niet de beste oplossing
vormt voor onze hedendaagse waterproblematiek vanwege het kostenplaatje en de hoge
energievraag (Tsagarakis et al., 2003; Gallego et al., 2008; Muga en Mihelcic, 2008; Clauwaert et al.,
2010; Pasqualino et al., 2011). Zodoende past het CAS onder zijn huidige vorm niet meer in het kader
van een duurzaam wereldbeeld. Er dient dus gezocht te worden naar een betere, meer integrale
benadering van afvalwaterbehandeling waaruit de maatschappij zowel sociaal, economisch alsook
ecologisch gezien voordeel haalt. Een kringloopvisie waarin men afvalwater ziet als een bron van
goedkope koolstof, nutriënten en energie naast een bron van louter proper water, is aangewezen
(Angenent et al., 2004; LeBlanc et al., 2008; Verstraete et al., 2009). Dit is zeker zo uitgaande van de
hypothese dat tegen 2050 vermoedelijk de helft van de wereldbevolking te maken zal hebben met
een ernstig watertekort (Alcamo et al., 2007).
Tabel 1.1: Potentiele water-, nutriënten- en energierecuperatie uit afvalwater en keukenafval (KA) volgens het ZeroWasteWater concept uitgedrukt per inwonersequivalent (IE) en per jaar in Europa aangepast naar Verstraete et al. (2009); Verstraete en Vlaeminck (2011).
Literatuurstudie Deel I
4
1.2 ZeroWasteWater: het concept
Vanwege de stijgende waterconsumptie en afvalwaterproductie en de hoge kosten van de
traditionele waterzuivering is er nood aan een nieuwe benadering van de afvalwaterbehandeling
(Alcamo et al., 2007). Het ZeroWasteWater concept (ZWW) (Figuur 1.1) voorgesteld door Verstraete
en Vlaeminck (2011) tracht een oplossing te bieden voor deze toekomstige waterschaarste door
gebruik te maken van gezuiverde afvalwater als bron voor drink-, irrigatie- en proceswater. De ZWW
benadering is mogelijk op een veilige manier, waarbij de gezondheidsrisico’s vanzelfsprekend
vermeden worden door het verwijderen van de organische fractie, pathogenen en polluenten, zoals
zware metalen (Dewettinck et al., 2001). Tegelijk worden de energie, nutriënten en andere mogelijke
waardevolle bestanddelen van het afvalwater maximaal gerecupereerd en daarnaast de
afvalproductie geminimaliseerd. (Pasqualino et al., 2011; Verstraete en Vlaeminck, 2011). Gezien de
publieke opinie rond het hergebruik van afvalwater als drinkwater eerder omzichtigheid predikt
(Dolnicar et al., 2011; Grant et al., 2012), zal grondwater eerder opgepompt worden voor consumptie.
Het gezuiverd (afval)water wordt dan via infiltratie gebruikt om de aquifer opnieuw aan te vullen
(Dewettinck et al., 2001; Van Houtte en Verbauwhede, 2008; Van Houtte en Verbauwhede, 2013).
Figuur 1.1: Het ZeroWasteWater concept, naar Verstraete en Vlaeminck (2011).
Bekijkt men de mogelijkheden vertrekkend van het geproduceerde huishoudelijk afvalwater en
keukenafval (Tabel 1.1), dan is duidelijk dat het recupereren van het water zelf als drink- of
proceswater de hoogste monetaire waarde biedt. Daarnaast zal de warmterecuperatie van de
waterstroom die op een iets verhoogde temperatuur staat (gemiddeld 17°C), de tweede hoogste
marktwaarde garanderen. Deze warmte kan men recupereren door gebruik te maken van een
warmtepomp of een warmtewisselaar, al dan niet geïnstalleerd voor of liefst na de zuivering van het
Deel I Literatuurstudie
5
afvalwater, gelet op het effect van een temperatuurdaling op de biologische waterzuivering en de
mogelijke verstopping van de warmtewisselaar (Wanner et al., 2005; Verstraete en Vlaeminck, 2011).
Het verder energieneutraal maken van de waterzuiveringsinstallatie berust op het valideren van het
aanwezige organisch materiaal door omzetting naar biogas via AD (Wett et al., 2007). Met behulp
van een warmtekrachtkoppeling (WKK) wordt er zowel elektrische (Eel) als thermische energie (Eth)
bekomen met een efficiëntie van resp. 36 en 50% (Onovwiona en Ugursal, 2006). De geproduceerde
warmte is doorgaans vereist om de vergistingsinstallatie op te warmen tot mesofiele condities (34°C)
om een goede werking van AD te garanderen. Installaties ontworpen naar het ZWW concept
produceren gemiddeld ongeveer 40 kWhel IE-1 jaar-1 aan elektriciteit (Tabel 1.1), wat tot vier keer
meer is dan een CAS uitgerust met een vergistingsinstallatie voor het slib (Siegrist et al., 2008;
Verstraete en Vlaeminck, 2011).
Het organisch materiaal dat overblijft na vergisting, kan door pyrolyse eventueel omgezet worden
naar biochar. Dat heeft naast een functie van bodemverbeteraar ook nog eens een positief effect op
de broeikasgasproblematiek door middel van CO2-sequestratie (Lackner, 2003; Lehmann, 2007;
Lehmann et al., 2009; Lehmann en Joseph, 2012).
Binnen het ZWW concept valt ook de maximale recuperatie van de aanwezige nutriënten, met
stikstof (4,7 kg N IE-1 jaar-1) en fosfor (0,91 kg P IE-1 jaar-1) als de belangrijkste (Tabel 1.1). Deze
kunnen dan ingezet worden als kunstmest in de landbouw. Conventionele nitrificatie/denitrificatie in
het CAS vraagt 12 kWhel IE-1 jaar-1 aan energie voor aeratie en pompen, waardoor veel energie
verloren gaat voor enkel de verwijdering van stikstof uit afvalwater (Maurer et al., 2003; Siegrist et
al., 2008). Gezien de marktwaarde zou recuperatie van stikstof via een strippingkolom,
ionenwisselaars of via struvietvorming positief bijdragen tot de daling van de waterfactuur. Het
uitkristalliseren van struviet (Mg(NH4)PO4 · 6(H2O)) is bovendien een manier om eveneens fosfor te
recupereren. Daarnaast kan apatietvorming (Ca5(PO4)3(F,Cl,OH)), P-rijke biochar of de gedroogd niet-
gecontamineerd asrest van slib dienst doen om de fosfor te recupereren en opnieuw te gebruiken als
een vorm van kunstmest (Le Corre et al., 2009). Recuperatie van fosfor is immers belangrijk omdat in
tegenstelling tot de productie van stikstof, waarvoor bij de productie van stikstofkunstmest (via het
Haber-Boschproces) stikstof gehaald wordt uit onuitputtelijk atmosferische stikstofgas, fosfor
gehaald dient te worden uit fosfaatrots (apatiet) die eindig is. Terwijl de fosforvoorraden
vermoedelijk slechts nog 50-100 jaar zullen meegaan, wordt fosfor uit afvalwater tot op heden
zelden gerecupereerd (Cornel en Schaum, 2009; Cordell, 2013). Mede vanwege de extra kost voor
implementatie van P-recuperatie (2-6 € IE-1 jaar-1), wordt deze zelden toegepast en komt de fosfor via
biologische sorptie of precipitatie door middel van chemische agentia (FeSO4) in het spuislib terecht
Literatuurstudie Deel I
6
en wordt, al dan niet na verbranding, gestort (Cornel en Schaum, 2009; Verstraete en Vlaeminck,
2011).
Het voornaamste probleem dat zich vormt rond de maximale recuperatie van energie en
grondstoffen uit afvalwater, is de te sterke verdunning van het afvalwater (factor 3,4) waardoor AD
niet meer zelfonderhoudend is in zijn energievraag om te voldoen aan mesofiele condities. Die
verdunning (gemiddeld genomen van 750 naar 225 mg COD L-1) gebeurt gedeeltelijk in de
huishoudens zelf (lage belasting), maar vooral onderweg naar de waterzuivering in de riolering door
regenwater. Naast het vermijden van regenwater infiltratie en microbiële activiteit in de riolering en
de implementatie van een gescheiden rioleringsstelsel voor verschillende afvalstromen, is een
concentratiestap voor de afvalwaterbehandeling nog steeds absoluut noodzakelijk (Brombach et al.,
2005; Verstraete en Vlaeminck, 2011) om een voldoende hoge COD/BOD-inhoud te bekomen.
Daarnaast bestaat er nog de mogelijkheid om de COD-concentratie additioneel op te trekken met 70%
door het toevoegen van keukenafval dat door een shredder gemalen wordt en met het huishoudelijk
afvalwater afgevoerd wordt, zoals nu al in de Verenigde Staten toegepast wordt (Verstraete en
Vlaeminck, 2011).
De benodigde concentratiestap voor de zuivering dient de COD-concentratie te verhogen tot
minstens 5g L-1 zodat de warmte-input voor vergisting teruggewonnen kan worden a.d.h.v. de
biogasproductie (Verstraete et al., 2009). Dit kan gebeuren door gebruik te maken van o.a. primaire
membraanfiltratie, dynamische zandfiltratie, flotatie, primaire sedimentatie gestimuleerd door
chemicaliën, biologische adsorptie, poly-elektrolyt dosering of een combinatie van verschillende
technieken. Bij deze technieken geniet de biologische adsorptie recentelijk opnieuw veel aandacht
(Wett et al., 2007; Verstraete en Vlaeminck, 2011). De A-stage als 1e stap in het Adsorptie/Bio-
oxidatie (A/B) proces ‘nach der Technologie des Adsorptions-Belebungs-Verfahrens’ (Versprille et al.,
1985; Boehnke et al., 1997a; Boehnke et al., 1997b), zorgt voor een zeer snelle omzetting van de COD
naar goed vergistbare microbiële biomassa en vooral sorptie van het organisch materiaal op de
slibvlokken. AD samen met de implementatie van het OLAND (Mulder, 2003; Pynaert et al., 2003;
Vlaeminck et al., 2009) voor stikstofverwijdering op de biomassa van de A-stage levert een
energiebesparing op t.o.v. de conventionele nitrificatie/denitrificatie stikstofverwijdering en
afwezigheid van AD. De waterzuivering in Strass, Oostenrijk is hiervan een mooi voorbeeld waarbij
zelfs verder gestreefd wordt dan enkel energieneutraliteit van de installatie, maar dus ook een netto
surplus aan elektrische energie geproduceerd wordt die op het net kan worden gestoken (Wett et al.,
2007).
Deel I Literatuurstudie
7
Verschillende voorbeelden geven dus aan dat het ZWW concept zowel technisch als economisch
haalbaar is, echter de beoogde concentratiefactor blijft moeilijk. De afvalwaterbehandelingskost (1,0
euro m-3) volgens het ZWW concept is vergelijkbaar met de afvalwaterbehandelingskost bij het CAS
samen met de tertiaire behandelingen waarbij net als in het ZWW concept eveneens drinkwater
bekomen wordt. Daarenboven biedt het ZWW concept, naast drinkwaterproductie, de mogelijkheid
om energie en grondstoffen te recupereren wat op de conventionele manier wordt nagelaten
(Verstraete et al., 2009; Verstraete en Vlaeminck, 2011).
Enkele belangrijke technieken die dienen geoptimaliseerd te worden binnen het ZWW verhaal zijn
o.a. de concentratiestap - eventueel door middel van het A/B proces al dan niet via het gebruik van
membranen - en eveneens de energieproductie onder de vorm van AD. Deze processen komen aldus
in de volgende secties aan bod.
Literatuurstudie Deel I
8
2. Alternatief: het A/B proces
2.1. A/B proces: het concept
In het kader van het ZeroWasteWater concept als een alternatief voor de conventionele
waterzuivering, plaatsten enkele onderzoekers het Adsorptie/Bio-oxidatie (A/B) proces opnieuw in
de aandacht (Wett et al., 2007; Verstraete en Vlaeminck, 2011). Het A/B of Boehnke proces (Figuur
1.2) is een tweetraps actief slibsysteem (Versprille et al., 1985; Boehnke et al., 1997a; Boehnke et al.,
1997b). Het bestaat uit enerzijds een A-stage met een hoge slibconcentratie en korte slibretentietijd,
waarin het grootste deel van de organische fractie wordt verwijderd en anderzijds de B-stage waarin
de residuele organische fractie samen met de overgebleven polluenten en nutriënten, voornamelijk
N, worden verwijderd (of mogelijks gerecupereerd). Doorgaans is een voorbezinking afwezig, in
tegenstelling tot vele CAS installaties (Salomé, 1990).
Het bekomen van een aanvaardbare effluentkwaliteit, kleinere voetafdruk van de installatie en een
mogelijkheid tot energieneutrale afvalwaterbehandeling mede door de lage energieconsumptie en
de energierecuperatie van het makkelijk vergistbare A-slib (t.o.v. secundair CAS slib), worden aan het
A/B proces toegeschreven (Wett et al., 2007; Verstraete en Vlaeminck, 2011). Bovendien zorgt het
proces ervoor dat dankzij de chemisch-biologische adsorptie in de A-stage het afvalwater wordt
gescheiden in twee deelstromen, nl. een geconcentreerde stroom met veel organische materiaal en
een relatief propere waterstroom. Deze laatste wordt verder behandeld in de B-stage.
Figuur 1.2: Mogelijk processchema van een A/B systeem aangepast naar Haider et al. (2003). Met rooster (R), A-stage met lage slibverblijftijd (SRT: 0,5-2 d), intermediaire bezinker, B-stage (SRT > 10 d) en secundaire nabezinker. Het slib afkomstig van de A-stage (SS1), wordt het A-slib genoemd. De hoeveelheid slib geproduceerd in de B-stage (SS2) is veel kleiner en vergelijkbaar met het secundaire slib van een conventioneel actief slibsysteem.
Deel I Literatuurstudie
9
2.2. A-stage
De A-stage (adsorptie) vormt de 1e stap in het A/B proces. Hierbij maakt men gebruik van een zeer
hoge specifieke slibbelading (Bx = 2-15 kg BOD (kg VSSbiomassa d) -1; slibconcentraties: 2-4 g VSS L-1) en
zeer korte slib- (SRT = 0,5-2 d) en hydraulische verblijftijd (HRT) van hoogstens enkele uren in de
reactor waarbij een COD-verwijdering van 60%-70% wordt gehaald uit de inkomende waterstroom
die daarna richting de B-stage gaat (Versprille et al., 1985; Boehnke et al., 1997a; Boehnke et al.,
1997b; Boehnke et al., 1998; Wett et al., 2007). De COD-verwijdering gebeurt voornamelijk via
chemisch-biologische adsorptie aan het slib. Deze adsorptie die plaatsvindt, is mogelijk dankzij het
inherente vermogen van actief slibvlokken om op een zeer korte tijd (Na 1-10 minuten, resp. tot 40-
70% adsorptie) de opgeloste organische fractie uit het afvalwater te adsorberen zonder dat daarbij
zuurstof aanwezig hoeft te zijn (Boehnke et al., 1997a; Aksu, 2005). De zuurstofconcentratie dient
echter wel toereikend te zijn voor celonderhoud (respiratie) en voor regeneratie van het slib (Salomé,
1990). Het proces houdt hoofdzakelijk de omzetting van (opgeloste) organische bestanddelen uit het
afvalwater naar microbiële biomassa in (YCOD ≈ 0,6 gVSSbiomassa (gCODinfluent)-1)(Verstraete en Vlaeminck,
2011). Het in de A-stage geproduceerde slib wordt gemakkelijkheidshalve A-slib genoemd en bevat
gemakkelijk beschikbare COD aangezien nauwelijks mineralisatie optrad. Daardoor zal het A-slib ook
beter vergistbaar zijn dan het secundaire CAS slib. Andere afvalwaterbehandelingen gebaseerd op dit
principe van adsorptie door slibvlokken zijn o.a. contact stabilisatie, contact adsorptie regeneratie en
chemisch biologische flocculatie (Magara et al., 1976; Zhang et al., 2007; Liu et al., 2009).
2.3. B-stage
In de 2e stap, de B-stage (Bio-oxidatie), dient de waterstroom met lage organische belasting (Bx=0,1
kg BOD (kg VSSbiomassa d)-1) komend van de A-stage verder behandeld te worden om de residuele
organische fractie, nutriënten en polluenten te verwijderen (Salomé, 1990; Boehnke et al., 1998).
Doorgaans heerst een langere slibverblijftijd in de reactor (SRT = 25 d) die vergelijkbaar of iets hoger
is dan bij het CAS, evenals de HRT (Versprille et al., 1985; Boehnke et al., 1997a; Boehnke et al.,
1997b; Wett et al., 2007). Stikstofverwijdering is o.a. mogelijk via het OLAND proces (Zuurstof
gelimiteerde autotrofe nitrificatie-denitrificatie) (Pynaert et al., 2003; Vlaeminck et al., 2009; De
Clippeleir et al., 2011) of het DEMON proces (DEamMONficatie) ontwikkeld door de Universiteit van
Innsbruck en toegepast op de waterzuivering in Strass (Wett et al., 2007). Deze vormen van
stikstofverwijdering doen de energievraag sterk dalen ten opzichte van het klassieke
nitrificatie/denitrificatie proces (Mulder, 2003). Volledige nitrificatie doet immers de totale
zuurstofvraag tot 40-60% stijgen in vergelijking met de zuurstofvraag enkel voor de verwijdering van
Literatuurstudie Deel I
10
de organische fractie in CAS (Henze, 2008). Daarnaast is het inzetten van micro-algen voor de
nutriëntenverwijdering ook een optie (Zamalloa et al., 2012).
2.4. Voor- en nadelen
Het grootste voordeel van het A/B proces ligt in een verminderde energieconsumptie, 10-20% t.o.v.
het CAS. Dit komt vooral door de verlaagde beluchtingsvraag in de A-stage waar al een groot deel van
de organische fractie (60%) wordt verwijderd, zonder de nood voor volledige mineralisatie. De focus
in de A-stage ligt immers vooral bij adsorptie, en niet zozeer bij degradatie waardoor de biologische
activiteit miniem is net als de zuurstofvraag. Daarnaast is er ook productie van energierijk A-slib. In
het totaal wordt er ongeveer 30% meer slib gevormd in vergelijking met het CAS. Deze toename in
slibproductie vormt geen probleem, omdat valorisatie en stabilisatie van dit slib via AD een surplus
aan energie levert, waardoor een energieneutrale waterzuivering mogelijk wordt indien een
energiezuinige B-stage overwogen wordt (Salomé, 1990; Wett et al., 2007).
Andere voordelen zijn de verminderde oppervlakte van de waterzuiveringsinstallatie vanwege de
hoge slibbelasting (Bx) in de A-stage en de robuustheid van de A-stage tegen toxische pieken of
variaties in de influentkwaliteit en -kwantiteit. De A-stage fungeert in het A/B proces immers als een
soort buffer bestaande uit een rijke, evenwichtige microbiële gemeenschap die zich vrij snel aanpast
en de trager groeiende micro-organismen in de B-stage beschermt (Versprille et al., 1985). De
slibvolume-index (SVI) van A-slib is laag (40-60 mL g-1) waardoor het normaal goed moet bezinken
(Salomé, 1990; Boehnke et al., 1997a), doch in de praktijk doen problemen zich voor vanwege hoge
slibbelasting en gasvorming (Chudoba et al., 1974; Jenkins et al., 2004). Voor installaties ontworpen
naar een hoge RWA/RDA (Regenwaterafvoer/ Droogweerafvoer) verhouding, blijkt het A/B systeem
financieel minder aantrekkelijk vanwege de nood tot overdimensionering (Salomé, 1990).
Daarnaast treedt er adsorptie op van de opgeloste fractie uit het afvalwater aan de slibvlokken. In
tegenstelling tot vele andere concentratietechnieken, vermeld in de vorige sectie, zal de A-stage dus
niet enkel inspelen op het particulair materiaal. Daarnaast blijken persistente, recalcitrante
verbindingen zoals zware metalen en farmaceutische stoffen met hormonale (bij)werking die een
zeer actuele problematiek zijn (Lesmana et al., 2009; Zupanc et al., 2012; Li et al., 2013), deels
weerhouden te worden door adsorptie aan het slib en is degradatie ervan mogelijk in de AD onder
specifieke omstandigheden (Liu et al., 2001; Babel en Kurniawan, 2003; Kurniawan et al., 2006). Uit
resultaten van bestaande installaties bleek ook nog dat het A/B proces de P-verwijdering (70%)
favoriseert. Mogelijks heeft dit te maken met het voorkomen van afwisselende aerobe/anaerobe
condities en de lange verblijftijd in de B-stage. (Salomé, 1990; Kerrn-Jespersen en Henze, 1993).
Deel I Literatuurstudie
11
3. Membraantechnologie
3.1. Algemeen
Membraanprocessen zijn momenteel aan een opmars bezig binnen de waterzuivering. Vanwege de
groeiende kennis, de dalende prijs en verbetering (selectiever, robuuster en resistenter) van de
membranen bieden ze een oplossing waar de klassieke scheidingstechnieken tekort schieten op
plaatsen waar maar beperkte ruimte voor handen is en hoge kwaliteit effluent vereist is. Ze kunnen
bijvoorbeeld binnen het ZWW concept helpen om het geadsorbeerd organisch materiaal bekomen in
het A/B proces verder op te concentreren via filtratie, om het afvalwater direct te concentreren
a.d.h.v. primaire membraanfiltratie (PMF) en/of als finale stap richting drinkwater door omgekeerde
osmose (RO) of om aan de strengere wetgeving te voldoen (VLAREM II) (Verstraete en Vlaeminck,
2011; Lin et al., 2012; van den Berg et al., 2012).
Membranen kunnen beschouwd worden als een semipermeabele wand tussen twee fasen. Een of
meerdere componenten migreren doorheen het membraan. Deze selectieve permeatie hangt af van
het soort deeltjes, het type van membraan en de drijvende kracht. Een concentratiegradiënt,
aangelegd drukverschil of elektrische potentiaal kunnen optreden als drijvende kracht. Echter in de
praktijk maakt men vooral gebruik van drukgedreven membraanprocessen. Naargelang de
poriëngrootte van het membraan en de aangelegde druk kan men zo verschillend
membraanprocessen beschouwen, nl. microfiltratie (MF), ultrafiltratie (UF), nanofiltratie (NF) en
omgekeerde osmose (RO) neergeschreven volgens toenemende druk (resp. 0,1-2; 1-5; 5-20; 10-100
bar), afnemende poriëngrootte van het membraan (0,05-10 µm; 1-50 nm; 1 nm; < 1 nm) en
afnemende flux (> 50; 10-50; 1-15; 0,05-1,5 L (m² u)-1) doorheen het membraan (Mulder, 1996).
Wat betreft de implementatie van een membraansysteem in een bioreactor, zijn de side-stream en
submerged membraanreactoren (MBR) de voornaamste configuraties in gebruik. Bij de side-stream
configuratie bevindt de membraanmodule zich uit de bioreactor, wat reiniging of vervanging van het
membraan vergemakkelijkt. De hoge aangelegde cross-flow snelheid dient de membraanvervuiling
tegen te gaan. Submerged membraanmodules bevinden zich in de bioreactor waar ze continu
gereinigd worden door middel van beluchting aan het membraanoppervlak (air scouring) onder
mildere omstandigheden. Door het aanleggen van een overdruk in de bioreactor of onderdruk aan
de permeaatzijde is het bovendien mogelijk om een lager energiegebruik t.o.v. de side-stream
systemen te bekomen voornamelijk vanwege de lagere cross-flow snelheid (Lin et al., 2012).
Momenteel komt de Airlift side-stream MBR (Futselaar et al., 2007) die de voordelen van beide types
Literatuurstudie Deel I
12
MBR combineert, steeds meer voor (Figuur 1.3)(Mulder, 1996; Cath et al., 2006; van den Berg et al.,
2012).
Voorts kan gebruik gemaakt worden van verschillende types membranen. Deze kunnen
onderverdeeld worden naargelang de configuratie in vlakke of cilindrische membranen. De
zogenaamde ‘plate and frame’ en spiraal-gewonden modules maken gebruik van de eerste groep,
terwijl tubulaire, capillaire en holle vezel modules bestaan uit cilindrische membranen. (Mulder, 1996;
Cath et al., 2006)
Daarnaast kan een onderscheid gemaakt worden volgens het materiaal waaruit de membranen zijn
opgebouwd. Organische (polymere) membranen bestaan uit verschillende synthetische polymeren,
zoals o.a. polyethyleen (PE), polyvinylideen fluoride (PVDF) polyethersulfon (PES), polysulfon (PSf) of
polypropyleen (hydrofoob) en cellulose esters, polycarbonaat (PC) of alifatisch polyamide (PA)
(hydrofiel). Daarnaast kan gebruik gemaakt worden van anorganische materialen zoals o.a. alumina
of silicium carbide (hydrofiel). Deze anorganische (ceramische) membranen hebben naast een
langere levensduur en betere reinigbaarheid, echter ook een hoger prijskaartje. Buiten deze
membraanmaterialen kan filtratie van particulair materiaal ook bekomen worden via textiel of
roestvrijstalen filtratiemateriaal, tenminste als de partikels die moeten weerhouden worden groter
zijn dan enkele micrometers (Mulder, 1996; Cath et al., 2006; van den Berg et al., 2012).
Figuur 1.3: Mogelijke configuraties van membraanbioreactoren (MBR). Sidestream (a) en submerged (b) zijn de twee meest voorkomende. De airlift MBR combineert de voordelen van beiden (c). Aangepast naar Lin et al. (2012).
Deel I Literatuurstudie
13
3.2. Voor- en nadelen van membraanprocessen
Membraanprocessen bieden een gedeeltelijk antwoord op het hedendaagse en toekomstige
watervraagstuk qua recuperatie van grondstoffen, zuiver drink- of proceswater en qua
ruimtebesparing (Wintgens et al., 2005). Daarnaast bieden ze een vereenvoudigde aanpak om zo
specifiek mogelijk verschillende stromen direct te scheiden en hergebruiken, zoals bijvoorbeeld bij
primaire membraanfiltratie (PMF) (Ravazzini et al., 2005; Diamantis et al., 2010; Verstraete et al.,
2013). Membranen reiken bovendien de mogelijkheid aan om te werken met hogere belastingen en
concentraties (hogere slibweerhouding) in talloze bioreactoren en kunnen een goede
effluentkwaliteit verzekeren onder wisselende procesomstandigheden (Lin et al., 2012). Echter
technisch en economisch gezien worden de processen vaak gelimiteerd vanwege het optreden van
membraanvervuiling (fouling) en concentratiepolarisatie (CP). Beide fenomenen reduceren de flux,
echter ze doen dat respectievelijk op een irreversibele manier op lange termijn en op een reversibele
wijze quasi instantaan bij het starten van het filtratieproces. Daarnaast vormt het lozen van de
geconcentreerde vuilvracht (concentraat) een bijkomend obstakel net als de huidige kostprijs
(Mulder, 1996; Salahi et al., 2010; Guo et al., 2012).
Concentratiepolarisatie treedt op door de accumulatie van weerhouden componenten vlak voor het
membraan en is de vorming van een geconcentreerde moeilijk doordringbare laag, wat dus een
hogere weerstand tegen waterflux doorheen het membraan en een verhoogde energievraag
veroorzaakt. Echter bij stopzetten van het transport doorheen het membraan verdwijnt de CP. De
schoonwaterflux voor en na het wegnemen van de drijvende kracht blijft dus gelijk. De CP kan
verlaagd worden door te opereren in crossflow configuratie en bij stijging van de snelheid en dus van
de turbulentie en daling van de laminaire grenslaag (Mulder, 1996).
Membraanvervuiling (fouling) daarentegen vindt plaats op of in het membraan en is dus adsorptie,
ophoping en/of neerslag van componenten zoals zouten, partikels en/of organische stoffen in de
loop van het proces. Adsorptie, poriënblokkering en gelvorming zorgen ervoor dat de flux irreversibel
daalt indien het membraan niet wordt gereinigd of vervangen, wat de operationele kosten doet
toenemen. Exopolysachariden (EPS) staan in voor de grootste bijdrage tot membraanvervuiling bij
membraanprocessen in combinatie met een CAS, naast o.a. microbiële cellen, afbraakproducten van
cellen en andere componenten zoals zouten, partikels en organisch materiaal (Chang en Lee, 1998;
Defrance et al., 2000; Lim en Bai, 2003; Araújo et al., 2012). Vorming van een biofilm op het
membraan door de aanwezige microbiële gemeenschap wordt omschreven als biofouling. Biocides of
membraanoppervlakte modificaties zijn mogelijke oplossingen hiervoor (Araújo et al., 2012).
Literatuurstudie Deel I
14
3.3. Membraanreiniging
Gezien het economische belang van de instantane CP en geleidelijk opbouwende
membraanvervuiling, proberen verschillende onderzoekers een oplossing te bieden om de flux
doorheen de membranen op peil te houden (Araújo et al., 2012; Espinasse et al., 2012; Boo et al.,
2013; Torretta et al., 2013). De gemakkelijkste oplossing is het periodiek omkeren van de
permeaatstroom en terugsturen van een deel van het permeaat doorheen het membraan (back-
wash). Een chemisch gestimuleerde back-wash (CEB), dit is een terugspoelstap gecombineerd met
natriumhypochloriet (NaOCl), waterstofperoxide (H2O2) (oxiderende werking - organische
verbindingen) of andere chemicaliën, biedt de mogelijkheid tot intense reiniging van het membraan
(CIP: Cleaning-in-place) (Kweon et al., 2012). Andere werkende chemicaliën zijn: natronloog (NaOH)
(hydrolyse - organische en microbiële vervuilingen, polysachariden, proteïnen en vetten), citroenzuur
(C6H8O7), zoutzuur (HCl), oxaalzuur (C2H2O4) en azijnzuur (C2H4O2) (neerslaan anorganische
bestanddelen). Daarnaast kunnen chelaterende (citroenzuur, EDTA), dispergerende en emulgerende
verbindingen, evenals specifieke enzymen verontreinigingen van het membraanoppervlak
verwijderen. Dosering van metaalzouten, zetmeel, actief kool en polymeren kunnen bijdragen tot
een fluxbehoud d.m.v. vlokvorming of adsorptie van de verontreinigingen. Daarnaast kunnen
fysische veranderingen in de buurt van het membraanoppervlak, meer bepaald het verhogen van de
turbulentie, mogelijk veroorzaakt door o.a. een stijgende cross-flow snelheid, het plaatsen van
turbulentiepromotoren, pulserende voeding (Boo et al., 2013), beluchting (air scouring) (Zsirai et al.,
2012) en/of trillingen (Kobayashi et al., 2003) de CP en vervuiling terugdringen. Ook het opleggen van
een elektrisch veld, dat geladen substanties weg doet bewegen van het membraan door
electroforese (Bowen et al., 1989; Ahmad en Ismail, 2012) helpen om de vervuiling tegen te gaan
(Chang en Lee, 1998; Lim en Bai, 2003; Meng et al., 2009; Lin et al., 2012; van den Berg et al., 2012).
3.4. Forward osmosis of directe osmose
Omwille van de nog steeds relatief hoge energievraag van drukgedreven membraanprocessen,
evolueert de interesse momenteel naar energiezuinigere membraanprocessen. Op dat gebied scoort
omgekeerde osmose (RO) minder vanwege de hoge hydraulische druk die dient aangelegd te worden
om een osmotisch drukverschil te overwinnen (Van Voorthuizen et al., 2005; Pérez-González et al.,
2012). Immers, de hydraulische druk wordt aangelegd in tegengestelde zin van de osmotische druk
over het membraan (poriëngrootte <1nm) om zo uit afvalwater of zeewater (resp. ongeveer 1,2 en
50 bar) gezuiverd water te verkrijgen (Mulder, 1996; Cath et al., 2006).
Deel I Literatuurstudie
15
In forward osmosis of directe osmose (FO) wordt er daarentegen gebruik gemaakt van een
aangelegde concentratiegradiënt over het semipermeabele membraan tussen twee stromen.
Volgens het principe van osmose zal water migreren doorheen het FO-membraan in de richting met
de hoogste concentratie aan zouten of opgeloste stoffen, hier de ‘draw-oplossing’ genoemd. Zouten
en andere componenten van de tweede stroom, de voedingsstroom, worden tegengehouden. De
voedingsstroom bestaat normaliter uit het te zuiveren afvalwater. De draw-oplossing kan bestaan uit
een synthetische oplossing met een hoge zoutconcentratie, of uit bijvoorbeeld zeewater. Verdunning
van de draw-oplossing door migratie van het water uit de voeding, en ongewenste zoutlekkage van
de draw naar de voeding, zorgen ervoor dat de draw-oplossing, op regelmatige basis dient ververst
te worden of geregenereerd, dit om waterfluxdaling te beperken. Het voornaamste voordeel van FO
bestaat erin dat het minder onderhevig is aan membraanvervuiling dan drukgedreven
membraanprocessen, wat toepassing in een MBR aanmoedigt. (Cath et al., 2006; Xiao et al., 2011).
De draw-oplossing is de hoeksteen van het proces. Regeneratie ervan is binnen het ZWW concept
aangewezen. Echter dit moet gebeuren met minimale energiegebruik, waardoor RO ondanks de
toepasbaarheid voor de regeneratie van de draw-oplossing praktisch niet wordt gebruikt. Het
afzonderen van het doorheen de membraan gemigreerde water en de ‘draw-solute’ (in vele gevallen
zout) kan in selecte gevallen plaatsvinden via destillatie gebruikmakende van restwarmte uit de
industrie. Daarnaast zijn de eigenschappen van het zout enorm belangrijk; een laag moleculair
gewicht en dus grote osmotische potentiaal, minimale ongewenste zoutlekkage, niet toxisch,
chemisch compatibel met het FO-membraan en een goede oplosbaarheid binnen de
werkingstemperatuur zijn noodzakelijk (McCutcheon et al., 2005; Cornelissen et al., 2008; Su et al.,
2010). De retentie geeft aan hoezeer het zout wordt weerhouden in de draw-oplossing door het
membraan, en deze is hoger bij zouten van divalente ionen. Voorbeelden van draw-oplossingen zijn
o.a. ammoniumbicarbonaat, magnesiumsulfaat, magnesiumchloride, natriumchloride (Achilli et al.,
2010), waarvan magnesiumchloride, dankzij het tweewaardige ion opmerkelijk membraanvervuiling
in de hand werkt. Diffusie van het Mg2+ ion doorheen het membraan in tegengestelde zin, zal door
interactie met bijvoorbeeld algenbiomassa membraanvervuiling veroorzaken (Zou et al., 2011).
Recentelijk zoekt men zijn toevlucht in magnetische nanodeeltjes om de regeneratiestap te
vereenvoudigen (Ling et al., 2010). Dit onderzoek wijst op het belang van de regeneratie van de
draw-oplossing samen met het ontwerpen van stevige, compacte FO-modules als de
aandachtspunten voor de verdere ontwikkeling van FO (Cath et al., 2006).
Literatuurstudie Deel I
16
4. Slibfiltratie in aanwezigheid van een elektrisch veld
4.1. Effecten
Zoals in de vorige sectie omtrent membraanprocessen beschreven is, bieden membranen
momenteel slechts gedeeltelijk antwoord op het hedendaagse en toekomstige watervraagstuk. Het
optreden van membraanvervuiling (fouling) en concentratiepolarisatie (CP) ligt hiervan aan de basis.
Om tegemoet te komen aan membraanvervuiling, kan het te filtreren slib onderworpen worden aan
eerste ruwe filtratie in aanwezigheid van een elektrisch veld, om de voornaamste vervuilende
slibhoeveelheden voor het membraanproces te verwijderen. Het opleggen van een potentiaalverschil
over twee elektroden die aan weerszijden van een filter geplaatst zijn, zoals bij o.a. elektrofiltratie of
elektro-ontwatering, blijkt deze filtratieprocessen te bevorderen en gaat membraanvervuiling tegen.
Het elektrisch veld vergemakkelijkt zodoende het bekomen van een hogere concentratie slib en
droge stof gehalte aan de slibzijde enerzijds, en een hogere afscheiding van water (filtraat)
anderzijds. Hierbij tracht men gebruik te maken van een zo laag mogelijke stroomsterkte om het
elektrisch veld in stand te houden, om zo de energiekosten te drukken (Bowen et al., 1989; Bowen en
Ahmad, 1997; Weng et al., 2006; Lee et al., 2008; Tsai et al., 2011; Hakimhashemi et al., 2012).
Het gedrag van het slib in het aangelegde elektrisch veld (Figuur 1.4) kan omschreven worden aan de
hand van twee elektrokinetische hoofdeffecten, nl. elektroforese en elektro-osmose. Daarnaast is er
nog een derde neveneffect, nl. het thermische of Joule effect (Lee et al., 2007).
Figuur 1.4: Het principe van elektrofiltratie (EF) uitgelegd op basis van de 2 voornaamste effecten van het aangelegde elektrisch veld op het te filtreren slib, nl. elektroforese en elektro-osmose. Enerzijds treedt er elektroforese op, nl. de beweging van negatief geladen slibdeeltjes in de richting van de anode (↑). En anderzijds zal het water zich begeven naar de kathode vanwege elektro-osmotische krachten (↓). Een derde effect, het Joule effect, is een thermisch effect ten gevolge van de elektrische weerstand in de filterkoek. In de figuur gaat het om een crossflow recirculatie membraanconfiguratie waarbij de kathode eveneens de rol van membraan/filter vervult. De linker figuur geeft de referentiesituatie weer, rechts is de situatie bij EF weergegeven. Aangepast naar Lee et al. (2007).
Deel I Literatuurstudie
17
Elektroforese wordt beschreven als de verplaatsing van geladen deeltjes, relatief gezien ten opzichte
van de stationaire vloeistof, vanwege het aangelegde elektrische veld E (V m-1) (Bowen en Ahmad,
1997; Enevoldsen et al., 2007). De snelheid v (m s-1) van de verplaatsing hangt af van de
elektroforetische mobiliteit (lading) van de deeltjes, hier het slib (eq. 1.2). Dit zorgt ervoor dat
negatief geladen slibdeeltjes weggeduwd worden van de negatief geladen kathode naar de positieve
anode. De elektroforetische mobiliteit µ (m² V-1 s-1) is voornamelijk afhankelijk van de grootte, vorm
en zeta potentiaal ζ (V) van het deeltje en de viscositeit η (Pa s) en diëlektrische constante ε (C2 N-1 m-
2) van de vloeistof bij de gangbare omgevingstemperatuur (eq. 1.1).
Doorgaans heeft de zeta potentiaal van de deeltjes de grootste invloed, aangezien zowel de
diëlektrische constante als de viscositeit van de oplossing weinig variëren. De zeta potentiaal is een
maat voor de oppervlaktelading van het slibdeeltje. Het kan bepaald worden met behulp van een
Zetasizer, die de elektroforetische mobiliteit ervan bepaalt. Gezien de eigenschappen van slib zijn de
randvoorwaarden (Van Petegem, 2001) voldaan voor het gebruik van de Helmholtz-Smoluchowski-
vergelijking (eq. 1.1) die de lineaire relatie geeft tussen de electroforetische mobiliteit en de zeta
potentiaal van de deeltjes (Hiemenz en Rajagopalan, 1997; Lee et al., 2008).
(1.1)
(1.2)
Elektro-osmose anderzijds, is de gelijktijdige beweging van de waterige oplossing in tegengestelde
richting van het slib onder invloed van het elektrisch veld (Lee et al., 2008). Het Joule effect is toe te
schrijven aan de geproduceerde warmte door de elektrische weerstand die een elektrische stroom
ondervindt in de slibmassa, bijvoorbeeld de filterkoek op het membraanoppervlak. Hierdoor zal de
temperatuur stijgen proportioneel met de opgelegde stroomdichtheid en het drogestofgehalte van
de filterkoek. In beide gevallen wordt de elektrische weerstand hoger (Weber en Stahl, 2002).
4.2. Elektrofiltratie
Electrofiltratie (EF) is het proces waarbij men, gebruikmakend van de effecten veroorzaakt door een
aangelegd elektrisch veld, geladen deeltjes weg laat bewegen van het membraanoppervlak (Figuur
1.4)(Lee et al., 2008; Tsai et al., 2011; Hakimhashemi et al., 2012). Het biedt dus uitzicht op het
tegengaan van de reeds besproken problemen zoals CP en membraanvervuiling (Liu et al., 2012; Wei
et al., 2012). Naast EF, zijn er talloze andere toepassingen waarbij men gebruik maakt van de
effecten van het elektrisch veld op slib zoals elektro-ontwatering, elektro-coagulatie of -flocculatie
om het gebruik van chemicaliën te minderen (Saveyn et al., 2005; Lee et al., 2007; Ofir et al., 2007).
Literatuurstudie Deel I
18
5. Valorisatie van componenten in afvalwater
5.1. Anaerobe vergisting
5.1.1. Algemeen
In de huidige maatschappij waarin duurzaamheid hoog in het vaandel wordt gedragen, biedt
anaerobe vergisting (AD) volgens verscheidene onderzoekers een elegante oplossing voor de hoge
energievraag gepaard met de hedendaagse behandeling van afvalwater en andere afvalstromen
(Verstraete et al., 2005; Verstraete en Vlaeminck, 2011; De Meester et al., 2012). AD is een
microbiologisch proces waarbij diverse (afval)stromen onder strikt anaerobe omstandigheden
(oxidatie-reductie potentiaal (ORP) < -200mV) door een complexe microbiële gemeenschap
stapsgewijs worden omgezet tot biogas, zonder gebruik te maken van een externe elektron acceptor
zoals zuurstof of nitraat. Daarbij wordt vanuit organische componenten naast het digestaat, een
biogasmengsel gevormd, bestaande uit 50-70% (v/v) methaan (CH4) en 30-50% koolstofdioxide (CO2)
en sporen (<1%) van geproduceerd stikstofgas (N2), ammoniak (NH3), waterstofgas (H2) en
waterstofsulfide (H2S) (Gerardi, 2003; Appels et al., 2008; Li et al., 2011).
Mede dankzij de brede toepasbaarheid van AD op allerhande (afval)stromen in een relatief
eenvoudige configuratie waarbij doorgaans een vrij hoog COD-verwijderingspercentage wordt
behaald en energierecuperatie mogelijk is, stijgt het eerder kleine aandeel van biogas afkomstig van
AD voor energievoorziening geleidelijk. De jaarlijkse potentiële biogasproductie in Europa wordt
geschat op meer dan 200 x 109 m³ (Appels et al., 2008), terwijl de huidige productie 18 x 109 m³
bedraagt (Liébard, 2012). De verlaagde slibproductie (factor 3-20, (Seghezzo et al., 1998)) ten
opzichte van aerobe processen, de mogelijkheid tot stabilisatie en volumevermindering van het afval
(Weiland, 2006), afdoding van pathogenen en geurreductie zijn bijkomende voordelen (Lo et al.,
1985; Ritter, 1989; Appels et al., 2008; Holm-Nielsen et al., 2009). Bovendien biedt AD de
mogelijkheid tot o.a. nutriëntenrecuperatie en (algen)biomassaproductie vertrekkende vanuit het al
dan niet verdunde digestaat (Lebuf et al., 2012).
Anaerobe vergisting vertoont echter terloops procesinstabiliteit, te wijten aan verschillende externe
factoren alsook aan eigenschappen inherent aan het proces (Dupla et al., 2004). Een verandering in
het influent, de microbiële gemeenschap of andere wijzigende procesparameters, zoals bijvoorbeeld
de pH, ammoniumconcentratie en temperatuur kunnen inhibitie van het proces teweegbrengen
(Chen et al., 2008). De trage groei van de micro-organismen zorgt bovendien voor een trage opstart
en een gevoelig proces. Een aerobe nabehandeling van het effluent blijft bovendien steeds vereist
Deel I Literatuurstudie
19
vanwege slechts een gedeeltelijke verwijdering van de organische fractie. Daarnaast vereist de trage
reactiesnelheid hoge SRT waarden en vanzelfsprekend ook grote reactorvolumes, wat natuurlijk
gevolgen heeft voor de installatiekosten. Uiteindelijk dient men ook rekening te houden met de
(relatief) verhoogde concentratie aan zware metalen (Zn, Cu, Ni, Cd, Pb, Cr) en andere polluenten in
het restslib of digestaat en onder welke chemische vorm ze voorkomen. Verwijdering van de
biologische afbreekbare organische fractie zorgt voor deze relatieve aanrijking (Dąbrowska en
Rosińska, 2012). Bij het gebruik van het biogas kan de mogelijke aanwezigheid van siloxanen en H2S
problemen opleveren met de WKK-installaties (warmtekrachtkoppeling) vanwege microkristallijne
silica vorming en corrosie, respectievelijk (Appels et al., 2008; Rasi et al., 2013).
5.1.2. Microbiële processen
Het anaerobe vergistingsproces bestaat uit een opeenvolging van verschillende stappen, nl. de
hydrolyse, acidogenese of fermentatie, acetogenese en methanogenese (Figuur 1.5). Deze 4
deelprocessen (i-iv) worden uitgevoerd door een complexe samenwerking van de microbiële
gemeenschap bestaande uit 5 specifieke groepen micro-organismen (a-e) die instaan voor de
opeenvolgende conversies van het substraat. Bovendien moeten er strikt anaerobe omstandigheden
heersen (ORP < -200mV) zodat aerobe organismen de anaerobe organismen niet verdringen
vanwege de hogere energie die beschikbaar is bij de aerobe substraatdegradatie. De beschikbare
Gibbs vrije energie (ΔG0) bedraagt resp. -2843 en -404 kJ mol-1 glucose onder aerobe en anaerobe
condities (Thauer et al., 1977; Appels et al., 2008).
De eerste stap, de hydrolyse (i), is doorgaans de snelheidsbepalende stap waarin complexe
onoplosbare organische componenten en componenten met een hoog moleculair gewicht,
polysachariden (o.a. cellulose en zetmeel), lipiden en proteïnen, worden omgezet in oplosbare,
gemakkelijker beschikbare organische componenten (vetzuren, nucleïnezuren) door de
fermentatieve bacteriën (a).
Deze laatst gevormde componenten worden verder gesplitst tijdens de acidogenese of fermentatie
(ii) waarvoor eveneens de fermentatieve bacteriën (a) instaan. Gedurende deze tweede stap worden
vluchtige vetzuren samen met ammoniak (NH3), CO2 en waterstofsulfide (H2S) en andere
bijproducten zoals alcoholen geproduceerd.
In de derde stap of acetogenese (iii), wordt er acetaat gevormd via twee verschillende reacties.
Enerzijds worden de eerder geproduceerde vetzuren en alcoholen verder afgebroken door obligaat
waterstofgasproducerende bacteriën (b) waarbij voornamelijk acetaat wordt gevormd alsook CO2 en
waterstofgas (H2). Anderzijds wordt daarnaast ook acetaat geproduceerd door de (homo)acetogene
Literatuurstudie Deel I
20
bacteriën (c) startend van CO2 en H2. Hierbij wordt de conversie naar acetaat voornamelijk
gecontroleerd door de partieeldruk van waterstofgas (Rabaey et al., 2012). Deze dient laag genoeg te
blijven zodat acetogenese thermodynamisch mogelijk blijft. Daarvoor leven
waterstofgasproducerende acetogene bacteriën (b) syntroof (H2 - of elektrontransfer (Morita et al.,
2011)) met de hydrogenotrofe methanogenen (d). Deze laatste consumeren immers H2 tijdens de
methanogenese.
De laatste stap is de methanogenese (iv), waarbij enerzijds de acetoclastische methanogenen (e)
acetaat tenslotte omzetten tot CH4 en CO2 en instaan voor ongeveer 70% van de totale
methaanproductie bij stabiele operatie via de acetoclastische methanogenese (AM). De alternatieve
productieroute voor methaan, nl. de syntrofe oxidatie van acetaat (SAO) en CO2 door de
(homo)acetogene bacteriën (b) gekoppeld met de waterstof consumptie ofwel hydrogenotrofe
methanogenese (HM) van de hydrogenotrofe methanogenen (d), de 5e groep van micro-organismen,
overheerst onder stress. Daarenboven zal bij vergisting van afvalstromen bestaande uit voornamelijk
opgelost organisch materiaal, niet de fermentatie maar wel de laatste stap snelheidsbepalend zijn
(Gerardi, 2003; Angenent et al., 2004; Appels et al., 2008; Deublein en Steinhauser, 2011; Lin et al.,
2013).
Andere micro-organismen aanwezig in de vergister kunnen de interacties tussen deze verschillende
groepen micro-organismen die instaan voor de methaanproductie, verstoren. Zo zullen
sulfaatreducerende bacteriën (SRB) bijvoorbeeld in competitie treden voor acetaat en waterstof om
zo de sulfaten (SO42-) om te zetten naar waterstofsulfide (H2S) (Gerardi, 2003; Zhang et al., 2013).
5.1.3. Procesparameters
Anaerobe vergisting kan zowel bij lage (< 20°C), middelmatige (20-45°C) als hoge temperatuur
doorgaan (45-60°C): psychrofiele, mesofiele of thermofiele vergisting (Kashyap et al., 2003).
Belangrijk hierbij is dat de specifieke organismen die instaan voor de methaanproductie verschillen
tussen deze temperatuurregimes en gevoelig zijn aan wijziging van de omgevingstemperatuur.
Procesfaling kan optreden bij temperatuurschommelingen van meer dan 1°C dag-1 (Turovskiy en
Mathai, 2006). Daarnaast zal een hogere temperatuur een hogere reactiesnelheid, hoger aantal
afgedode pathogenen en stijgende oplosbaarheid van de organische componenten bewerkstelligen
(Appels et al., 2008).
De zuurtegraad van de oplossing dient steeds zo stabiel mogelijk te zijn en een hogere pH-waarde te
bedragen dan 6,5 met een optimale waarde tussen 6,8 en 7,2. De micro-organismen die instaan voor
de methaanproductie zijn het gevoeligste voor pH-dalingen. De fermentatieve micro-organismen zijn
minder gevoelig en weerstaan een pH-waarde tussen de 4,0 en 8,5 (Hwang et al., 2004).
Deel I Literatuurstudie
21
Figuur 1.5: Voedselweb van methanogene anaerobe vergisting. Naar Angenent et al. (2004).
De aanwezigheid van vluchtige vetzuren (VVZ), kan bij accumulatie leiden tot een daling van de pH.
Accumulatie ervan doet zich voor bij procesfalen of te hoge organische belasting. Bij een te sterke
daling van de pH, stopt de methaanproductie door inhibitie. Het opvolgen van de VVZ concentratie
is dus van primordiaal belang bij de opvolging van het vergistingsproces (Ahring et al., 1995; Appels
et al., 2008).
Andere inhiberende componenten die het vergistingsproces kunnen verstoren zijn o.a. ammoniak
(NH3), sulfiden, zware metalen (Zn, Cu, Ni, Cd, Pb, Cr), organische toxische componenten
(chlorofenolen), natrium en kalium (Na, K) (Appels et al., 2008; Chen et al., 2008).
Ammoniak is afkomstig van de afbraak van stikstofrijke componenten (ureum, proteïnes) uit het
substraat. De totale ammoniakale stikstof (TAN) (NH3 en NH4+) dient lager te zijn dan 200 mg N L-1 om
procesinstabiliteit te vermijden. Inhibitie van de methanogenese kan soms pas optreden bij TAN-
concentraties > 10 g N L-1 vanwege de invloed van de pH en temperatuur op de hoeveelheid NH3.
Bij aanwezigheid van sulfaten (SO42-) in het influent kan competitie onstaan voor het acetaat en
waterstofgas tussen de sulfaatreducerende bacteriën (SRB) en fermentatieve, acetogene en
methanogene organismen. SRB produceren daarenboven sulfiden, vooral waterstofsulfide (H2S), die
toxisch zijn voor de methanogene organismen (Gerardi, 2003; Appels et al., 2008; Chen et al., 2008;
Zhang et al., 2013).
Literatuurstudie Deel I
22
Een andere fundamentele procesparameter, de verblijftijd van het slib in de reactor (SRT), dient
steeds hoger te zijn dan 10 dagen om uitspoeling van de essentiële microbiële biomassa
verantwoordelijk voor de methaanproductie te vermijden. Het weerhouden van de biomassa d.m.v.
een aangepast reactordesign (sectie 5.1.4) biedt de mogelijkheid om moeilijk vergistbare stromen
alsnog te verwerken en te werken aan hogere organische belastingen (Azbar et al., 2001; Yang et al.,
2004; Appels et al., 2008; Chen et al., 2008).
Voorts hebben de samenstelling van het substraat (C:N:P; Na, K), het gebruikte inoculum en de
verhouding tussen beiden (ISR), eveneens een invloed op de processtabiliteit en opstart. Hoge
stikstofgehaltes van de voeding kunnen bijvoorbeeld inhibitie vanwege ammoniak in de hand werken.
Daarnaast wordt zal bij een stijgende ISR de maximale methaanopbrengst ook toenemen (Azbar et al.,
2001; Zeng et al., 2010).
5.1.4. Reactortypes
Bij de reactorkeuze worden voornamelijk de totale hoeveelheid vaste stofl (TS) in de oplossing
evenals de organische belasting van de toekomstig inkomende stroom (COD-gehalte) in acht
genomen (Weiland et al., 2009; Weiland, 2010). Op basis hiervan zijn biogasinstallaties met
verschillende reactorconfiguraties zoals de continuously stirred tank reactor (CSTR), anaerobic
contact reactor, fluidized bed reactor, anaerobic fixed film reactor (AFFR) en de upflow anaerobic
sludge blanket (UASB) reactor, in gebruik voor allerhande afvalstromen. Daarvan zijn de CSTR en
UASB reactor de meest courant gebruikte configuraties (Chinnaraj en Venkoba Rao, 2006; Rao en
Bapat, 2006; Kaparaju et al., 2009).
Bij hoge concentraties aan vaste stof zal geopteerd worden voor een CSTR (Figuur 1.6) zolang de
afvalstroom verpompbaar blijft (8-10% TS) (Weiland et al., 2009; Weiland, 2010). Continue menging
in de reactor zorgt ervoor dat de actieve biomassa, in suspensie, homogeen verdeeld is in de reactor
en niet bezinkt. De eenvoudige procesoperatie heeft als keerzijde dat de slibverblijftijd (SRT) en
hydraulische verblijftijd (HRT) aan elkaar gekoppeld zijn. Kortsluiting in de reactor, uitspoelen van
biomassa en onafgebroken substraat zijn daarvan het gevolg en zijn nefast voor de effluentkwaliteit.
De lange slibverblijftijd vereist voor moeilijk vergistbare stromen zorgt, aangezien SRT en HRT
gekoppeld zijn, voor grote reactorvolumes (Azbar et al., 2001; Kaparaju et al., 2008; Kaparaju et al.,
2009).
Bij lagere concentraties aan vaste stof is het aangewezen om de SRT en HRT te ontkoppelen om zo
grotere debieten te kunnen behandelen in kleinere reactorvolumes. De UASB reactor (Figuur 1.6) is
een voorbeeld hiervan, waarbij het influent van beneden naar boven wordt gepompt doorheen het
slibbed. Deze actieve biomassa wordt weerhouden door middel van een faseseparator bovenaan in
Deel I Literatuurstudie
23
de reactor en intens contact wordt bewerkstelligd tussen het influent en de biomassa in het slibbed.
Op deze manier vindt een zo volledig mogelijke vergisting plaats van het substraat ondanks de lage
hydraulische verblijftijd (0,5-2 d) (Kaparaju et al., 2009; Weiland et al., 2009; Weiland, 2010).
Figuur 1.6: Veelvoorkomende reactorconfiguraties bij anaerobe vergisting: continuously stirred tank reactor (CSTR) en upflow anaerobic sludge blanket (UASB) reactor (I: Influent, M: mixer, G: biogas, E: effluent, F: faseseparator, B: bezinkingszone, R: reactiezone met granulaire slibvlokken) naar Bouallagui et al. (2005).
5.2. Co-vergisting
Co-vergisting is het proces waarbij simultaan twee of meer afvalstromen vergist worden. Doorgaans
worden bij het basissubstraat zoals dierlijke mest of slib uit de afvalwaterzuivering, kleinere
hoeveelheden reststromen toegevoegd (Braun en Wellinger, 2010).
Voordelen toegeschreven aan co-vergisting zijn de toegenomen processtabiliteit, nutriënten-
aanvulling en hogere methaanopbrengst. Indien gebruik wordt gemaakt van afvalstromen kan, mits
een mogelijke voorbehandeling, zonder veel extra kosten meer biogas geproduceerd worden.
Doorgaans zijn de vergistingsinstallaties voor afvalwaterbehandeling immers overgedimensioneerd
en helpt een bijkomende biogasproductie om de waterzuiveringsinstallatie meer energieneutraal te
maken (Mata-Alvarez et al., 2000; Braun en Wellinger, 2010).
Diverse agro-, industriële en huishoudelijke afvalstromen komen in aanmerking voor co-vergisting
met dierlijke mest of (A-)slib uit de waterzuivering. Stro, glycerine, slachtafval, papierpulp, en
keukenafval zijn slechts aantal mogelijkheden (Kaparaju en Rintala, 2005; Braun en Wellinger, 2010;
Astals et al., 2011; Iacovidou et al., 2012). Keukenafval bijvoorbeeld (2,5 miljard ton jaar-1; Europa), is
ondanks het hoge energiegehalte (0,7-1,1 kWh L-1), de hoge biodegradeerbaardheid (90%) en hoog
watergehalte (70-80%) moeilijk op zichzelf vergistbaar door de hoge COD- en Kjeldahl N-inhoud (tot
250 g COD L−1 en 35 g N L−1) waardoor co-vergisting met bijvoorbeeld (A-)slib aangewezen is (Banks
et al., 2011; Ma et al., 2011; Zhang en Jahng, 2012; De Vrieze et al., 2013).
Doelstellingen
24
Doelstellingen
De overgang naar een meer energieneutrale afvalwaterbehandeling is het beoogde hoofddoel in
deze scriptie. Hoofdzaak hierbij is om een geconcentreerde stroom van afval te verkrijgen en
gebruikmakend van anaerobe vergisting de energie te recupereren uit het afvalwater. Hiervoor
zullen mogelijke oplossingen voor het gebruik van het huidige, verdunde huishoudelijke of brouwerij
afvalwater worden onderzocht om de energierecuperatie te maximaliseren. Daarnaast zal eveneens
gekeken worden naar de voordelen van het toevoegen van huishoudelijk keukenafval om tot een
meer geconcentreerde stroom te komen.
Een eerste techniek waarrond enkele een aantal experimenten werden uitgevoerd, is de adsorptie
trap of A-stage uit het Adsorptie/Bio-oxidatie (A/B) proces. De performantie van een A-stage aan een
hogere slibconcentratie in de reactor wordt bekeken, alsook de mogelijkheid om zo een
geconcentreerde afvalstroom te verkrijgen onder de vorm van A-slib dat dan vervolgens vergist kan
worden.
Naast de klassieke bezinking van het slib, worden eveneens alternatieve pistes bewandeld. Het finaal
bekomen van een geconcentreerde stroom (A-)slib is hierbij van primordiaal belang. Zo zal filtratie, al
dan niet in combinatie met membraanprocessen, bekeken worden als additionele concentratiestap
na de A-stage. Voorts zal het mogelijk positieve effect van het opleggen van een elektrisch veld op de
membraanvervuiling, filterkoekvorming en flux tijdens de filtratie (elektrofiltratie) onderzocht
worden en vergeleken worden met de klassieke reinigingsmethoden voor membranen en filters.
Een laatste punt dat onderzocht zal worden, is de valorisatie van het geconcentreerde A-slib a.d.h.v.
anaerobe vergisting. Gezien de matige biogasopbrengst van vergisting van A-slib afzonderlijk, zal co-
vergisting van keukenafval of melasse met A-slib onderzocht worden als alternatief. Optimalisatie
van het vergistingsproces van keukenafval, afzonderlijke vergisting veroorzaakt immers
procesinstabiliteit, zal plaatsvinden door het additioneel voeden van A-slib. Hierbij zal gekeken
worden of een stabiele vergisting dan wel mogelijk blijkt te zijn en welke factoren (samenstelling,
microbiële gemeenschap) al dan niet aan de basis liggen van deze mogelijk meer stabiele operatie.
Deel II - Materiaal en methoden
Deel II - Materiaal en methoden
Deel II Materiaal en methoden
25
1. Experimentele opstellingen
1.1. Inoculum en gebruikte afvalstromen
1.1.1. Inoculum vergisters
Het mesofiele anaerobe slib dat gebruikt werd als inoculum in de vergistingstesten, is afkomstig van
de slibvergister van de afvalwaterzuiveringsinstallatie te Dendermonde waar vergisting van secundair
aeroob slib plaatsvindt. Het inoculumslib evenals de hieronder vermelde gebruikte afvalstromen
werden bewaard in een koelcel of koelkast bij 4°C.
1.1.2. Gebruikte afvalstromen
De beschreven experimenten in deze thesis handelen hoofdzakelijk over A-slib. Daarnaast werd ook
gebruik gemaakt van co-substraten voor vergisting zoals melasse en keukenafval. Ten slotte werd
voor het lopen van een A-stage het afvalwater gehaald in de brouwerij Van Steenberge in Ertvelde.
Het gebruikte A-slib komt van de waterzuiveringsinstallatie Nieuwveer in Breda (Nederland). A-slib is
afkomstig van de 1e hoogbelaste stap van het Adsorptie/Bio-oxidatie (A/B) proces. Naast de voeding
van de mesofiele vergisters diende het A-slib ook voor het lopen van de elektrofiltratietesten en de
opstart van de eigen A-stage waarbij er getracht werd een hogere concentratie aan organisch
materiaal in de reactor en spuislib te halen door een selectieve scheiding tussen het slib en het water
te maken, zonder bezinker. Aangezien er A-slib met een initieel hoger COD-gehalte gewenst was,
werd het A-slib door bezinking verder geconcentreerd voor gebruik.
De melasse (M), een belangrijke component van de suiker producerende industrie, werd verkregen
bij Avebe in Veendam (Nederland). Avebe is een aardappelverwerkende industrie die verschillende
toepassingen zoekt vertrekkend van aardappelzetmeel.
Het keukenafval (KA) bestaat uit een samenstelling van wat er verzameld werd van afval in de eigen
keuken en is zodoende een vrij variabele stroom. Het bevat zowel gekookte als rauwe groenten en
fruit, koolhydraten afkomstig van brood, pasta, rijst en aardappelen en eiwitten en vetten afkomstig
van vlees en vis. Hierbij werd getracht een zo divers mogelijk afvalstroom te bekomen die gemixt
werd voor gebruik. Door deze variabiliteit wordt steeds ten minste één controle vergistingsreactor
meegenomen waarin enkel keukenafval vergist wordt om het effect van de verschillen in de
samenstelling van het KA in rekening te brengen. Op die manier is het mogelijk om de verrichte
waarnemingen te wijten aan de verschillende behandelingen.
Materiaal en methoden Deel II
26
1.2. Operatie A-stage als SBR aan een hoog TS-gehalte
Experimentele opstelling en operatie
De A-stage bestond uit een rechthoekige compleet gemengde reactor (CSTR) met een reactorinhoud
van 10 L met beluchtingssysteem (Figuur 2.1) die gebruikt werd als sequence batch reactor (SBR). In
een typische SBR modus worden 5 fasen onderscheiden per cyclus, nl. ‘fill’, ‘react’, ‘settle’, ‘draw’ en
‘idle’, hieronder beschreven. De A-stage werd gecontroleerd op basis van metingen van de totale
hoeveelheid vaste stof (TS) na de 4e fase (draw) zodanig dat via regeling van de hoeveelheid gespuide
slib de totale hoeveelheid actief slib in de reactor constant kon gehouden worden.
Figuur 2.1: Operatie van een A-stage in SBR mode (Sequence Batch Reactor) met de vijf aparte fasen, nl. ‘fill’, ‘react’, ‘settle’, ‘draw’ en ‘idle’ (resp. 1-5). De reactor is voorzien van een toevoer voor het influent (i), een beluchtingssysteem (a), roerder (m), afvoer voor het gezuiverde effluent (d) en een mogelijkheid om het teveel aan slib te spuien (s).
Fill
Initieel werd gebruik gemaakt van A-slib afkomstig uit de afvalwaterzuivering Nieuwveer in Breda
(Nederland). Bij 5 L actief A-slib met een initiële concentratie aan organische materiaal van 30 g TS L-1,
werd vervolgens het te behandelen brouwerij afvalwater gevoegd (Figuur 2.1; i), eveneens 5 L. Zowel
van het initiële A-slib als van het brouwerij afvalwater werden stalen genomen voor TS- en COD-
analyses.
React
In de volgende stap diende het actieve A-slib zoveel mogelijk organisch materiaal uit het afvalwater
te sorberen. Hiervoor werd de reactor gedurende een periode van 10 minuten grondig belucht en
gemixt (Figuur 2.1; a, m). Menging gebeurde aan de hand van een staafroerder (IKA Labortechnik
RW 16 basic) en beluchting door middel van een staafbeluchter (Atlantis) zorgde eveneens voor de
nodige bijkomende menging.
Deel II Materiaal en methoden
27
Settle & draw
Na de reactieve fase doorlopen te hebben werden verschillende mogelijkheden getest. De eerste
mogelijkheid die getest werd, was de bezinking in het reactorvat zelf voor 4 uur zoals in een typische
SBR (settle). Na bezinking werd 5 L supernatans afgelaten en bemonsterd (Figuur 2.1; d). De
staalname van het slib gebeurde na deze laatste fase (draw) omdat dit ook het slib is dat zal gespuid
worden (idle) bij een te grote opbouw van organisch materiaal in het reactorvat.
Variant: Settle, centrifugation & draw
Een andere, snellere methode maakt gebruik van een centrifuge. Na 10 minuten bezinken van het
slib in het reactorvat zelf (settle), werd de dikke fractie geïsoleerd met behulp van een continue
centrifuge (Westfalia separator 2003 OTC2 03 107, Oelde, Duitsland; 10 000 tpm of 12300 g), wat
een variant vormt op het typische SBR-protocol. Hierbij werd de bovenste 6,67 L van de totale
reactorinhoud van 10 L gecentrifugeerd (centrifugation). De pellet slib die achterbleef in de
centrifuge werd manueel terug opgelost in het dode volume van de centrifuge (1,2 L). Vervolgens
werd de reactor opnieuw aangevuld met het effluent afkomstig van de centrifuge tot opnieuw 5 L A-
slib werd bekomen dat bemonsterd werd. Het overige effluent werd geloosd na staalname (draw).
Idle
De tijdspanne (idle) tussen 2 cycli biedt de mogelijkheid om een deel van het slib te spuien (Figuur
2.1; s), dit om een te sterke verhoging van het actieve slib in de reactor te voorkomen en aan een
stabiele TS-concentratie te werken.
1.3. Concentratiestap met behulp van elektrofiltratie
1.3.1. Referentiesituatie: vergelijking van twee identieke EF-modules
EF-module
Voor de testen rond elektrofiltratie (EF) werd gebruik gemaakt van een speciaal ‘plate and frame’
reactortype (Vlaeminck, Beernem, België). Hierbij werd gewerkt met de standaard afmetingen van
deze reactoren en elektroden beschikbaar in het labo. De opbouw van de twee EF-modules die
dienst deden als concentratiestap om een hogere totale hoeveelheid vaste stof (TS) in het slib te
bekomen, wordt hieronder uitvoerig beschreven (Figuur 2.2).
De reactor bestond uit 2 buitenplaten uit plexiglas (P1 en P2: 13 x 28 cm) waartussen 2 verschillende
plexiglazen kaders (PK1: 0,5 x 5interne (9externe) x 20i (24) cm / PK2: 2 x 5i (9) x 20i (24) cm) geplaatst
werden. Kaders gesneden uit rubber (R) werden tussen de buitenste platen en de kaders gestoken
om lekken te vermijden. Bovendien werden in het 1e reactorcompartiment (50 cm³/ 0,050 L) aan de
Materiaal en methoden Deel II
28
recirculatiezijde, gevormd door een van de plexiglazen kaders (PK1), een iridiumoxide-elektrode die
dienst deed als anode (A: 5 x 20 cm) tijdens de elektrofiltratie en een referentie-elektrode (REF:
Ag/AgCl ; +0,197 V t.o.v. standaard waterstof elektrode (SHE) (Princeton Applied Research, France))
geplaatst. Daarnaast werd eveneens een roestvrijstalen geweven filtergaas (Omnimesh, Lokeren,
België; AISI 316 (L), maasopening: 50 µm) aangebracht tussen de 2 compartimenten gevormd door
de 2 kaders. Dit membraan/filter (7 x 23 cm) vormde ook (samen met een roestvrijstalen
stroomcollector met lip voor connectie (CCK)) de kathode (K: 5 x 20 cm) en werd omringd door
fysische verstevigingen langs beide zijden (V). Deze verstevigingen bestonden uit een stevig geweven
gaas van roestvrij staal (Omnimesh, Lokeren, België) omsloten met rubber om lekkage te voorkomen.
Bovendien werd het 2e reactorcompartiment (200 cm³/ 0,200 L) gevuld met een soort
pakkingsmateriaal (P: Bio Carrier Kaldnes K1) voor bijkomende fysische ondersteuning. Het geheel
werd samengehouden door middel van vleugelmoeren en acht staven met schroefdraad doorheen
de buitenste plexiglazen platen. In de buitenste plaat (P1) aan de recirculatiezijde bevonden zich
openingen voor de connectoren (Interne diameter voor slibtoevoer IN, UIT: 1,0 cm), voor recirculatie
van het te filtreren slib en het plaatsen van een referentie-elektrode (REF) en connectie met de
anode (AC). De andere buitenste plaat (P2) had drie openingen, nl. één voor de connectie met de
onderdrukmeter (D: Mega manometer 100mm, droog, meetbare range: -1,00-0 bar, Bosta, België),
een andere waar het gefilterde waterige effluent werd onttrokken (UIT) en tenslotte nog een extra
opening om bij het schoonmaken van de module het resterende water af te laten.
Figuur 2.2: Opbouw van de elektrofiltratiemodule. Met beginnend van de slib-recirculatiezijde: de anode (A) met de anode connectie aan een stroombron (AC), de Ag/AgCl referentie-elektrode (REF), de openingen waardoor het slib wordt gerecirculeerd (IN, UIT) in een buitenplaat van plexiglas (P1), een rubberen kader tegen lekkage (R), het plexiglazen kader dat het eerste reactorcompartiment vormt (PK1), opnieuw een rubber (R), een versteviging bestaande uit een gaas van roestvrij staal omgeven door een rubber (V+R), een roestvrijstalen stroomcollector met lip (CCK) voor connectie tussen de kathode en de stoombron, roestvrijstalen membraan/filter dat fungeert als kathode (K), rubber (R), versteviging (V), rubber (R), een tweede reactorcompartiment gevormd door een plexiglazen kader (PK2) gevuld met pakkingsmateriaal (P), rubber (R) en uiteindelijk de buitenplaat uit plexiglas (P2) met connecties voor het gefilterde effluent (UIT) en een onderdrukmeter (D).
Deel II Materiaal en methoden
29
Referentiesituatie: experimentele opstelling en operatie
Het te filtreren A-slib (2,5 L; 30 g TS L-1) werd eerst voor de helft verdund (ongeveer 15 g TS L-1) door
het A-slib in een Schott Duran fles aan te lengen met leidingwater tot een reactorinhoud van 5 L. Na
een ‘cleanwaterrun’ (bepaling schoonwaterflux) gedurende 10 minuten en opvolgende drainage van
de twee EF-modules, startte het eigenlijke experiment. Hierbij werd het A-slib doorheen de twee
modules (A en B) van onderen naar boven langs het membraan (cross-flow filtratie) gerecirculeerd
door gebruik te maken van een recirculatiepomp (RP: Masterflex L/S easyload II). Dit gebeurde aan
zo hoog mogelijke debieten (73,49 ± 1,53 L u-1) die haalbaar waren met de desbetreffende pompen
waardoor de cross-flowsnelheid (vx: ± 8 cm s-1) in de module de nodige turbulentie veroorzaakte om
verstopping aan de connectoren en in de module zelf te vermijden en voor menging in de Schott
Duran fles te zorgen. Vanwege mogelijke verstopping en drukopbouw langs de recirculatiezijde was
het bereiken van een zo hoog mogelijke cross-flowsnelheid vx (eq. 2.1) cruciaal voor het slagen van
EF-testen met geconcentreerd A-slib op laboschaal.
(2.1)
Met Q (20,41 cm³/s): het debiet, A (2,5 cm²): het doorstroomde oppervlak. De dikte van het
compartiment was een afweging tussen de cross-flowsnelheid verlagen/verhogen en de minimale
vrije doorstroomoppervlakte waarbij verstopping werd vermeden.
Het gefilterde effluent werd onttrokken aan verschillende debieten (OP: Watson Marlow SCIQ 323
(50 en 7 tpm) of Watson Marlow 101 F/R (4 tpm) resp. schoonwaterflux van 395; 50 en 20 L (m² u)-1)
die een onderdruk (-0,80-0 bar) creëerden over de filter heen. Continue onttrekking en cycli met 5
minuten onttrekking en 10 minuten relaxatie werden uitgetest, het laatste geval om
membraanvervuiling en fluxdaling in te perken. De flux (L m-2 u-1) werd berekend aan de hand van
het verzamelde effluent per tijdseenheid, dat afgemeten werd in maatcilinders (Figuur 2.3).
Beide modules werden bovendien verbonden met een potentiostaat (P: type VSP, Bio-Logic SA) om
een stroom van 0,5 mA aan te leggen over de elektroden en een zo klein mogelijk, verwaarloosbaar
elektrisch veld (E < 1 V cm-1) te creëren om zo uitlogen van de iridiumoxide elektrode (anode) te
vermijden en een zo klein mogelijk effect te hebben vanwege het E-veld (Figuur 2.4:
aansluitingsschema type A potentiostaat).
Gedurende de verschillende experimenten om de twee modules te vergelijken werd de flux (L m-2 u-1)
en de aangelegde onderdruk (bar) als maat voor membraanvervuiling opgevolgd, evenals de
effluentkwaliteit. Tussen de experimenten in werd het membraan telkens vervangen en werd de
module gereinigd.
Materiaal en methoden Deel II
30
Figuur 2.3: Foto van de opstelling gebruikt ter vergelijking van de 2 identieke elektrofiltratiemodules.
D
P
A
B
RPA RPB
Influent
A-slib
Effluent
OPA
OPB
I
I > 0
Potentiaal van de kathode (Ekat) = - ECE + 0,197 [V t.o.v. SHE]
Cel voltage, potentiaalverschil (ΔV) = - EWE [V]
Potentiaal van de anode (Ean) = Ekat – ΔV - I.RΩ [V t.o.v. SHE]
I < 0
Potentiaal van de anode (Ean) = ECE + 0,197 [V t.o.v. SHE]
Cel voltage, potentiaalverschil (ΔV) = EWE [V]
Potentiaal van de kathode (Ekat) = Ean - ΔV + I.RΩ [V t.o.v. SHE]
A
B
Figuur 2.4: Aansluitingsconfiguratie gebruikmakend van drie elektroden (type A en B), met de stroombron, nl. de potentiostaat. Het potentiaalverschil (ΔV) evenals de potentiaal van anode (Ean) en kathode (Ekat) worden afgeleid op basis van kennis van de stroom (I), Ohmse weerstand (RΩ) en potentiaal van de werk- en counterelektrode (ECE, EWE). Een Ag/AgCl elektrode diende als referentie-elektrode (+0,197 V t.o.v. standaard waterstof elektrode (SHE)) (Handleiding EC lab Potentiostaat type VSP, Bio-Logic SA).
Deel II Materiaal en methoden
31
1.3.2. Elektrische veld: vergelijking tussen waterflux bij aan- of afwezigheid van E-veld
Afwisselend E-veld: experimentele opstelling en operatie
Bij het bekijken van het effect van een elektrisch veld (E-veld) op de fluxdaling doorheen de tijd, werd
gebruik gemaakt van slechts één EF-module, om verschillen in de werking te wijten aan afwijkingen
tussen de 2 EF-modules uit te sluiten. Deze test werd tweemaal herhaald bij een laag en hoog TS-
gehalte. Het te filtreren verdunde A-slib (5 L, 3,01 ± 0,18; 11,17 ± 1,00 g TS L-1) werd vanuit een 5L
Schott Duran fles gerecirculeerd onder dezelfde condities en met dezelfde pomp als eerder
beschreven, na het uitvoeren van een ‘cleanwaterrun’ ter bepaling van de schoonwaterflux
gedurende 10 minuten (met nadien drainage van de EF-module). Het gefilterde effluent werd
onttrokken met behulp van een pomp (Watson Marlow 505S (7tpm); schoonwaterflux: 13,2 L (m² u)-1)
die een onderdruk ( -0,1 bar) creëerde over de filter heen. Een opeenvolging van cycli met 5 minuten
onttrekking aan continue pompsnelheid en 10 minuten relaxatie werd gerealiseerd met behulp van
timers. Deze opeenvolging werd verkozen vanwege beperktere membraanvervuiling dan in continue
onttrekkingsmodus.
Eerst werd de module aangesloten aan een potentiostaat (type VSP, Bio-Logic SA) om afwisselend,
een hoog en te verwaarlozen elektrisch veld aan te leggen (Figuur 2.4: aansluitingsschema type B
potentiostaat). Een potentiaalverschil (tot 4V) werd over de elektroden op een afstand van 0,5 cm
tijdens de eerste cyclus van 15 minuten (10’ relaxatie, 5’ onttrekking) aangelegd, hetgeen resulteerde
in een elektrisch veld van 8 V cm-1. De volgende cyclus gebeurde aan een potentiaalverschil van 0,001
V, wat een te verwaarlozen E-veld teweegbracht. Deze twee instellingen werden continu afgewisseld
doorheen de volgende cycli. Zo werd getracht het fluxverval doorheen de tijd binnen één systeem te
vergelijken tussen de aan- of afwezigheid van een E-veld en de invloed van het E-veld op
membraanvervuiling en eventuele reiniging/herstelling van de flux. De flux werd opgemeten aan de
hand van een balans (OHaus Defender 5000 XTREME W model T51XW, standaardfout: 0,005 kg) die
gelogd werd op een laptop via een script in LabVIEW. De aangelegde onderdruk (bar) als maat voor
membraanvervuiling werd eveneens opgevolgd bij constante pompsnelheid alsook de
effluentkwaliteit en deeltjesgrootte verdeling van het effluent ten opzichte van het initiële A-slib.
Aangezien het maximale E-veld dat kon bekomen worden met behulp van de potentiostaat begrensd
was, werd er overgeschakeld naar een klassieke stroombron (Protek DC regulated power supply PL-
3003D) (Figuur 2.5). Het aangelegde potentiaalverschil bedroeg 10 V, wat in deze EF-module
overeenkomt met een E-veld van 20 V cm-1. Ook hier werden cycli van 15 minuten (10’ relaxatie, 5’
onttrekking) herhaald. Startend met de eerste cyclus waarbij de stroombron was aangeschakeld,
Materiaal en methoden Deel II
32
werd de stroombron uitgeschakeld gedurende de 2e cyclus, waarna dit continu herhaald werd. Er
werd gestart met de stroombron aan om initiële vervuiling van de filter te voorkomen.
Figuur 2.5: Opstelling van de elektrofiltratietest met stroombron.
E-veld t.o.v. de referentiesituatie: experimentele opstelling en operatie
Onder volledig identieke omstandigheden en met dezelfde EF-module als bij de test met een
afwisselend elektrisch veld met telkens een nieuwe filter, werden eveneens testen gelopen waarbij
ofwel geen E-veld ofwel uitsluitend een E-veld opgelegd werd. Deze testen werden 3 keer herhaald
en liepen over een periode van 20 uur.
Deel II Materiaal en methoden
33
1.4. Valorisatie: anaerobe vergisting onder mesofiele omstandigheden
1.4.1. Fed-batch co-vergisting van A-slib met keukenafval of melasse
Experimentele opstelling en operatie
Acht Schott Duran flessen met een volume van 1 L en een reactorinhoud van 800 mL deden dienst als
anaerobe fed-batch reactoren (CSTR) onder mesofiele omstandigheden (34°C) tijdens een 105 dagen
durend experiment. De acht verschillende reactoren werden eerst elk geïnoculeerd met 435 mL
mesofiel anaeroob slib (18 g VSS L-1) en vervolgens aangelengd met kraantjeswater tot 800 mL om zo
een biomassaconcentratie, uitgedrukt in vluchtige gesuspendeerde stof (VSS), van 10 g VSS L-1 te
bekomen. De reactoren werden terloops geschud en goed afgesloten met een rubberen stop en
geplaatst in een klimaatkamer om te voldoen aan de mesofiele omstandigheden (34°C). Het
geproduceerde biogas werd opgevangen in een geijkte halfopen gaskolom gevuld met een
waterstofchloride-oplossing (pH < 4,3; methyloranje als indicator) en bevestigd in een bassin (Figuur
2.6). De zuurtegraad afkomstig van de HCl-oplossing moet het oplossen van CO2 uit het biogas in de
oplossing verhinderen. Het geproduceerde biogas neemt een deel van het volume van de kolom in
en zo kon de geproduceerde hoeveelheid biogas afgelezen worden doordat het waterniveau in de
kolom daalde. Twee biogasstalen (1 mL) voor analyse werden bovenaan aan de kolom genomen met
behulp van een staalnamestuk en vacuümpomp. Voor de start van het experiment werd eerst het
verdunde inoculumslib 24 uur uitgegist in de reactoren zelf om residueel substraat te vergisten.
Daarna werd alles nog eens gemengd vooraleer de reactoren gevoed werden.
Figuur 2.6: Schematische voorstelling van de set-up voor fed-batch vergisting onder mesofiele omstandigheden (34°C). Met links de reactor weergegeven en rechts de kolom voor biogascollectie deels gevuld met een waterstofchloride-oplossing (HCl) met pH lager dan 4,3 en methyloranje als indicator (Rojas, 2010).
Materiaal en methoden Deel II
34
De acht reactoren werden gevoed volgens een fed-batch principe, waarbij er 3 keer per week werd
gevoed, nl. op maandag, woensdag en vrijdag. Op vrijdag werd in tegenstelling tot de andere dagen
voor drie dagen (120 mL bij HRT van 20d) gevoed in plaats van voor twee dagen (80 mL bij HRT 20d).
Na een opstartperiode van 28 dagen waarbij de hydraulische verblijftijd (HRT) geleidelijk verlaagd
werd van 80 dagen naar 40 dagen op dag 5 en vervolgens naar 30 dagen op dag 14, werd het
experiment verdergezet voor 77 dagen aan een hydraulische verblijftijd van 20 dagen. Deze HRT
impliceert dat volgens het fed-batch principe gemiddeld gezien 40 mL per dag ververst werd door de
onderzoeker zelf met nieuw substraat na grondig schudden van de reactor zodat de slibverblijftijd
(SRT) gelijk is aan de HRT.
Het toegevoegde substraat voor vergisting verschilde bij de acht reactoren: R1 (100% A-slib), R2 (85%
A-slib en 15% keukenafval (KA)), R3 (85% geautoclaveerd A-slib en 15% KA), R4 (90% A-slib en 10%
melasse (M)), R5 (90% geautoclaveerd A-slib en 10% M), R6 (15% KA), R7 (10% M) en R8 (100%
geautoclaveerd A-slib). Reactor R6 en R7 kregen een even grote belasting aan resp. keukenafval en
melasse als de reactoren R2 en R3 of R4 en R5, maar ze werden aangelengd met kraantjeswater in
plaats van A-slib. In de helft van de gevallen waar A-slib werd gebruikt (R3, R5, R8) werd het A-slib
eerst geautoclaveerd op 120 °C gedurende 30 minuten om de aanwezige micro-organismen te doden.
De staalname en pH-opvolging zonder correctie gebeurden tijdens het voeden, waarbij lichte
zuurstofintrusie was toegestaan. Wekelijks werd een biomassastaal voor microbiële analyse en een
staal voor chemische analyses uit elke reactor genomen en bewaard bij resp. -20°C in de diepvriezer
tot DNA-extractie gebeurde en bij 4°C in de koelkast. Chemische analyses die werden uitgevoerd op
de effluentstalen waren totalen en vluchtige stof bepaling (TS, VS) en totale ammoniakale
stikstofbepaling (TAN) (zie verder). Daarnaast werden eveneens drie keer per week stalen genomen
voor het analyseren van vluchtige vetzuren (VVZ). Deze stalen werden eveneens bewaard bij -20°C.
Ten slotte werd steeds voor het voeden de hoeveelheid geproduceerde biogas van de verschillende
reactoren afgelezen en werden biogasstalen genomen voor analyse. De bepaling van het
methaanpercentage en biogasvolume gebeurde drie keer per week en werd gerapporteerd bij
standaard temperatuur en druk condities (STP: 101 325 Pa en 273,15 K). Op basis van de hoeveelheid
biogas, het methaanpercentage, de pH, TAN- en VVZ concentraties is het uiteindelijk mogelijk om
een uitspraak te doen over de stabiliteit en performantie van de verschillende reactoren.
Deel II Materiaal en methoden
35
1.4.2. Fed-batch vergisting van keukenafval met A-slib of ijzeradditieven
Experimentele opstelling en operatie
Tien Schott Duran flessen met een reactorinhoud van 800 mL en 1 Schott Duran fles met een
reactorinhoud van 5L deden dienst als anaerobe fed-batch reactoren onder mesofiele
omstandigheden (34°C) tijdens een 96 dagen durend experiment. De opstart en set-up waren
analoog als in het eerder beschreven experiment (sectie 1.4.1). Het geproduceerde biogas van de
reactoren met een initiële biomassaconcentratie van ongeveer 10 g VSS L-1 werd eveneens
opgevangen in een kolom waarna het biogasvolume kon worden afgelezen en twee biogasstalen (1
mL) werden genomen voor analyse. Voor de start van het experiment werd ook eerst het verdunde
inoculumslib 24 uur uitgegist in de reactoren zelf en daarna gemengd en opnieuw verdeeld over de
reactoren voor het voeden startte.
De verschillende reactoren werden gevoed volgens een fed-batch principe, analoog als in het eerder
beschreven experiment. Na een opstartperiode van 26 dagen waarbij de hydraulische verblijftijd
(HRT) geleidelijk verlaagd werd van 80 dagen naar 40 dagen op dag 5 en vervolgens naar 30 dagen op
dag 19, werd het experiment verdergezet voor 96 dagen aan een hydraulische verblijftijd van 20
dagen.
Staalname en -bewaring evenals pH- en biogasopvolging gebeurden analoog en even frequent als in
het eerder beschreven experiment. Uit deze analyses werden eveneens de stabiliteit en
performantie van de reactoren afgeleid.
Voedingsregime 1e fase (D0-D56)
Het initiële toegevoegde substraat voor vergisting tot dag 56 van het experiment (D0-D56) verschilde
bij de elf reactoren: R1, R2 en R3 (85% gefermenteerd A-slib en 15% keukenafval (KA)), R4 (15% KA),
R5, R6 en R7 (15% KA), R8, R9 en R10 (15% KA) en R11 (100% A-slib), waarbij R1, R2 en R3 een even
grote belasting aan keukenafval kregen als R4-R10, maar ze werden aangelengd met reeds vergist A-
slib uit R11 in plaats van kraantjeswater.
Voedingsregime 2e fase: toevoegen reeds vergist A-slib of FeCl2 samen met keukenafval aan de
gefaalde reactoren (D56-D68)
Bij het zichtbaar dalen van de performantie (50% reductie in methaanproductie) van de reactoren die
enkel keukenafval toegediend kregen (R4-R10) op dag 56, werd het voedingsregime aangepast. Na
grondig mengen van de reactorinhoud van de verschillende gefaalde reactoren (R4-R10), werd de
reactorinhoud opnieuw verdeeld over de verschillende reactoren. R4 werd ongemoeid gelaten en als
Materiaal en methoden Deel II
36
referentie gebruikt en kreeg nog steeds enkel keukenafval als voeding. De andere zes reactoren
kregen ofwel dezelfde hoeveelheid KA samen met reeds vergist A-slib uit R11 ofwel eveneens KA en
een ijzerchloride-oplossing (FeCl2) met ongeveer hetzelfde ijzergehalte als aanwezig in het reeds
geanalyseerde A-slib (1,35 g Fe L-1). Samengevat werd volgend voedingsregime toegepast in
percentages: R1, R2 en R3 (85% gefermenteerd A-slib en 15% keukenafval (KA)), R4 (15% KA), R5,6
en 7 (85% gefermenteerd A-slib en 15% KA), R8,9 en 10 (85% FeCl2-oplossing en 15% KA) en R11 (100%
A-slib). Waarbij R1-R10 een even grote belasting aan keukenafval kregen en R4 de referentie was.
Voedingsregime 3e fase: enkel toevoegen reeds vergist A-slib of FeSO4 aan de gefaalde reactoren
(D68-D77)
Vanwege de verdere destabilisatie en verzuring van R8, R9 en R10 die in de 2e fase van het
experiment keukenafval en FeCl2-oplossing kregen, werd in de plaats enkel een FeSO4-oplossing met
eenzelfde ijzergehalte gebruikt in de 3e fase van het experiment vanaf dag 68. De reactoren R5, R6 en
R7 kregen ook enkel nog reeds vergist A-slib en geen keukenafval omdat remediatie niet snel genoeg
verliep. Additie van FeSO4 zou mogelijk toestaan dat de sulfaatreducerende bacteriën de
geaccumuleerde vluchtige vetzuren wegwerken.
Voedingsregime 4e fase: puls van A-slib voor de gefaalde reactoren (D77-D82)
Aangezien het toedienen van ijzer onder de vorm van een FeSO4-oplossing niet het gewenste effect
teweegbracht, werd geopteerd voor een ultieme remediatiepoging van drie van de vier falende
reactoren (R4, R8, R9 en R10). De inhoud van de verschillende reactoren werd eerst goed gemengd
en verdeeld. R4 kreeg nog steeds enkel KA. De andere reactoren (R8, R9, R10) kregen een eenmalig
puls van reeds vergist A-slib uit R11 van resp. 25, 50 en 75% van hun totale reactorinhoud op dag 77.
Voedingsregime 5e fase: opnieuw enkel keukenafval voor de geremedieerde reactoren (D82-D96)
Na al dan niet succesvolle remediatie, kregen R4 (referentie), R5, R6, R7, R8, R9 en R10 opnieuw
keukenafval als substraat (15% KA) aangelengd met leidingwater net als bij de start.
Tabel 2.1: Voedingsregimes doorheen het experiment voor de verschillende reactoren, met keukenafval (KA), A-slib (A), reeds vergist A-slib (Av) en de twee ijzeroplossingen.
Tijdstip Fase RI RII RIII RIV RV
Dag 0 tot 56 1e fase 15% KA + 85% Av 15% KA 15% KA 15% KA A
D56-D68 2e fase 15% KA + 85% Av 15% KA + 85% Av 15% KA + FeCl2 (ref.) A
D68-D77 3e fase 15% KA + 85% Av 100% Av 15% KA + FeSO4 (ref.) A
D77-D82 4e fase 15% KA + 85% Av 100% Av Eenmalige puls Av (ref.) A
D82-D96 5e fase 15% KA + 85% Av 15% KA 15% KA (ref.) A
Deel II Materiaal en methoden
37
2. Algemene analytische methoden
2.1. (Elektro)chemische en fysische parameters
2.1.1. pH
De pH-waarden werden bepaald met een SP10B pH-elektrode (Consort C532 multimeter analyser,
Consort, Turnhout, België). Kalibratie gebeurde geregeld aan de hand van standaardoplossingen met
pH-waarden 4 en 7.
2.1.2. Elektrische grootheden: stroom (I), potentiaalverschil (ΔV)
De elektrofiltratiemodules werden ofwel verbonden met een potentiostaat waarmee elke 30
seconden een meting werd uitgevoerd ofwel met een stroombron en datalogger. Met deze
datalogger (LXI Data acquisition/Switch unit type 34972A, Agilent, VS), was het mogelijk de
elektrische grootheden semi-continu te monitoren om de 5 minuten tijdens een experiment.
Onmiddellijke controle van deze elektrische grootheden gebeurde aan de hand van een digitale
multimeter (Ohmeron MT 830L digital multimeter).
2.1.3. TS, VS, TSS en VSS
De bepaling van de totale hoeveelheid vaste stof (TS) en vluchtige vaste stof (VS) gebeurde door een
gekende hoeveelheid van het staal (Ws) over te brengen in een vooraf gedroogd kroesje met een
gekend gewicht (Wd). Het staal werd vervolgens gedurende 24 uur gedroogd in een oven bij 105°C,
waarna het kroesje opnieuw gewogen werd (W1) voor TS-bepaling (eq. 2.2). Het staal werd nadien 2
uur in de moffeloven (Nabertherm B150; 600°C) geplaatst, waarna op basis van het gewicht van de
overblijvende asrest (W2) de VS-bepaling volgde (eq. 2.3).
(2.2)
(2.3)
Voor stalen met een hoge concentratie aan gesuspendeerd materiaal diende een TSS/VSS-bepaling
te gebeuren. De bepaling van de hoeveelheid gesuspendeerde vaste (TSS) en vluchtige stof (VSS),
was volledig analoog als de beschreven methode voor TS en VS. Echter het staal (Ws) werd eerst
twee maal gecentrifugeerd gedurende 10 minuten op 10000 tpm (Thermo Scientific Sorvall RC 6+
Superspeed Centrifuge) om de gesuspendeerde fractie af te scheiden van het supernatans. De
waterige fase werd afgegoten en de vaste componenten werden opnieuw opgelost in MilliQ water
en overgebracht in een gedroogd en getarreerd kroesje (Greenberg et al., 1992).
Materiaal en methoden Deel II
38
2.1.4. Chemische zuurstofvraag (COD)
De totale chemische zuurstofvraag (CODtot) is een maat voor de hoeveelheid van het organisch
materiaal, aanwezig in een medium, dat chemisch geoxideerd kan worden. De COD-bepaling
gebeurde enerzijds gebruikmakend van COD-testkits (Nanocolor, Machery-Nagel) en anderzijds met
de klassieke oxidatiemethode met kaliumdichromaat.
De kits waren beschikbaar in 3 concentratieranges (15-160 mg O2 L-1, 100-1500 mg O2 L
-1 en 1000-
15000 mg O2 L-1) die afhankelijk van de verwachte hoeveelheid COD werden gekozen. Na toevoeging
van 2 mL staal (0,2 mL voor de hoogste range) werd het reagentiaflesje geschud en 2 uur in een
verwarmingsblok (Nanocolor Vario 4) op 148°C geplaatst. Na afkoeling werd de absorptie op 610 nm
(420 nm voor de laagste range) gemeten met een fotometer (Nanocolor 500D) uitgerust met een
wolfraamlamp. Voor de bepaling van de opgeloste chemische zuurstofvraag (CODsol) werd dezelfde
procedure doorlopen na centifugatie gedurende 10 minuten op 10000 tpm (Heraeus Labofuge 400)
en filtratie door een 0,45 μm filter (Millex, Millipore).
De klassieke oxidatiemethode, gebruikmakende van kaliumdichromaat, werd gebruikt voor de
bevestiging van de resultaten bekomen met de eerder beschreven COD-testkits als er sterke
verdunning van het staal vereist was. Deze sterke verdunning was essentieel voor de COD-bepaling
van het keukenafval (factor 400) en het geconcentreerde A-slib (factor 50-100). Bij 20mL staal of
aangepaste verdunning, werd achtereenvolgens 10 mL kaliumdichromaat (0,25 N K2Cr2O7), 30 mL
zwavelzuur-zilversulfaat-oplossing (katalysator) en 0,4 g kwiksulfaat (HgSO4, chloride interferenties
vermijden) toegevoegd in de COD-destructie buis. Na 2 uur destructie bij 153 °C, werd de oplossing
getitreerd met een ijzer-ammonium-sulfaat oplossing (0,25 N Fe(NH4)2(SO4)2) met ferroïne als
indicator(Greenberg et al., 1992).
2.1.5. Stikstofbepalingen (TAN, TKN)
De hoeveelheid totale ammoniakale stikstof (TAN) van slibstalen, digestaat uit de vergisters en de
verschillende afvalstromen (> 2 mg TAN L-1) werd bepaald door middel van stoomdistillatie en
vervolgens een titratie zoals beschreven door Greenberg et al. (1992). Hiervoor werd 0,4 gram
magnesiumoxide (MgO) bij 2 mL staal gevoegd voor volledige omzetting van het ammonium-ion
(NH4+) naar ammoniak (NH3) gebruikmakend van een stoomdistillatietoestel (Vapodest 30, Gerhardt,
Duitsland) waarna het gecondenseerd werd in een boorzuuroplossing met een initiële pH van 5,3.
Terugtitratie van de boorzuuroplossing naar de initiële pH met een waterstofchloride-oplossing (0,02
M HCl) volstond voor de totale ammoniakale stikstofbepaling.
Deel II Materiaal en methoden
39
De totale Kjeldahl-stikstof (TKN) omvat zowel de organisch gebonden stikstof als de TAN. De stalen
werden eerst gedestrueerd bij 400 °C na toevoeging van geconcentreerd zwavelzuur (98% H2SO4) en
een Kjeldahl-tablet met kopersulfaat (CuSO4.5H2O, katalysator) en kaliumsulfaat (K2SO4,
kookpuntsverhoging). Zo werd al het organisch gebonden stikstof omgezet naar ammonium (NH4+)
dat vervolgens, na toevoeging van natriumhydroxide (NaOH), omgezet werd naar ammoniak (NH3).
De volgende stappen waren analoog als voor de totale ammoniakale stikstofbepaling.
2.1.6. Vluchtige vetzuren (VVZ)
De vluchtige vetzuren (VVZ, uitgedrukt in mg COD L-1), i.e. azijnzuur (CH3COOH), propionzuur
(C3H6O2), (iso)boterzuur (C4H8O2), (iso)valeriaanzuur (C5H10O2), (iso)capronzuur (C6H12O2) en
heptaanzuur (C7H14O2) werden geëxtraheerd gebruikmakend van diëthylether en volgens de
standaardmethode van Greenberg et al. (1992) geanalyseerd. Aan 2 mL staal werd achtereenvolgens
0,5 mL zwavelzuur (H2SO4); 0,4 g natriumchloride (NaCl); 0,4 mL interne standaard (1,5 mL 2-methyl
capronzuur in 200 mL 0,05 M natriumhydroxide, NaOH) en 2 mL diethylether (C4H10O) toegevoegd.
Na 2 minuten menging m.b.v. een proefbuisrotator en 3 minuten centrifugatie op 3000 tpm (Heraeus
Labofuge 400 Function Line) werd de etherfase overgeheveld naar een glasvial voor analyse.
De analyse werd uitgevoerd met een gaschromatograaf (GC-2014, Shimadzu, ’s-Hertogenbosch,
Nederland) uitgerust met een vlamionisatiedetector (FID) en een splitinjector. 1 μL staal werd
geïnjecteerd in de GC en de temperatuur steeg van 110°C tot 160°C met een snelheid van 6°C min-1.
De GC was uitgerust met een capillaire vetzuurvrije kolom (Dimensies: 25 m x 0,53 mm; filmdikte 1,2
mM; EC-1000 Econo-Cap kolom; Alltech, Laarne België). Stikstof werd gebruikt als draaggas. De
temperatuur van de injector en detector bedroeg respectievelijk 200°C en 220°C. De laagste
detectielimiet voor VVZ bedroeg 2 mg L-1.
2.1.7. Fosfor- en IJzergehalte
Het totale ijzergehalte (Fe) van de verschillende afvalstromen evenals het inoculumslib werden
geanalyseerd met behulp van een ICP-OES (Varian Vista MPX radiaal, Munich, Duitsland) nadat de
stalen gedestrueerd waren met geconcentreerd salpeterzuur (HNO3) in een gesloten
microgolfdestructie (CEM Mars 5 Microwave Accelerated Reaction System, International Equipment
Trading Ltd, Vernon Hills, IL, USA).
De stalen voor fosforanalyse (P) werden op dezelfde wijze gedestrueerd als voor de bepaling van het
ijzergehalte, waarna het fosforgehalte colorimetrisch bepaald werd.
Materiaal en methoden Deel II
40
2.1.8. Partikelgrootteverdeling
Voor de bepaling van de partikelgrootteverdeling werd gebruik gemaakt van de Mastersizer (Malvern
Mastersizer S, Verenigd Koninkrijk), een toestel dat de grootte en distributie van de deeltjes in een
oplossing meet op basis van laserdiffractie veroorzaakt door die deeltjes. De meetbare grootte ligt
tussen 50 nm en 1000 µm en de deeltjes werden verondersteld sferisch van vorm te zijn.
2.1.9. SVI
Sludge volume index (SVI) werd bepaald door bezinking van 1 L slib in een Imhoff kegel voor 30
minuten. De ratio van het volume van het bezonken slib (mL L-1) over die tijdspanne en het TSS-
gehalte (g L-1) van het slib, bepaalde de SVI (mL g-1).
2.2. Biogasbepalingen
De volumetrische biogasproductie werd gemeten door collectie van het biogas in een kolom gevuld
met een HCl-oplossing (pH < 4,3) en methyl oranje indicator zoals eerder al beschreven.
De biogassamenstelling werd bepaald met behulp van een gaschromatograaf (Compact GC, Global
analyser solutions, Interscience, Louvain-la-Neuve, België) om de methaanconcentratie te
achterhalen. Een biogasstaal van 1 mL werd geïnjecteerd in het toestel, voorzien van 2 kanalen, elk
met een thermal conductivity detector (TCD detector) voor detectie van de CH4-, CO2- en H2-
concentraties. Het eerste kanaal, met prekolom en kolom (respectievelijk Molsieve SA en Porabond
Q) dient voor waterstofgasmetingen. Het tweede kanaal is opgesplitst in twee kanalen die na elkaar
worden gemeten. Ieder kanaal bestaat eveneens uit een prekolom en een kolom (respectievelijk
Molsieve SA en Porabond Q voor het eerste kanaal en tweemaal R1-Q S-bond voor het tweede
kanaal). De detectielimiet voor elke gascomponent bedroeg 1 ppmv.
2.3. Moleculaire microbiële technieken
DGGE (Denaturating gradient gel electrophoresis)
Totaal DNA werd geëxtraheerd uit de slibstalen en vervolgens gezuiverd met behulp van de
FastDNA® SPIN Kit for Soil (MP Biomedicals, Solon, OH, USA) volgens de instructies van de producent.
De DNA concentratie in de extracten werd bepaald gebruik makend van een Nanodrop ND-1000
Spectrofotometer (Isogen Life Science, IJsselstein, Nederland). Een DGGE op de totale bacteriële
gemeenschap werd uitgevoerd volgens het PCR protocol van Boon et al. (2000); Boon et al. (2002),
gebruik makende van de totale bacteriële primers P338f-GC en P518r (Muyzer et al., 1993). De PCR
werd gelopen met een 2720 thermal cycler (Applied Biosystems). De aanwezigheid en de grootte van
Deel II Materiaal en methoden
41
het PCR-product werd eerst nagegaan op een 1% agarosegel. Vervolgens werd een INGENY
phorU2X2 DGGE-system (Goes, Nederland) gebruikt om een 8% (w/v) polyacrylamide DGGE gel te
lopen, met een denaturerende gradiënt variërend van 45% tot 60% (Boon et al., 2002). De bekomen
DGGE gel werd verwerkt met behulp van de Bionumerics software 5.1 (Applied Maths, Kortrijk,
Belgium) om de structuurparameters van de microbiële gemeenschap te bepalen uit de Microbial
Resource Management (MRM) (Marzorati et al., 2008; Read et al., 2011).
3. Berekeningen en statistische analyses
3.1. Gasvolume en methaanopbrengst
3.1.1. Gasvolume
Alle gasvolumes bekomen bij 34°C werden, gebruikmakend van de ideale gaswet (eq. 2.4, 2.5),
omgerekend naar standaardomstandigheden (273,15 K; 1 atm).
(2.4)
(2.5)
Met p(Pa): de druk, V(m³): het gasvolume, n(mol): de hoeveelheid gas, R(8,31 J K-1 mol-1): de
gasconstante en T(K): de temperatuur.
3.1.2. Methaanopbrengst
Vanwege de limitaties op gebied van degradeerbaarheid van het substraat gebruikt in anaerobe
vergisting, is het bepalen van de methaanopbrengst niet eenvoudigweg af te leiden uit een
stoichiometrisch benadering van de omzetting van het substraat tot biogas (eq. 2.6) (Rabaey et al.,
2012).
(
) (
) (
) (2.6)
Stochiometrische formules zoals de formule van (Buswell en Mueller, 1952) (eq. 2.5) volstaan dus
niet voor de voorspelling van de maximale hoeveelheid methaan die kan gewonnen worden uit een
bepaalde hoeveelheid substraat (Labatut et al., 2011). Daardoor zal de theoretische biogasproductie
berekend worden, gebaseerd op een vuistregel in verband met de toegepaste organische belasting
(organische volumetrische belasting, OVB, g COD L-1 d-1). Elke gram COD die geconsumeerd wordt,
kan gelijk gesteld worden met ongeveer 0,5 L biogas (70% CH4 , volumepercentage) (Rabaey et al.,
2012).
Materiaal en methoden Deel II
42
3.2. Stikstofbepalingen (TAN, TKN)
Na stoomdistillatie werden de stalen teruggetitreerd tot de initiële zuurtegraad van de boorzuur-
indicator-oplossing (pH 5,3) met een waterstofchloride-oplossing (0,02 M HCl). Vertrekkend van het
toegevoegde volume HCl-oplossing bij analyse van het staal (V1) en bij analyse van het blancostaal
(Vb), het moleculaire gewicht van stikstof (14 g mol-1), evenals de concentratie van de titer (T: 0,02 M)
en het volume staal (Vs), kon de TAN- of TKN-concentratie bepaald worden (eq. 2.7).
- - ( - ) -
(2.7)
3.3. Totale vluchtige vetzuur concentraties
Totale vluchtige vetzuur concentraties worden weergegeven als concentratie COD (mg COD L-1). De
concentratie van ieder vetzuur species (mg VVZ L-1) werd vermenigvuldigd met het
overeenstemmend COD-gehalte (mg COD mg-1 VVZ). Deze waarden werden vervolgens opgeteld om
een totaal vluchtige vetzuur gehalte te bekomen.
3.4. Energie-input
Uitgaande van de gemeten stroom (I) en het potentiaalverschil (ΔV) werd het vermogen (P) bepaald.
Deze grootheid werd dan vermenigvuldigd met de tijd om de energie-input te bekomen, uitgedrukt
in kWh.
3.5. Dataverwerking
Wanneer gemiddelde waardes genomen werden, werd de bijhorende standaarddeviatie σ bepaald,
met het steekproefgemiddelde en n de grootte van de steekproef (eq. 2.8).
√∑
(2.8)
Deel III - Resultaten
Deel III - Resultaten
Deel III Resultaten
43
1. Operatie A-stage als SBR aan een hoog TS-gehalte
De mogelijkheid om een A-stage, de 1e stap in het Adsorptie/Bio-oxidatie (A/B) proces, aan een
hogere totale vaste stof gehalte, of kortweg TS-gehalte, te lopen dan in een klassieke waterzuivering
(4 g TS L-1), werd onderzocht. Dit gebeurde a.d.h.v. een compleet gemengde reactor (CSTR) die
gebruikt werd als sequence batch reactor (SBR) met als inkomende stroom brouwerij afvalwater.
1.1. Karakterisatie initiële A-slib en brouwerij afvalwater
Het A-slib (met een initieel TSS-gehalte van 2,37 ± 0,64 g L-1), werd ingedikt door middel van
bezinking vooraleer de ingedikte, geconcentreerde stroom gekarakteriseerd werd. Het was dan ook
het geconcentreerde A-slib (5 L) dat gebruikt werd gedurende de test. Daarnaast werd het influent
(5L cyclus-1) van de A-stage, het brouwerij afvalwater, eveneens gekarakteriseerd (Tabel 3.1).
Tabel 3.1: Karakterisatie van het gebruikte A-slib en brouwerij afvalwater (gemiddelde waarde ± standaardafwijking).
Parameter A-slib Brouwerij afvalwater
CODtot (g L-1) 47,36 ± 9,82 5,15 ± 0,02
CODsol (g L-1) - 4,56 ± 0,03
Totale stof, TS (g L-1) 30,34 ± 3,10 4,60 ± 0,11
Vluchtige stof, VS (g L-1) 22,01 ± 2,44 -
Totaal gesuspendeerde stof, TSS (g L-1) 30,36 ± 3,44 -
Vluchtige gesuspendeerde stof, VSS (g L-1) 22,28 ± 2,44 -
Ammonium-stikstof, TAN (mg L-1) 436 ± 14 -
Kjeldahl-stikstof, TKN (mg L-1) 1895 ± 171 -
IJzergehalte, Fe (mg L-1) 1467 -
Totale fosfor, PTOTAL (mg L-1) 806 -
COD:N ratio 25 -
COD:P ratio 59 -
TS:VS ratio 1,38 ± 0,01 -
COD:VS ratio 2,19 ± 0,44 -
Bij de analyse van het brouwerij afvalwater viel de te verwachten hoge COD-inhoud en het hoog TS-
gehalte meteen op in vergelijking met huishoudelijk afvalwater. Dit zorgde ervoor dat, mits rekening
houdend met gedeeltelijke mineralisatie van het slib, adsorptie van het organisch materiaal in de A-
stage een sterke toename in het TS-gehalte in de reactor kan veroorzaken.
Resultaten Deel III
44
1.2. Performantie van de A-stage
1.2.1. Algemeen
De A-stage (10 L) werd gelopen als een sequence batch reactor (SBR). De initiële totale hoeveelheid
vaste stof (TS) in de reactor bedroeg 17,47 g L-1 na toevoegen van het A-slib afkomstig uit de
afvalwaterzuivering Nieuwveer in Breda (5 L; 30,34 g TS L-1) en brouwerij afval (5L; 4,60 g TS L-1). Na
10 minuten grondige aeratie en menging waarbij reactie en adsorptie kon plaatsvinden, werd
overgegaan tot bezinking van de slibbiomassa of centrifugatie.
Na bezinking in het reactorvat zelf voor een periode van 4 uur bleek enerzijds de supernatans
kwaliteit nog steeds ondermaats en werd anderzijds flotatie van het slib waargenomen. Daarom
werd besloten over te gaan op een kortere bezinkingsperiode (10 minuten), gevolgd door
centrifugatie (10 000 tpm). Ook hier kon visueel waargenomen worden dat meer slibbiomassa
verloren ging door uitspoeling met het effluent van de centrifuge dan de hoeveelheid die
geadsorbeerd werd in de A-stage uit het inkomende brouwerij afvalwater en afgecentrifugeerd werd.
Beide testen werden, gezien de tegenvallende resultaten, vervroegd stopgezet na resp. 3 en 2 cycli,
zonder dat het slib tussendoor gespuid werd.
1.2.2. TS-gehalte in de reactor en effluentkarakteristieken
Analyses van de TS-gehaltes van het slib dat zou gespuid kunnen worden, tussen de verschillende
cycli (spuien werd niet gedaan), brachten dezelfde conclusie aan het licht als visueel werd
waargenomen. Zo nam de totale hoeveelheid vaste stof in de reactor sterk af bij de combinatie van
bezinking en centrifugatie, en was het TS-gehalte in het effluent hoger dan in het influent (Figuur 3.1).
Indien enkel bezinking werd toegepast, was het TS-gehalte van het effluent lager dan bij centrifugatie,
maar nog steeds ongeveer gelijk aan de hoeveelheid TS in het influent. Voorts was er behoud tot een
lichte stijging in de biomassahoeveelheid, al vertaalde dat zich niet in een betere effluentkwaliteit.
Vanwege de hoge TS-gehaltes in het effluent werden geen verdere analyses voor ammonium- en
COD-verwijdering meer uitgevoerd.
1.3. Conclusie
Algemeen kon gesteld worden dat het actieve slib in de reactor niet bezonk (flotatie). Daarnaast
bood het gebruik van de desbetreffende centrifuge geen soelaas om scheiding te verkrijgen tussen
de waterige fase en de slibfractie bij operatie aan hoge TS-gehaltes in de reactor (17,47 g L-1). Het
initiële doel om slib te spuien met een TS-gehalte van 30 g L-1 werd niet bereikt. Andere
concentratiestappen werden dan ook overwogen.
Deel III Resultaten
45
Figuur 3.1: Totale vaste stof (TS) verloop in de reactor, van het effluent en van het te spuien slib uit de A-stage, gelopen als sequence batch reactor (SBR) doorheen de verschillende cycli. Het initiële TS-gehalte in de reactor bedraagt 17,47 g L
-1 na toevoegen van 5L slib (30,34 g TS L
-1) en 5L brouwerij afvalwater (4,60 g TS L
-1). Zowel
retentie van het actief slib d.m.v. bezinking (sed.) en centrifugatie (centr.) werden uitgetest. Het initiële TS-gehalte van het A-slib, evenals het TS-gehalte van het influent en effluent zijn weergegeven.
2. Concentratiestap: elektrofiltratie
Om een geconcentreerde stroom van A-slib te bekomen voor verder vergisting werd filtratie
toegepast gebruikmakend van een roestvrijstalen geweven filtergaas (50 µm mesh grootte). Om de
onmiddellijke membraanvervuiling tegen te gaan, werd daarenboven een elektrisch veld opgelegd.
Steunend op de elektroforetische mobiliteit van het slib zou dat gedeeltelijk de fluxdaling moeten
tegenhouden. Het slib werd verondersteld negatief geladen te zijn.
2.1. Karakterisatie van het A-slib
Voor deze testen werd gebruik gemaakt van hetzelfde A-slib als eerder beschreven (Tabel 3.1). Het
slib werd aangelengd met leidingwater tot de helft of een derde van de originele TS-concentratie.
2.2. Referentiesituatie: vergelijking van twee identieke EF-modules
Een eerste filtratie test gebeurde ter vergelijking van beide elektrofiltratiemodules (A,B). Dit
gebeurde aan vrij hoge pompsnelheden voor recirculatie langsheen het membraan en bijhorende
Resultaten Deel III
46
schoonwaterflux van 395 L (m² u)-1, wat de vaste pompsnelheid begrootte van de ontrekkingspomp.
Zo konden problemen zoals drukverlies, recirculatiemoeilijkheden en verstoppingen op een relatief
korte tijdspanne waargenomen en opgelost worden. De eerste geslaagde test leverde een
vergelijkbare flux op voor beide systemen (de eerste twee meetwaarden buiten beschouwing
gelaten) die zich stabiliseerde rond 4 L (m² u)-1, en een vergelijkbaar verloop van het verzamelde
filtraat (Figuur 3.2, Figuur A.33). Daarentegen werd wel een verschillende aangelegde onderdruk
waargenomen voor beide modules (-0,50 vs. -0,70 bar voor resp. A en B; Figuur A.34) wat op grotere
vervuiling wees bij B aangezien het filtraat aan een constante pompsnelheid werd onttrokken.
Figuur 3.2: Fluxverloop bij filtratie van geconcentreerd A-slib (11,17 ± 1,00 g TS L-1
) voor de 2 modules A en B (1
e datapunt niet op grafiek weergegeven; resp. 320 en 388 L (m² u)
-1 voor A en B).
Deze vergelijking werd eveneens gemaakt voor lagere onttrekkingsdebieten. Pompsnelheden met
corresponderende schoonwaterfluxen van 20-50 L (m² u)-1 werden uitgetest, evenals continue of
periodieke onttrekking. Waarna de beide modules onder dezelfde omstandigheden werden gelopen.
Echter problemen met drukverlies, herhaaldelijke verstopping van de modules of de pompconnecties
zorgden ervoor dat meerdere testen, hoewel beide modules initieel een gelijk gedrag vertoonden,
moesten onderbroken worden en stopgezet. De technische moeilijkheden van het lopen van de
filtratiemodules, evenals de inherente variabiliteit vanwege de membraanvervuiling, zorgde ervoor
dat beide modules bij lage, werkende onttrekkingsdebieten niet konden vergeleken worden. Deze
lage debieten waren vereist om langer een constant fluxverloop te kennen.
Deel III Resultaten
47
2.3. Elektrisch veld: vergelijking tussen performantie bij aan- of afwezigheid
2.3.1. Afwisselend E-veld
Om het probleem van de verschillende performantie van de twee modules en de onstabiele
procesomstandigheden door verstopping of drukverlies bij lage onttrekkingsdebieten tegemoet te
komen, werd gebruik gemaakt van slechts 1 EF-module. Binnen een experiment van meer dan 20 uur
werd afwisselend voor 15 minuten een elektrisch veld aangelegd en werd de stroom uitgeschakeld in
de andere periode (15’). Gegevens over het opgelegde potentiaalverschil, verloop van anode en
kathodepotentiaal evenals de stroomsterkte zijn te vinden in bijlage (Addenda: Figuur A.35). Het
opgelegde elektrisch veld bedroeg gemiddeld 17,76 ± 1,62 V cm-1, de stroomsterkte 581 ± 86 mA, de
anode- en kathodepotentiaal resp. 1,60 ± 0,15 V en -6,64 ± 0,64 V. Daarnaast werd periodiek
gedurende 5’ van de 15’ telkens het filtraat onttrokken (corresponderende schoonwaterflux van 13,2
L (m² u)-1 met constant aangelegde pompsnelheid). Het slib werd bovendien verder verdund (3,01 ±
0,18 g TS L-1) om problemen met verstopping in de leidingen en module te vermijden.
Het fluxverloop, evenals het cumulatieve bekomen filtraat wordt hieronder weergegeven (Figuur 3.3,
Figuur 3.4). Opvallend was de stelselmatig hogere flux bij aanwezigheid van het elektrisch veld,
buiten de eerste 4 uur gerekend (opstart). Het verschil, hoewel het aanwezig was, was echter klein
(mogelijk te klein E-veld ) en kon dus ook te wijten zijn aan de inherente variabiliteit van het proces.
Figuur 3.3: Fluxverloop bij (elektro)filtratie van A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1
) bij de afwisselende aan- of afwezigheid van een elektrisch veld (E-veld vs. Ref.).
Resultaten Deel III
48
Figuur 3.4: Cumulatieve filtraat bij (elektro)filtratie van A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1
) bij de afwisselende aan- of afwezigheid van een elektrisch veld (trapfunctie vanwege discontinue onttrekking filtraat).
Voor deze test werd het effluent in het begin, alsook op het einde van de test geanalyseerd. De
waarden voor TS bedroegen resp. 0,905 ± 0,007 en 0,805 ± 0,035 g TS L-1, wat een indicatie was voor
een betere effluentkwaliteit naar het einde van de test. De verkregen geconcentreerde stroom A-slib
op het einde van de test bevatte 6,755 ± 0,205 g TS L-1 aan vaste deeltjes (initieel: 3,01 ± 0,18 g TS L-1).
Een elektrofiltratietest, met ruwweg driemaal meer geconcentreerd A-slib (11,17 ± 1,00 g TS L-1),
werd onder analoge omstandigheden uitgevoerd. Gegevens over het opgelegde potentiaalverschil,
verloop van anode en kathodepotentiaal evenals de stroomsterkte zijn te vinden in bijlage (Addenda:
Figuur A.36). Het opgelegde elektrisch veld bedroeg gemiddeld 18,88 ± 1,07 V cm-1, de stroomsterkte
1256 ± 225 mA, de anode- en kathodepotentiaal 1,89 ± 0,09 V en -6,35 ± 0,83 V respectievelijk. Het
onvoorziene doorbranden van de weerstand in het begin van de test had hoge waarden voor de
stroomsterkte tot gevolg.
Vanwege de hogere initiële concentratie van het A-slib verstopten de pompconnecties van de
recirculatiepomp tweemaal gedurende de test, nl. na 3 u voor een periode van twee uur en na 16 u
voor een periode van een uur, wat zichtbaar was in het cumulatieve filtraat en de waargenomen flux.
Niettegenstaande deze voorvallen, was heel duidelijk te zien dat bij afwezigheid van het elektrisch
veld de flux nog niet half zo groot was als bij aanwezigheid van het E-veld (Figuur 3.5, Figuur 3.6).
Hier had het elektrisch veld dus een beduidend betere werking.
Deel III Resultaten
49
Figuur 3.5: Fluxverloop bij (elektro)filtratie van geconcentreerd A-slib (11,17 ± 1,00 g TS L-1
) bij de afwisselende aan- of afwezigheid van een elektrisch veld (E-veld: 18,88 ± 1,07 V cm
-1 vs. Ref.).
Figuur 3.6: Cumulatieve filtraat bij (elektro)filtratie van geconcentreerd A-slib (11,17 ± 1,00 g TS L-1
) bij de afwisselende aan- of afwezigheid van een elektrisch veld (E-veld: 18,88 ± 1,07 V cm
-1).
Resultaten Deel III
50
2.3.2. E-veld t.o.v. de referentiesituatie
Hetzelfde A-slib uit de 1e test met een afwisselend E-veld werd gebruikt om continu een elektrisch
veld op te leggen en zo de daling in de flux (te zien bij het afwisselend E-veld (Figuur 3.3)) te
vermijden. De condities van de test waren volkomen analoog aan die van de vorige testen met
wisselend elektrisch veld, enkel nu was de stroomtoevoer constant. Gegevens over het opgelegde
potentiaalverschil, verloop van anode en kathodepotentiaal evenals de stroomsterkte zijn te vinden
in bijlage (Addenda: Figuur A.37). Het opgelegde elektrisch veld tijdens experiment E1 bedroeg
gemiddeld 17,12 ± 0,34 V cm-1, de stroomsterkte 1097 ± 123 mA, de anode- en kathodepotentiaal
1,68 ± 0,02 V en -5,67 ± 0,25 V respectievelijk.
Een zichtbaar constante flux (8,64 ± 0,69 L (m² u)-1) kon worden onderhouden doorheen het 20 uur
durende experiment (Figuur 3.7). De figuur waarin het cumulatieve filtraat wordt weergegeven, is te
vinden in bijlage (Figuur A.40). Tijdens de test werd gasvorming (Cl2), evenals schuimvorming
waargenomen en bezonk het te filteren slib (weliswaar in een 5L fles) ondanks menging vrij sterk.
Figuur 3.7: Fluxverloop bij elektrofiltratie van geconcentreerd A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1
) bij constante aanwezigheid van een elektrisch veld (Experiment E1: 17,12 ± 0,34 V cm
-1).
Hetzelfde slib werd gebruikt om een analoge test uit te voeren, ditmaal bij de afwezigheid van een
elektrisch veld (Experiment Ref. 1) als referentiesituatie. Vanwege de grote wijzigingen in het slib,
ten gevolge van het eerder aangelegde E-veld, waren de resultaten echter tegengesteld met wat
verwacht werd. Het slib had de neiging om te bezinken in het influentvat en de filtratie resulteerde in
Deel III Resultaten
51
een hoge flux, gelijk aan de schoonwaterflux (13,2 L (m² u)-1) (Addenda: Figuur A.41, Figuur A.42). Uit
deze test konden dus geen conclusies getrokken worden.
De moeilijke reproduceerbaarheid had voornamelijk te maken met operationele problemen door de
slibfiltratie. Zo zorgden problemen in de opstart (verstopping pomptubing) bij experiment E2 (filtratie
met een continu E-veld van 17,28 ± 0,12 V cm-1) ervoor dat uit deze resultaten geen eenduidige
conclusies volgden (Addenda: Figuur A.38, Figuur A.43 en Figuur A.44). Een stijging in de flux werd
weliswaar zelfs na 20 uur van operatie waargenomen, wat wees op de mogelijkheden van
elektrofiltratie. Voor dit experiment werd wel nog hetzelfde A-slib gebruikt als in de vorige
experimenten (E1 en Ref.1).
Verschillende analoge testen, ook met een hoger initieel TS-gehalte van het A-slib (11,17 ± 1,00 g TS
L-1) werden uitgevoerd. Experimenten Ref.2 en E3 (met resp. af- en aanwezigheid van een E-veld)
met telkens vers slib brachten geen eenduidig patroon naar voor met betrekking tot het fluxverloop
voor de configuratie met of zonder E-veld. Hierbij werd telkens eerst de referentiesituatie gelopen
om erna met een nieuwe filter hetzelfde slib te filtreren onder invloed van een E-veld. De resultaten
zijn weergegeven in bijlage (Figuur A.39, Figuur A.45-46). Het elektrische veld (bij exp. E3) dat
opgelegd werd, was gemiddeld 17,47 ± 0,64 V cm-1, terwijl de initiële slibconcentratie 11,17 ± 1,00 g
TS L-1 bedroeg. Vanwege procesmankementen door een te hoog TS-gehalte, waardoor rondpompen
van het slib nu en dan stopte, was interpretatie van de data moeilijk. Hierdoor was ook geen data
beschikbaar i.v.m. de flux voor experiment E3. Tijdens het experiment E3, met elektrisch veld, werd
het slib wel geconcentreerd tot 26,89 ± 0,88 g TS L-1.
Het effluent TS-gehalte voor de verschillende experimenten, nl. E1, Ref.1, E2 & Ref.2 en E3 bedroeg
resp. 0,53 ± 0,02; 0,675 ± 0,01; 0,38 ± 0,28 & 1,66 ± 0,23 en 1,07 ± 0,57 g TS L-1 (Het influent was
resp. 3,01 ± 0,18 & 11,17 ± 1,00 g TS L-1). Zo valt op dat het TS-gehalte in het effluent steeds hoger lag
in de referentiesituatie, wat toch wijst op een goede werking van het elektrisch veld.
Visueel kon ook vastgesteld worden dat de filterkoek groter was bij
afwezigheid van het elektrisch veld dan bij opleggen van een E-veld,
wat bevestigd werd na gewichtsbepaling van het drogestofgehalte
(Respectievelijk 4,23 en 4,11 gDS inclusief filter) na drogen bij 105°C
(Figuur 3.8).
Figuur 3.8: Filterkoek op het roestvrijstalen geweven filtergaas voor resp. aan- en afwezigheid van een elektrisch veld tijdens filtratie van A-slib.
Resultaten Deel III
52
2.4. Partikelgrootteverdeling
Ter duiding naar welke partikels weerhouden werden door het roestvrijstalen geweven filtergaas (50
µm opening), werd de partikelgrootteverdeling van het slib voor en na filtratie bepaald. De
partikelgrootteverdeling werd bepaald van het influent, nl. het originele A-slib en het effluent. Dit
gebeurde op stalen van het effluent op 2 tijdstippen tijdens de elektrofiltratie bij afwisselende aan-
of afwezigheid van een E-veld (17,76 ± 1,62 V cm-1; 3,01 ± 0,18 g TS L-1). Het effluent bij experiment
E1 (continu E-veld; 17,12 ± 0,34 V cm-1; 3,01 ± 0,18 g TS L-1) en experiment Ref.2 (afwezigheid E-veld;
11,17 ± 1,00 g TS L-1) werd eveneens geanalyseerd (Figuur 3.9, Figuur 3.10).
Het bekomen resultaat was tegengesteld aan de verwachte betere retentie van kleinere deeltjes bij
de opbouw van een filterkoek na verloop van tijd (Figuur 3.9). Een mogelijke oorzaak hiervan zou de
vlokvorming van kleine partikeltjes in het filtraat kunnen zijn, die aldus grotere vlokken vormen. Dat
verklaart dan ook waarom er in het effluent op het tweede tijdstip 40% van de deeltjes ingedeeld
werd boven de 50µm grens.
Figuur 3.9: Partikelgrootteverdeling cumulatief uitgezet voor het originele A-slib en het effluent van elektrofiltratie bij een afwisselende aan- en afwezigheid van het elektrisch veld (17,76 ± 1,62 V cm
-1, 3,01 ± 0,18
g TS L-1
). Het effluent werd op twee tijdstippen bemonsterd, in het begin (t1) en na het manifesteren van een filterkoek (t2). De verticale lijn geeft de grootte van de filteropeningen weer (50µm).
Deel III Resultaten
53
Afwijkingen in het productieproces van de filter (poriëngrootte, ed.), evenals vlokvorming o.i.v. het
elektrisch veld, kunnen de verschillen tussen het bekomen effluent bij aan- of afwezigheid van een
elektrisch veld verklaren (Figuur 3.10). In beide experimenten werd immers een andere filter
gebruikt. De figuur toont dus net het omgekeerde van wat verwacht werd. Het elektrisch veld zou in
principe de retentie van kleinere partikels moeten bevorderen (net als de filterkoek).
Figuur 3.10: Partikelgrootteverdeling cumulatief uitgezet voor het originele A-slib en het effluent van elektrofiltratie bij een continue aan- of afwezigheid van het elektrisch veld (E:17,12 ± 0,34 V cm
-1, 3,01 ± 0,18 g
TS L-1
& Ref: 0 V cm-1
, 11,17 ± 1,00 g TS L-1
). De verticale lijn geeft de grootte van de filteropeningen weer (50µm).
2.5. Conclusie
Uit de resultaten voortkomend uit de gedane testen, bleek dat het opleggen van een elektrisch veld
van ongeveer 20 V cm-1 een effect teweeg bracht op de flux en de membraanvervuiling bij
(elektro)filtratie van A-slib.
Resultaten Deel III
54
3. Valorisatie: fed-batch co-vergisting van A-slib met keukenafval of melasse
Het stabiliserende effect van geconcentreerd A-slib bij de co-vergisting met keukenafval of melasse
werd onderzocht. Hiervoor werden acht anaerobe fed-batch reactoren (CSTR, 800mL, 10 g VSS L-1)
gelopen onder mesofiele omstandigheden (34°C). Daarnaast werd gekeken naar het aandeel van de
micro-organismen aanwezig in het A-slib die fed-batch gewijs worden toegevoegd, in de hogere
processtabiliteit bij co-vergisting van keukenafval of melasse met A-slib. Dit gebeurde door een deel
van de reactoren te voeden met geautoclaveerd A-slib en de microbiële gemeenschap te vergelijken.
3.1. Substraatkarakterisatie en inoculum
De karakterisatie van de verschillende voedingsstromen voor vergisting, nl. A-slib, keukenafval (KA)
en melasse (M) is weergegeven in Tabel 3.2 en Tabel 3.3. Daarnaast werd eveneens het gebruikte
inoculum geanalyseerd (Tabel 3.2).
Tabel 3.2: Karakterisatie van het A-slib (A1, A2) en inoculum gebruikt tijdens het co-vergistingsexperiment.
Parameter A 1 A 2 Inoculum
CODtot (g L-1) 48,80 ± 12,01 22,61 ± 2,15 -
Totale stof, TS (g L-1) 37,17 ± 0,33 19,90 ± 0,15 -
Vluchtige stof, VS (g L-1) 25,28 ± 0,42 13,29 ± 0,23 -
Totaal gesuspendeerde stof, TSS (g L-1) - - 35,51 ± 2,24
Vluchtige gesuspendeerde stof, VSS (g L-1) - - 18,39 ± 0,22
Ammonium-stikstof, TAN (mg L-1) 715 ± 20 - 236
Kjeldahl-stikstof, TKN (mg L-1) 2866 ± 215 1895 ± 171 -
IJzergehalte, Fe (mg L-1) 1538 733 1025
Totale fosfor, PTOTAL (mg L-1) 941 436 645
COD:N ratio 17 12 -
COD:P ratio 51 52 -
TS:VS ratio (TSS:VSS) 1,47 1,50 (1,93)
COD:VS ratio 1,93 1,70 -
Deel III Resultaten
55
Tabel 3.3: Karakterisatie van de verschillende co-substraten gebruikt tijdens het co-vergistingsexperiment, nl. keukenafval (KA1, KA2) en melasse (M).
Parameter KA 1 KA 2 M
CODtot (g L-1) 319 ± 33 261 ± 16 452 ± 15
Totale stof, TS (g L-1) - 217,56 ± 2,07 620
Vluchtige stof, VS (g L-1) - 200,31 ± 1,90 459
Ammonium-stikstof, TAN (mg L-1) 462 ± 5 - 1094 ± 41
Kjeldahl-stikstof, TKN (mg L-1) 11303 ± 277 5239 ± 147 61287 ± 262
IJzergehalte, Fe (mg L-1) - 12,6 63,6
Totale fosfor, PTOTAL (mg L-1) - 575 6248
COD:N ratio 28 50 7
COD:P ratio - 453 72
Opvallend hierbij was de hoge ijzerconcentratie in het initieel gebruikte A-slib (A1) en in het
inoculum in vergelijking met de andere substraten, nl. melasse en keukenafval. De halvering van de
COD-concentratie, TS- en ijzergehalte van de 2e batch A-slib (A2) verdient ook de nodige aandacht,
waardoor het experiment in twee periodes opgedeeld kon worden. Daarnaast bevatten zowel
keukenafval als melasse een grote hoeveelheid organische stikstof (TKN).
3.2. Performantie reactoren
3.2.1. Algemeen
Tijdens de opstartperiode van 28 dagen werd de organische volumetrische belasting (OVB; gCOD L-1
d-1) geleidelijk verhoogd (Figuur 3.11). Tegelijk werd de hydraulische verblijftijd (HRT) verlaagd van 80
dagen naar 40 dagen op dag 5 en vervolgens naar 30 dagen op dag 14 om zo een stabiele opstart van
de reactoren te verzekeren.
Vanaf dag 28 startte het eigenlijke experiment (HRT = 20d) waarbij de verschillende reactoren, i.e.
R1 (100% A-slib), R2 (85% A-slib en 15% keukenafval (KA)), R3 (85% geautoclaveerd A-slib en 15% KA),
R4 (90% A-slib en 10% melasse (M)), R5 (90% geautoclaveerd A-slib en 10% M), R6 (15% KA), R7 (10%
M) en R8 (100% geautoclaveerd A-slib) volgens het fed-batch principe werden gevoed gedurende 77
dagen tot dag 105.
De verandering naar een nieuwe batch A-slib (Tabel 3.2; A2) op dag 63 impliceerde een sterke
afname in de OVB in R1, R2, R3, R4, R5 en R8 (Figuur 3.11). Nieuw gemixt keukenafval als co-
substraat op dag 91 van de test had gelijkaardige gevolgen, weliswaar in mindere mate, voor R2, R3
en R6. Over heel de lijn lag de OVB steeds tussen 0,5 en 4,5 gCOD L-1 d-1.
Resultaten Deel III
56
Figuur 3.11: Organische volumetrische belasting (gCOD L
-1 d
-1) voor de verschillende reactoren, R1 en R8 ( --),
R2 en R3 (--), R4 en R5 ( --), R6 (), R7 (♦).
3.2.2. Methaanproductie en procesparameters
Methaanproductie
Vanwege het grote verschil qua COD-inhoud tussen de 2 gebruikte stromen van A-slib (48,80 vs.
22,61 gCOD L-1) werd de experimentele periode in twee periodes ingedeeld ter hoogte van dag 63.
De volumetrische methaanproductie (L CH4 L-1 d -1) tijdens de eerste periode (D28-D63) met het
meest ingedikte A-slib bij standaard temperatuur en druk condities (STP: 101 325 Pa en 273,15 K),
was gemiddeld 0,51 ± 0,09; 1,25 ± 0,12; 1,29 ± 0,14; 0,54 ± 0,11; 0,70 ± 0,15; 0,33 ± 0,34; 0,29 ± 0,10
en 0,53 ± 0,10 L CH4 L-1
d -1 voor resp. R1 (A-slib), R2 (A-slib en keukenafval (KA)), R3 (Geautoclaveerd
A-slib en KA), R4 (A-slib en melasse (M)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M), R6 (KA), R7 (M) en R8
(Geautoclaveerd A-slib) (Tabel 3.4).
Tijdens de 2e periode (D63-D105), bij ruwweg een halvering van de COD-inhoud van het A-slib,
werden volgende gemiddelde methaanproducties waargenomen voor resp. R1 t.e.m. R8: 0,20 ± 0,10;
0,51 ± 0,45; 0,52 ± 0,46; 0,70 ± 0,09; 0,75 ± 0,11; 0; 0,05 ± 0,04 en 0,25 ± 0,09 L CH4 L-1
d -1 (Tabel 3.4)
De methaanproductie van de reactor die enkel gevoed werd met keukenafval, R6, bleek na 42 dagen
plotseling zeer snel te dalen (dag 42 tot dag 47: een daling van 0,52 tot 0,05 L CH4 L-1
d -1) en zou
nooit meer herstellen (Figuur 3.12).
Opstartperiode Experiment
Deel III Resultaten
57
Opvallend was dat R2 en R3, beiden gevoed met keukenafval en A-slib (al dan niet geautoclaveerd)
over bijna heel de lijn de hoogste en gelijkaardige biogasproductie vertoonden, wat te verwachten
was, gezien de hoge OVB. Echter in de 2e periode, waar A-slib met een half zo hoog COD-gehalte
samen keukenafval werd vergist, volgden beide reactoren het voorbeeld van R6 en de
biogasproductie daalde sterk (dag 86) en viel uiteindelijk quasi stil. Mogelijk werd deze instabiliteit
veroorzaakt door het gebruik van half zo geconcentreerd A-slib, wat het toegevoegde COD-gehalte,
evenals de nuttige componenten, zoals ijzer, deed afnemen.
Instabiliteit van het proces, deze keer met melasse i.p.v. keukenafval en ook minder uitgesproken,
kon waargenomen worden bij R7. De reactor die enkel gevoed werd met melasse (R7) faalde en de
biogasproductie verminderde sterk. R4 en R5, gevoed met melasse en A-slib, al dan niet
geautoclaveerd, vertoonden een gelijkaardig biogasproductiepatroon dat uiteindelijk stabiliseerde
(0,7 L CH4 L-1
d -1).
Ter vergelijking tussen geautoclaveerd A-slib en niet geautoclaveerd A-slib werd naast co-vergisting
van A-slib, ook gekeken naar vergisting van het pure A-slib, dat niet (R1) en wel (R8) geautoclaveerd
was. Zowel R1 als R8 vertoonden een gelijkaardige biogasproductie die weliswaar afnam tijdens de 2e
periode van het experiment vanwege de lagere input van organisch materiaal.
Figuur 3.12: Volumetrische methaanproductie (L CH4 L-1
d -1
) voor de verschillende reactoren, R1 (A-slib, --),
R2 (A-slib en keukenafval (KA), --), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA, ), R4 (A-slib en melasse (M), --), R5
(Geautoclaveerd A-slib en M, ♦), R6 (KA, ), R7 (M, ♦) en R8 (Geautoclaveerd A-slib,).
Opstartperiode Experiment
Resultaten Deel III
58
Wat betreft de voorstelling van de methaanopbrengst (L CH4 gCOD -1) van de verschillende reactoren
wordt verwezen naar de addenda (Figuur A.1-4). Gemiddeld bedroeg die 0,21 ± 0,03; 0,29 ± 0,02;
0,30 ± 0,03; 0,12 ± 0,03; 0,16 ± 0,03; 0,15 ± 0,15; 0,13 ± 0,05 en 0,22 ± 0,04 L CH4 gCOD -1 in de 1e
periode (A 1 gevoed) en in de 2e periode 0,17 ± 0,04; 0,15 ± 0,13; 0,15 ± 0,13; 0,21 ± 0,03; 0,22 ±
0,03; 0; 0,02 ± 0,02 en 0,21 ± 0,04 L CH4 gCOD -1 voor resp. R1 tot R8. Co-vergisting met A-slib deed de
methaanopbrengst dus toenemen tot bijna de theoretisch maximale waarde (0,35 L CH4 gCOD -1).
Daarnaast daalde de opbrengst in de 2e periode en leverden het geautoclaveerd en niet
geautoclaveerd A-slib gelijkaardige methaanopbrengsten op, zowel bij co-vergisting als wanneer A-
slib apart vergist werd. De verhoogde opbrengst voor co-vergisting van melasse in de 2e periode viel
wel op, wat mogelijk duidde op verminderde inhibitie naar het einde toe (Tabel 3.4).
Procesparameters
De totale vluchtige vetzuur concentraties (VVZ: mg COD L-1, Figuur 3.13) tijdens de opstartperiode
(28 dagen) liepen op tot 94; 3159; 2061; 83; 883 mg COD L-1 voor resp. R2 (A-slib en keukenafval
(KA)), R4 (A-slib en melasse (M)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M), R6 (KA) en R7 (M), waarbij R4, R5
en R7 tekenen van procesinhibitie leken te vertonen. Dit kan toegewezen worden aan de minder
hoge afbreekbaarheid en omzetting van melasse naar biogas, wat ook te zien was in de lagere
methaanopbrengsten. De overige reactoren, nl. R1 (A-slib), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA) en R8
(Geautoclaveerd A-slib) hun VVZ concentraties lagen tijdens de opstart beneden de detectielimiet.
Figuur 3.13: Totale vluchtige vetzuur concentratie (mg COD L-1
) voor de verschillende reactoren, R1(A-slib, --
), R2 (A-slib en keukenafval (KA), --), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA, ), R4 (A-slib en melasse (M), --), R5
(Geautoclaveerd A-slib en M, ♦), R6 (KA, ), R7 (M, ♦) en R8 (Geautoclaveerd A-slib, ).
Opstartperiode Experiment
Deel III Resultaten
59
Tijdens het experiment accumuleerden zowel R1 als R8 slechts weinig vluchtige vetzuren (Tabel 3.4),
de waarden gingen nooit boven 2576 en 411 mg COD L-1 tijdens heel het experiment. Waarbij de
redelijk hoge waarde betreffend R1 op dag 40 een uitzondering was op de regel. De andere
reactoren vertoonden piekwaarden van respectievelijk 602; 378; 25321; 20137; 17685 en 20462 mg
COD L-1 tijdens de 1e periode en 17353; 18952; 15322; 6647; 17034 en 34513 mg COD L-1 tijdens de 2e
periode voor R2 tot R7. Opvallend was de zeer lage concentratie aan VVZ in R2 en R3 tijdens de 1e
periode, die echter bij verminderde biogasproductie in de 2e periode sterk toenam. Het verband
tussen de VVZ concentratie en de biogasproductie kon ook waargenomen worden in de reactor enkel
gevoed met keukenafval (R6). Niet tegenstaand de enorm hoge waarden voor de totale VVZ
concentraties voor R4 en R5, gevoed met melasse en A-slib, bleven deze verder methaan
produceren. De vetzuur profielen voor de verschillende reactoren zijn opgenomen in de addenda
(Figuur A.5-12).
Het pH-profiel van de verschillende reactoren (Figuur 3.14), was een indicatie van verzuring, opbouw
van VVZ en mogelijk falen van de reactor. Zo daalde gelijktijdig met de pH in R6, gevoed met
uitsluitend keukenafval, de biogasproductie. Hetzelfde gold voor R2 en R3. R7 was een uitzondering
hierop waarvan de pH slechts geleidelijk daalde en de biogasproductie quasi stil viel (dag 105: 0,04 L
CH4 L-1
d -1) .
Figuur 3.14: Zuurtegraad, pH (-) voor de verschillende reactoren, R1 (A-slib, --), R2 (A-slib en keukenafval
(KA), --), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA, ), R4 (A-slib en melasse (M), --), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M,
♦), R6 (KA, ), R7 (M, ♦) en R8 (Geautoclaveerd A-slib,).
Opstartperiode Experiment
Resultaten Deel III
60
De totale ammoniakale stikstof (TAN: mg N L-1) werd opgevolgd voor de verschillende reactoren
(Figuur 3.15). De hogere waarden voor R4, R5 en R7 zijn gerelateerd met het hogere organisch
stikstofgehalte (TKN) in melasse, ammoniak-inhibitie was daar normaal niet mogelijk (Tabel 3.3).
Figuur 3.15: Totale ammoniakale stikstof, TAN (mg N L-1
) voor de verschillende reactoren, R1(A-slib, --), R2
(A-slib en keukenafval (KA), --), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA, ), R4 (A-slib en melasse (M), --), R5
(Geautoclaveerd A-slib en M, ♦), R6 (KA, ), R7 (M, ♦) en R8 (Geautoclaveerd A-slib, ).
Tabel 3.4: Gemiddelde methaanproductie (L CH4 L-1
d -1
), methaanopbrengst (L CH4 gCOD -1
) en maximale totale vetzuur concentraties (mg COD L
-1) tijdens de 2 periodes van het experiment (periode 1: dag 0 tot dag
63; periode 2: D63-D105) met de verschillende reactoren, resp. R1 (A-slib), R2 (A-slib en keukenafval (KA)), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA), R4 (A-slib en melasse (M)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M), R6 (KA), R7 (M) en R8 (Geautoclaveerd A-slib).
R1 R2 R3 R4 R5 R6 R7 R8
Methaanproductie (L CH4 L-1
d -1)
1 0,51 ± 0,09 1,25 ± 0,12 1,29 ± 0,14 0,54 ± 0,11 0,70 ± 0,15 0,33 ± 0,34 0,29 ± 0,10 0,53 ± 0,10
2 0,20 ± 0,10 0,51 ± 0,45 0,52 ± 0,46 0,70 ± 0,09 0,75 ± 0,11 0 0,05 ± 0,04 0,25 ± 0,09
Methaanopbrengst (L CH4 gCOD -1)
1 0,21 ± 0,03 0,29 ± 0,02 0,30 ± 0,03 0,12 ± 0,03 0,16 ± 0,03 0,15 ± 0,15 0,13 ± 0,05 0,22 ± 0,04
2 0,17 ± 0,04 0,15 ± 0,13 0,15 ± 0,13 0,21 ± 0,03 0,22 ± 0,03 0 0,02 ± 0,02 0,21 ± 0,04
Totale vetzuur concentratie (mg COD L-1)
1 2576 602 378 25321 20137 17685 20462 411
2 0 17353 18952 15322 6647 17034 34513 35
Opstartperiode Experiment
Deel III Resultaten
61
3.3. Analyse van de bacteriële gemeenschap
De analyse van de bacteriële gemeenschap gebeurde aan de hand van een DGGE-analyse.
Verschillende structuurparameters uit de Microbial Resource Management (MRM) (Verstraete et al.,
2007) zoals de rijkheid (Rr), de dynamica (Dy), de gemeenschapsorganisatie (Co) en de
overeenstemming van de verschillende gemeenschappen werden afgeleid via het Bionumerics
Softwarepakket (Addenda: DGGE-profiel, Figuur A.13 en similariteitsmatrix, Tabel A.1).
3.3.1. Range-richness (Rr)
De rijkheid (Rr) van de gemeenschap is een maat voor de draagkracht van de omgeving. Een hoge Rr-
waarde duidt op de mogelijkheid dat meer soorten, en ook genetisch meer diverse soorten aanwezig
zijn. Bij het bepalen van Rr kan er gebruik gemaakt worden van het totale aantal zichtbare banden op
de DGGE. De ingenomen afstand op de gel tussen de eerste en laatste band wijst dan weer op de
genetische diversiteit, gerelateerd met de GC-inhoud (Marzorati et al., 2008; Read et al., 2011).
Voor de analyse van de bacteriële gemeenschap van de 8 verschillende fed-batch reactoren werd op
vijf momenten in de tijd een staal genomen van de microbiële gemeenschap, namelijk een staal bij
de start van het experiment (D0), nl. het inoculum, een staal net nadat de opstart afgerond was (D35)
en vervolgens op nog drie tijdstippen met telkens twintig dagen (SRT=HRT=20d) tussentijd (D56, D77
en D98).
De bekomen waarden voor de rijkheid laten niet toe om vastomlijnde conclusies te trekken vanwege
de subjectiviteit van de parameter (Figuur 3.16). Het is echter duidelijk dat het inoculum een lage
rijkheid vertoont. Dit is vermoedelijk te wijten aan een inherente zwakte van DGGE, de detectielimiet
van 1% (Marzorati et al., 2008). Het voornaamste resultaat dat naar voren komt, is een afname van
de rijkheid in de reactor enkel gevoed met keukenafval (R6) vanwege de sterke verzuring die optrad.
In de andere reactoren, behalve R2 en R3, is meestal een gelijkaardige, iets meer gematigde trend te
ontwaren als R6. In de reactoren waar zowel A-slib als keukenafval werd toegevoegd (R2 en R3),
steeg de rijkheid stelselmatig. Al dan niet geautoclaveerd A-slib als voeding leek de Rr nauwelijks te
beïnvloeden .
Resultaten Deel III
62
Figuur 3.16: Overzicht van de rijkheid (Rr) van de microbiële gemeenschap in de 8 verschillende reactoren bij de start van het experiment (D0), en vervolgens op vier tijdstippen (D35, D56, D77, D98) bij stabiele operatie met telkens twintig dagen tussen, nl. de slibverblijftijd. Met R1(A-slib), R2 (A-slib en keukenafval (KA)), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA), R4 (A-slib en melasse (M)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M), R6 (KA), R7 (M) en R8 (Geautoclaveerd A-slib). De rijkheid van de reactoren wordt als hoog (H, Rr > 30), gemiddeld (M) en laag (L, Rr < 10) beschouwd (Marzorati et al., 2008; Read et al., 2011).
3.3.2. Dynamica (Dy)
De tweede parameter die kon bepaald worden, de dynamica (Dy), is een maat voor de verandering
van de gemeenschap over een vast tijdsinterval. Gebaseerd op de berekende correlatiecoëfficiënten
(Pearson correlatie, UPGMA) tussen verschillende tijdsopnames van eenzelfde gemeenschap, was
het mogelijk om de evolutie binnen eenzelfde gemeenschap waar te nemen (Addenda:
similariteitsmatrix, Tabel A.1). Het percentage verandering van de gemeenschap werd bekomen
startend van het percentage gelijkaardigheid van de gemeenschap op verschillende tijdstippen.
Doorheen het experiment werd telkens het veranderingspercentage bepaald t.o.v. van een tijdstip 20
dagen eerder in het experiment (Moving Window Analysis). Het gemiddelde veranderingspercentage
voor R1, R4, R5 en R8 bleef over de hele lijn relatief stabiel, terwijl de standaardafwijking van de
reactoren waarvan de biogasproductie stilviel (R6, R7, R2 en R3), wees op plotse veranderingen in de
microbiële gemeenschap (Figuur 3.17). Dit werd bovendien bevestigd door de momentane
veranderingspercentages (Figuur A.15).
Deel III Resultaten
63
Figuur 3.17: Overzicht van dynamica (Dy) van de microbiële gemeenschap in de 8 verschillende reactoren uitgedrukt als gemiddelde veranderingspercentage (± standaardafwijking) over het hele experiment met R1 (A-slib), R2 (A-slib en keukenafval (KA)), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA), R4 (A-slib en melasse (M)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M), R6 (KA), R7 (M) en R8 (Geautoclaveerd A-slib).
3.3.3. Community Organisation (Co)
Een derde parameter binnen de MRM, community organisation (Co), is een maat voor de organisatie
binnen een microbiële gemeenschap. Bestaat deze gemeenschap slecht uit een monocultuur of
enkele organismen (hoge functionele organisatie) dan neigt de Co-waarde naar 100, terwijl een
waarde van 0 een volledig gelijkmatig verdeelde gemeenschap impliceert met vanzelfsprekend een
beperkte functionele organisatie. Een sterke functionele organisatie heeft echter als gevolg een
beperkt aanpassingsvermogen bij blootstelling aan externe stress (Marzorati et al., 2008; Wittebolle
et al., 2009; Read et al., 2011).
De geleidelijke afname van de functionele organisatie in R2 en R3, gevoed met keukenafval en A-slib,
wees op een trend in de richting van een meer gelijkmatig verdeelde gemeenschap. Daartegenover
vertoonde R6, waar uitsluitend keukenafval werd gevoed, een omgekeerde trend in de richting van
een gespecialiseerde gemeenschap mogelijk vanwege de ondervonden stress (verzuring). De andere
reactoren (R1, R4, R5, R7 en R8) vertoonden allemaal eerst een afname in de functionele organisatie,
gevolgd door een toename naar het einde van het experiment toe. Het al dan niet autoclaveren van
Resultaten Deel III
64
het A-slib bleek geen invloed te hebben op de functionele organisatie, gezien het gelijke verloop van
R1 en R8; R2 en R3; R4 en R5 (Figuur 3.18).
Figuur 3.18: Overzicht van de functionele organisatie (Co) van de microbiële gemeenschap in de 8 verschillende reactoren bij de start van het experiment (D0), en vervolgens op vier tijdstippen (D35, D56, D77, D98) bij stabiele operatie met telkens twintig dagen tussen, nl. de slibverblijftijd met R1(A-slib), R2 (A-slib en keukenafval (KA)), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA), R4 (A-slib en melasse (M)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M), R6 (KA), R7 (M) en R8 (Geautoclaveerd A-slib) (Marzorati et al., 2008; Read et al., 2011).
Een visuele voorstelling van de relatieve samenstelling van de microbiële gemeenschap gaf de trend
van de functionele organisatie in de reactoren duidelijk weer doorheen de tijd (Figuur 3.19, Addenda:
Figuur A.16 en A.17). Gebaseerd op een perfect gelijke gemeenschap (diagonale lijn) naar een
monocultuur (linkerbovenhoek) kon voor elk tijdstip de functionele organisatie berekend worden. Zo
vertoonde R6, enkel gevoed met keukenafval een duidelijke trend richting een hoge functionele
organisatie in tegenstelling tot de situatie waarbij co-vergisting samen met A-slib plaatsvond (R2, R3).
Deel III Resultaten
65
Figuur 3.19: Visuele voorstelling van de relatieve samenstelling van de microbiële gemeenschap waaruit de
functionele organisatie (Co) werd bepaald. Met R2 (A-slib en keukenafval (KA); Dag 35 --, D56 --, D77 --,
D98 --), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA; D35 , D56 , D77 , D98 ♦), R6 (KA; D35 , D56 , D77 , D98
♦)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M, ♦), R6 (KA, ), R7 (M, ♦) en het inoculum (D0, --).
3.3.4. Vergelijking tussen de verschillende reactoren
Gebaseerd op de berekende correlatiecoëfficiënten (Pearson correlatie, UPGMA) tussen de
verschillende microbiële gemeenschappen van de acht reactoren, was het mogelijk om de gelijkenis
ertussen doorheen het experiment op te volgen. Door middel van clustering van verschillende stalen
van het DGGE-profiel konden analoge conclusies getrokken worden (Addenda: DGGE-profiel, Figuur
A.13 en similariteitsmatrix, Tabel A.1).
De verschillende reactoren werden aldus paarsgewijs vergeleken om tot een conclusie te komen of
het autoclaveren van A-slib al dan niet een effect heeft op de stabiliserende werking van A-slib
tijdens co-vergisting met keukenafval of melasse (Addenda: similariteitsmatrix, Tabel A.1). Het
gemiddelde van het verschil tussen de reactoren die een totaal ander substraat gevoed kregen, werd
als benchmark genomen (REF, Figuur 3.20). Het gemiddelde verschil tussen de reactoren (R1 vs. R8,
R2 vs. R3; R4 vs. R5) die gevoed werden met A-slib, al dan niet geautoclaveerd, bleek lager te liggen
dan de referentie over de gehele tijdspanne van het experiment met standaardafwijkingen die
Resultaten Deel III
66
acceptabel zijn (AvsNA, Figuur 3.20). Deze bevinding leverde een indicatie dat het effect van
autoclaveren te verwaarlozen was.
Figuur 3.20: Het gemiddelde verschil (± standaardafwijking) tussen de reactoren (R1 vs. R8, R2 vs. R3; R4 vs. R5) die gevoed werden met A-slib, al dan niet geautoclaveerd, (en co-substraat) over de gehele tijdspanne van het experiment (AvsNA) t.o.v. de referentie-afwijking (REF).
3.4. Conclusie
Algemeen kan gesteld worden dat co-vergisting van keukenafval of melasse met A-slib voor een
toename in de biogasopbrengst, evenals een stabielere biogasproductie zorgde. Daarnaast bleek dat
de concentratie van het gebruikte A-slib van belang was, wat duidelijk naar voren kwam naar het
einde van het experiment toe, waar half zo geconcentreerd A-slib werd gevoed. Dat A-slib was
bovendien zeer rijk aan ijzer. Het nog verder te onderzoeken effect van A-slib op de processtabiliteit
werd vermoedelijk niet beïnvloed door het al dan niet autoclaveren van het slib. Hierdoor kan de rol
van micro-organismen afkomstig uit het A-slib voorlopig uitgesloten worden. Er was dus geen
waarneembare bijdrage van de actieve biomassa aanwezig in het A-slib aan de microbiële activiteit
bij vergisting.
Deel III Resultaten
67
4. Valorisatie: fed-batch vergisting van keukenafval met A-slib of Fe-additieven
Het stabiliserende effect van geconcentreerd A-slib bij co-vergisting met keukenafval werd verder
onderzocht. Daarnaast werd door additie van ijzerhoudende oplossingen nagegaan of het hoge
ijzergehalte van het A-slib aan de basis lag van de toegenomen processtabiliteit bij co-vergisting.
Bovendien werd remediatie van een volledig verzuurde vergister uitgetest voor beide pistes.
4.1. Substraatkarakterisatie en inocula
Tabel 3.5: Karakterisatie van het keukenafval, A-slib en het nog te verdunnen inoculum gebruikt gedurende het co-vergistingsexperiment. Met de gemiddelde waarde voor keukenafval (KA2, KA3, KA4).
Parameter Keukenafval A-slib Inoculum
CODtot (g L-1) 227 ± 53 47,36 ± 9,82 -
Totale stof, TS (g L-1) 243 ± 2 30,34 ± 3,10 -
Vluchtige stof, VS (g L-1) - 22,01 ± 2,44 -
Totaal gesuspendeerde stof, TSS (g L-1) - 30,36 ± 3,44 40,82 ± 0,28
Vluchtige gesuspendeerde stof, VSS (g L-1) - 22,28 ± 2,44 21,83 ± 0,02
Ammonium-stikstof, TAN (mg L-1) - 436 ± 14 718
Kjeldahl-stikstof, TKN (mg L-1) 9647 ± 1392 1921 ± 356 -
IJzergehalte, Fe (mg L-1) 41,1 (-) 1467 1857
Totale fosfor, PTOTAL (mg L-1) 410 (-) 806 1287
COD:N ratio 24 25 -
COD:P ratio 554 59 -
TS:VS ratio (TSS:VSS) - 1,38 ± 0,01 (1,87)
COD:VS ratio - 2,19 ± 0,44 -
4.2. Performantie reactoren
4.2.1. Algemeen
Tien anaerobe fed-batch reactoren (CSTR, 800mL, 10 g VSS L-1) en een reactor van 5L (CSTR, 5L, 10 g
VSS L-1) werden gelopen onder mesofiele omstandigheden (34°C) gedurende 96 dagen.
Tijdens de opstartperiode van 26 dagen werd de organische volumetrische belasting (OVB; gCOD L-1
d-1) geleidelijk verhoogd voor de verschillende voedingsregimes (Figuur 3.21). Tegelijk werd de
hydraulische verblijftijd (HRT) verlaagd van 80 dagen naar 40 dagen op dag 5 en vervolgens naar 30
dagen op dag 19 om een stabiele opstart te verkrijgen. Vanaf dag 26 startte het eigenlijke
experiment (HRT = 20d).
Resultaten Deel III
68
Na dag 26 bleef de organische belading van de verschillende voedingsregimes quasi constant op een
tweemalige kleine toename na vanwege nieuw gemixt keukenafval als co-substraat op dag 45 en 87
van de test. Over heel de lijn lag de OVB steeds tussen 0,3 en 2,7 gCOD L-1 d-1. Het vergist A-slib
afkomstig uit de 5L reactor bevatte gemiddeld 15,64 ± 1,01 gCOD L-1 en 11,99 ± 0,39 gTS L-1.
Figuur 3.21: Organische volumetrische belasting (gCOD L
-1 d
-1) voor het voeden met enkel A-slib (A: 100% A-slib,
), met een mengeling van keukenafval en reeds vergist A-slib (B: 15% KA en 85% vergist A-slib, --), enkel met verdund keukenafval (C: 15% KA, ) en enkel reeds vergist A-slib (D: 100% vergist A-slib, ).
Het voedingsregime van de verschillende reactoren veranderde doorheen het experiment. Het
initiële toegevoegde substraat voor vergisting tijdens de opstartperiode en tot dag 56 van het
experiment (D0 tot D56; fase 1) was het volgende voor de verschillende types van reactoren: type RI
(R1, R2 en R3; 85% reeds vergist A-slib en 15% keukenafval (KA)), RII (R5, R6 en R7; 15% KA), RIII (R8,
R9 en R10; 15% KA), RIV (R4; 15% KA) als referentie en RV (R11, 100% A-slib). Buiten de
referentiereactor en de reactor die diende voor de productie van reeds vergist A-slib (RV), gebeurde
elke behandeling in drievoud. De resultaten werden dan ook als gemiddelde waarden gerapporteerd.
Bij zichtbare verzuring en stilvallen van de biogasproductie in de reactoren van het type RII, RIII en
RIV werd overgegaan op remediatie van de reactoren. Deze remediatie bestond uit verschillende
fases afhankelijk van het voedingsregime (fase 2 t.e.m. fase 4). Na herstel van de biogasproductie in
enkele reactoren, met name van het type RII, werd overgegaan naar de finale 5e fase waarin het
voedingsregime overeenstemde met de initiële waarde uit de 1e fase van het experiment.
Opstartperiode Experiment
Deel III Resultaten
69
4.2.2. Methaanproductie en procesparameters
Methaanproductie
~1e fase: vergisting keukenafval (D0-D56) ~
De volumetrische methaanproductie (L CH4 L-1 d -1) tijdens de 1e fase, exclusief de opstartperiode
(D26-D56), bij standaard temperatuur en druk condities (STP: 101 325 Pa en 273,15 K), was
gemiddeld 0,50 ± 0,15; 0,40 ± 0,09; 0,38 ± 0,07; 0,42 ± 0,09 en 0,38 ± 0,06 L CH4 L-1
d -1 voor resp. RI
(A-slib en keukenafval (KA)), RII (KA), RIII (KA), RIV (KA referentie) en RV (A-slib) (Tabel 3.6).
Op dag 56 werd echter een lichte afname in de biogasproductie waargenomen in enkele reactoren
van het type RII-IV, waarna een plotse daling volgde in de volgende dagen van alle reactoren van het
desbetreffende type. Deze bevindingen werden ondersteund door de afname van de pH en toename
in de totale VVZ concentratie in de reactoren waarvan de biogasproductie stilviel.
De performantie van de reactoren waarin co-vergisting van A-slib met keukenafval plaatsvond (RI),
bleef uitstekend (Figuur 3.22).
~2e fase: remediatie m.b.v. vergist A-slib of FeCl2 bij doorvoeden van keukenafval (D56-D68) ~
Gezien de indicatie van de verdere daling van de biogasproductie (50% reductie in
methaanproductie), werd besloten om het voedingsregime in de falende reactoren (RII-RIV) aan te
passen. Reeds vergist A-slib of een oplossing van FeCl2, met hetzelfde ijzergehalte (1,35 g Fe L-1)
werden supplementair bij het keukenafval toegevoegd aan resp. RII en RIII. De biogasproductie van
de referentie (RIV) die enkel keukenafval kreeg gevoed, daalde verder. De reactoren waarin co-
vergisting plaatsvond vanaf het begin (RI) daarentegen, bleven de hoge biogasproductie
onderhouden.
In het begin van de remediatie werden volgende gemiddelde methaanproducties waargenomen voor
resp. RI t.e.m. RV: 0,76 ± 0,05; 0,17 ± 0,15; 0,10 ± 0,12; 0,13 ± 0,18 en 0,44 ± 0,02 L CH4 L-1
d -1 .
Het herstel van de reactoren (RII en RIII) bleek echter weinig succesvol (Tabel 3.6) indien nog steeds
keukenafval werd bijgevoegd, waardoor de biogasproductie kelderde (Figuur 3.22), wat eveneens
bevestigd werd door de procesparameters zoals pH en VVZ concentraties (cfr. procesparameters).
~3e fase: remediatie m.b.v. vergist A-slib of FeSO4 (D68-D77) ~
Na stopzetten van het voeden met keukenafval van de gefaalde reactoren vanwege te trage
remediatie, behalve de referenties (RI en RIV), werd FeSO4 i.p.v. FeCl2 toegediend (Figuur 3.22).
Volgende gemiddelde methaanproducties werden waargenomen voor resp. RI t.e.m. RV: 0,75 ± 0,06;
Resultaten Deel III
70
0,02 ± 0,02; 0,01 ± 0,01; 0,01 ± 0,01 en 0,43 ± 0,03 L CH4 L-1
d -1. Het toevoegen van vergist A-slib voor
de gefaalde reactoren bleek te werken, de ijzerdosering echter niet (Tabel 3.6, Figuur 3.22).
Figuur 3.22: Volumetrische methaanproductie (L CH4 L-1
d -1
) voor de verschillende types reactoren met ander voedingsregime doorheen het experiment, RI (Continu A-slib en keukenafval (KA), ), RII (Enkel KA en bij falen (56 d) toevoeging A-slib, ♦), RIII (KA en bij falen (56 d) toevoeging ijzerbron (FeCl2, FeSO4), --), RIV (Enkel KA, -- ) en RV (A-slib, ). Elk voedingsregime gebeurde in triplicaat, behalve voor RV. Op dag 77 van het experiment werd vervolgens een puls van A-slib toegediend aan de drie reactoren die ondanks toevoeging van een ijzerbron bleven verzuren (RIII_25%, , RIII_50%, , RIII_75%, ) waarbij resp. 25, 50 en 75 % van hun reactorinhoud vervangen werd voor A-slib.
~4e fase: remediatie d.m.v. puls van vergist A-slib (D77-D82)~
Als ultieme remediatiepoging van drie nog falende reactoren (RIII), naast de referentie RIV die geen
biogas meer produceerde, werd resp. 25, 50 en 75% van hun totale reactorinhoud op dag 77
vervangen door reeds vergist A-slib afkomstig uit RV. Initieel deed deze puls zowel RIII_50% als
RIII_75% tijdelijk opnieuw biogas vormen, maar na een poos bleef enkel de reactor die voor 75% was
ververst doorgaan met biogasvorming op het niveau van zowel RI als RII (stabiele operatie >0,4 L CH4
L-1 d -1).
De gemiddelde methaanproducties waargenomen voor resp. RI, RII, RIII_25%, RIII_50%, RIII_75% RIV
en RV waren: 0,76 ± 0,06; 0,14 ± 0,15; 0; 0,11 ± 0,10; 0,19 ± 0,17; 0 en 0,43 ± 0,01 L CH4 L-1
d -1 (Tabel
3.6).
Opstartperiode Experiment
Deel III Resultaten
71
~5e fase: hervatting vergisting keukenafval (D82-D96)~
Bij verderzetten van het voeden met enkel keukenafval na succesvolle remediatie van RII en RIII_75%
en falen van RIII_25% en RIII_50%, werden volgende gemiddelde methaanproducties waargenomen
voor resp. RI, RII, RIII_25%, RIII_50%, RIII_75% RIV en RV: 0,71 ± 0,06; 0,48 ± 0,09; 0,02 ± 0,01; 0,11 ±
0,10; 0,53 ± 0,07; 0,01 ± 0,01 en 0,45 ± 0,02 L CH4 L-1
d -1. Buiten RIII_25% en RIII_50% produceerden
de andere reactoren weer biogas naar behoren (Figuur 3.22).
Wat betreft de methaanopbrengst (L CH4 gCOD -1) van de verschillende reactoren wordt verwezen
naar de addenda (Figuur A.18-21). Gemiddeld bedroeg die bij stabiele operatie (na opstartperiode en
voor falen van de reactoren) voor de reactoren gevoed met enkel keukenafval, enkel A-slib en vergist
A-slib samen met keukenafval resp. 0,28 ± 0,03; 0,18 ± 0,02; 0,27 ± 0,06 L CH4 gCOD L-1. Co-vergisting
van A-slib met keukenafval deed de methaanopbrengst hier dus niet toenemen t.o.v. vergisting van
enkel keukenafval. (Tabel 3.6).
Procesparameters
De totale vluchtige vetzuur concentraties (VVZ: mg COD L-1) tijdens de opstartperiode (26 dagen)
liepen op tot 496; 452; 546; 267; 436 mg COD L-1 voor resp. RI (A-slib en keukenafval (KA)), RII (KA,
remediatie met vergist A-slib), RIII (KA, remediatie met ijzersupplement), RIV (KA, referentie) en RV
(A-slib). Dat kan te wijten zijn aan een iets te hoge initiële belasting bij de opstart.
Tijdens het experiment accumuleerden de vluchtige vetzuren nauwelijks voor RI en RV, de
behandelingen waarbij A-slib dus werd (co-)vergist (met keukenafval). De waarden gingen nooit
boven 659 en 1247 mg COD L-1 tijdens heel het experiment (Figuur 3.23). Voor de reactoren enkel
gevoed met keukenafval (RII, RIII en RIV) ging de vetzuur accumulatie samen met de daling in
biogasproductie. Piekwaarden van respectievelijk 12954, 14040 en 12857 mg COD L-1 voor RII, RIII en
RIV werden waargenomen tijdens het falen van de vergisters (Tabel 3.6).
De vetzuurprofielen voor de verschillende reactoren zijn opgenomen in de addenda (Figuur A.22-32).
Een pH-daling van reactoren RII, RIII en RIV (Figuur 3.24) gaf een indicatie van verzuring en opbouw
van VVZ en kon gerelateerd worden met een verminderde biogasproductie. Op het einde van het
experiment (na herstel van de biogasproductie) duidde de pH-daling op het opnieuw verzuren van de
herstelde reactoren (RII, RIII_75%) wat wees op de herhaalbaarheid van het falen van de reactoren.
De totale ammoniakale stikstof (TAN: mg N L-1) werd opgevolgd voor de verschillende reactoren
(Figuur 3.25). Hierbij valt op dat de reactoren met een stabiele biogasproductie (RI, RV) hogere
waarden vertoonden (575-1000 mg N L-1) dan de andere reactoren. De initiële TAN waarden van de
Resultaten Deel III
72
falende reactoren daalden tot een stabiele waarde (200 mg N L-1) om dan vervolgens opnieuw te
stijgen bij herstel.
Figuur 3.23: Totale vluchtige vetzuur concentratie (mg COD L-1
) voor de verschillende types reactoren met ander voedingsregime doorheen het experiment, RI (Continu A-slib en keukenafval (KA), ), RII (Enkel KA en bij falen (56 d) toevoeging A-slib, ♦), RIII (KA en bij falen (56 d) toevoeging ijzerbron (FeCl2, FeSO4), --), RIV (Enkel KA, -- ) en RV (A-slib, ). Elk voedingsregime gebeurde in triplicaat, behalve voor RV. Op dag 77 van het experiment werd vervolgens een puls van A-slib toegediend aan de drie reactoren die ondanks toevoeging van een ijzerbron bleven verzuren (RIII_25%, , RIII_50%, , RIII_75%, ) waarbij resp. 25, 50 en 75 % van hun reactorinhoud vervangen werd voor A-slib.
Een laatste bemerking in verband met de procesparameters, nl de waargenomen uitspoeling van de
actieve biomassa voor de reactoren gevoed met keukenafval werd bevestigd door analyse van de
totale gesuspendeerde vaste stof (TSS) in de relevante reactoren (RII, RIII en RIV resp. 9,49 ± 0,69;
8,98 ± 0,90 en 7,31). Bij co-vergisting met A-slib bleef de TSS-waarde merkelijk hoger (RI: 19,82 ± 0,37
g TSS L-1) en constant in vergelijking met de initiële TSS-concentratie.
Een algemeen overzicht van de gemiddelde methaanproductie (L CH4 L-1
d -1 ), methaanopbrengst (L
CH4 gCOD -1) en maximale totale vetzuur concentraties (mg COD L-1) doorheen het experiment tijdens
de verschillende fases wordt gegeven in een samenvattende tabel (Tabel 3.6). Het voedingsregime
doorheen te tijd werd eerder weergegeven in Deel II ‘Materiaal en methoden’ (Tabel 2.1).
Opstartperiode Experiment
Deel III Resultaten
73
Figuur 3.24 en 3.25: Zuurtegraad, pH (-) en Totale ammoniakale stikstof, TAN (mg N L-1
) voor de verschillende types reactoren met ander voedingsregime doorheen het experiment, RI (Continu A-slib en keukenafval (KA), ), RII (Enkel KA en bij falen (56 d) toevoeging A-slib, ♦), RIII (KA en bij falen (56 d) toevoeging ijzerbron (FeCl2, FeSO4), --), RIV (Enkel KA, -- ) en RV (A-slib, ). Elk voedingsregime gebeurde in triplicaat, behalve voor RV. Op dag 77 van het experiment werd vervolgens een puls van A-slib toegediend aan de drie reactoren die ondanks toevoeging van een ijzerbron bleven verzuren (RIII_25%, , RIII_50%, , RIII_75%, ) waarbij resp. 25, 50 en 75 % van hun reactorinhoud vervangen werd voor A-slib.
Opstartperiode Experiment
Opstartperiode Experiment
Resultaten Deel III
74
Tabel 3.6: Gemiddelde methaanproductie (L CH4 L-1
d -1
), methaanopbrengst (L CH4 gCOD -1
) en maximale totale vetzuur concentraties (mg COD L
-1) tijdens de 5 fases van het experiment (fase 1: dag 0 tot dag 56; fase
2: D56-D105) met de verschillende types van reactoren, resp. RI (Continu A-slib en keukenafval (KA)), RII (Enkel KA en bij falen (56 d) toevoeging A-slib), RIII (KA en bij falen (56 d) toevoeging ijzerbron (FeCl2, FeSO4)), RIV (Enkel KA) en RV (A-slib). Elk voedingsregime gebeurde in triplicaat, behalve voor RV. Op dag 77 van het experiment werd vervolgens een puls van A-slib toegediend aan de drie reactoren die ondanks toevoeging van een ijzerbron bleven verzuren (RIII_25%, , RIII_50%, , RIII_75%, ) waarbij resp. 25, 50 en 75 % van hun reactorinhoud vervangen werd voor A-slib.
Fase RI RII RIII_25% RIII_50% RIII_75% RIV RV
Methaanproductie (L CH4 L-1
d -1)
1 D0-56 0,50 ± 0,15 0,40 ± 0,09 0,38 ± 0,07 0,38 ± 0,07 0,38 ± 0,07 0,42 ± 0,09 0,38 ± 0,06
2 D56-68 0,76 ± 0,05 0,17 ± 0,15 0,10 ± 0,12 0,10 ± 0,12 0,10 ± 0,12 0,13 ± 0,18 0,44 ± 0,02
3 D68-77 0,75 ± 0,06 0,02 ± 0,02 0,01 ± 0,01 0,01 ± 0,01 0,01 ± 0,01 0,01 ± 0,01 0,43 ± 0,03
4 D77-82 0,76 ± 0,06 0,14 ± 0,15 0 0,11 ± 0,10 0,19 ± 0,17 0 0,43 ± 0,01
5 D82-96 0,71 ± 0,06 0,48 ± 0,09 0,02 ± 0,01 0,11 ± 0,10 0,53 ± 0,07 0,01 ± 0,01 0,45 ± 0,02
Methaanopbrengst (L CH4 gCOD -1)
1 D0-56 0,23 ± 0,05 0,27 ± 0,04 0,25 ± 0,03 0,25 ± 0,03 0,25 ± 0,03 0,28 ± 0,03 0,16 ± 0,02
2 D56-68 0,32 ± 0,02 0,08 ± 0,09 0,06 ± 0,07 0,06 ± 0,07 0,06 ± 0,07 0,08 ± 0,11 0,19 ± 0,01
3 D68-77 0,32 ± 0,03 0,02 ± 0,01 0 0 0 0,01 ± 0,01 0,18 ± 0,01
4 D77-82 0,32 ± 0,03 0,12 ± 0,10 - - - 0 0,18 ± 0,01
5 D82-96 0,28 ± 0,03 0,26 ± 0,04 - - - 0 0,19 ± 0,01
Maximale totale vetzuur concentratie (mg COD L-1)
1 D0-56 659 4866 4651 4651 4651 1709 792
2 D56-68 361 12954 11587 11587 11587 10690 1247
3 D68-77 104 12303 10112 10112 10112 12216 120
4 D77-82 152 4125 8835 3004 0 9230 666
5 D82-96 13 3339 14040 11765 886 12857 302
Deel III Resultaten
75
4.3. Conclusie
Algemeen kon besloten worden dat co-vergisting van reeds vergist A-slib met keukenafval loont; een
hogere processtabiliteit en constante (hogere) biogasproductie over de hele lijn werden
waargenomen bij de behandeling in triplicaat.
Daarnaast werd opnieuw aangetoond dat vergisting van keukenafval zonder additieven, zelfs aan
lage belastingen, moeilijk blijft, wat zich vertaalde in uitspoeling van de biomassa en daling in de
biogasproductie. Remediatie was echter mogelijk door een periode van 26 dagen reeds vergist A-slib
additioneel bij te voegen als substraat. Mogelijk kon dit nog op een kortere tijd verwezenlijkt
geworden zijn, indien het voeden van keukenafval direct was stopgezet en niet na 12 dagen
remediatie, en in de plaats direct enkel vergist A-slib was toegevoegd.
De toevoeging van ijzer onder de vorm van een FeCl2- en FeSO4-oplossing bleek niet te helpen om de
biogasproductie in de reactoren te herstellen. Waaruit besloten kon worden dat de rol van ijzer
overschat werd.
De plotse pulsvoeding met reeds vergist A-slib voor herstel van reeds verzuurde reactoren werkte
enkel indien 75% van de totale reactorinhoud ververst en vervangen werd door A-slib.
De remediatie pogingen bleken ook slechts een tijdelijk effect te hebben, aangezien bij verder
voeden met enkel keukenafval de reactoren opnieuw een verzurende trend inzetten, wat wees op
een instabiel evenwicht.
Deel IV - Discussie
Deel IV - Discussie
Deel IV Discussie
77
1. Inleiding
De trend in de richting van een meer duurzame afvalwaterbehandeling opent perspectieven voor
verschillende processen die binnen deze scriptie behandeld werden. Zo krijgt anaerobe vergisting
(AD) een sleutelrol toebedeeld binnen het meer energieneutraal maken van waterzuiverings-
installaties. Naast de eerder beschreven voordelen, kampt AD met terloops voorkomende
procesinstabiliteit met verminderde biogasproductie tot gevolg.
De eerste, belangrijke groep van experimenten in deze scriptie handelden zodoende over vergisting.
Het gebruik van A-slib als stabiliserende additief bij vergisting van keukenafval en melasse werd
nagegaan. Tijdens de twee experimenten over een tijdsperiode van resp. 105 en 96 dagen werden
verschillende stabiliteitsparameters opgevolgd. Het 1e experiment diende vooral om de
stabiliserende werking van A-slib op de vergisting aan te tonen en de microbiële samenstelling van
het A-slib te linken aan de stabiliteit van de reactoren die A-slib kregen als substraat. In het tweede
experiment werd de stabiliserende werking van het A-slib, mogelijk te wijten aan de fysico-
chemische samenstelling, verder onderzocht. Bovendien werd in het tweede experiment nagegaan
of remediatie van falende reactoren met A-slib (of ijzersupplementen), al dan niet door continue of
pulsgewijze voeding, haalbaar was.
Daarnaast werd een poging ondernomen tot het bekomen van een geconcentreerde stroom van A-
slib om die vervolgens te vergisten. Het produceren van het A-slib gebeurde in een sequence batch
reactor (SBR) type A-stage. Elektrofiltratie bleek een betere concentratie van het A-slib teweeg te
brengen dan bezinking en centrifugatie als noodzakelijke concentratiestap.
In de volgende secties zullen de onderzoeksresultaten besproken worden en naast de bestaande
literatuur gelegd worden, evenals suggesties vermeld worden voor verder onderzoek. Co-vergisting
van keukenafval met A-slib wordt verder uitgewerkt, gevolgd door een korte bespreking van de
gebruikte substraten en hun invloed op het vergistingsproces. Tenslotte wordt nog even stilgestaan
bij de manier waarop een geconcentreerde stroom A-slib kon bekomen worden a.d.h.v.
elektrofiltratie.
Discussie Deel IV
78
2. Valorisatie: fed-batch co-vergisting van A-slib met keukenafval of melasse
2.1. Biogasproductie en performantie van de reactoren
Co-vergisting van keukenafval (KA) of melasse (M) met A-slib onder mesofiele omstandigheden (34°C)
resulteerde in een stabiele methaanproductie bij een slibverblijftijd van 20 dagen (resp. 1,25 ± 0,12;
1,29 ± 0,14 (reactoren gevoed met keukenafval, KA) en 0,54 ± 0,11; 0,70 ± 0,15 (reactoren gevoed
met melasse, M) L CH4 L-1
d -1), alhoewel de toename aan vluchtige vetzuren (VVZ) in de reactoren op
een zekere instabiliteit van het vergistingsproces kon wijzen (602; 378 (KA) en 25321; 20137 (M) mg
COD L-1). Hierbij vielen vooral de zeer hoge waarden bij co-vergisting met melasse op, ondanks de
blijvend stabiele biogasproductie. De aangewezen verhouding tussen het A-slib en keukenafval of
melasse (resp. 15-85, 10-90%) werd overgenomen uit een eerder uitgevoerd onderzoek (De Vrieze et
al., 2013). De stabiliserende werking van A-slib tijdens co-vergisting bleek gelijkaardig te zijn aan het
effect wanneer secundair (CAS) slib en dierlijke mest werden toegevoegd (Fang et al., 2011; Kim et al.,
2011; Zhang et al., 2011; Zhang en Jahng, 2012).
De reactoren die enkel gevoed werden met keukenafval of melasse faalden daarentegen na verloop
van tijd (resp. na 40 en 60 dagen 50% afname van de biogasproductie). De totale vluchtige vetzuur
concentratie voor de reactoren enkel gevoed met keukenafval of melasse bedroeg maximaal resp.
17685 en 34513 mg COD L-1. Deze extreem hoge waarden waren een duidelijke indicatie van het
falen van het proces en inhibitie van de methanogenen (Appels et al., 2008). De pH-daling van de
reactoren gevoed met enkel keukenafval en melasse, was een indicatie van verzuring, opbouw van
VVZ en mogelijk falen van de reactor. De plotse daling van de pH tussen dag 42 en 44 (resp. 6,51 en
5,41) kon dus gelinkt worden met een verminderde biogasproductie in de reactor enkel gevoed met
keukenafval (Chen et al., 2008). Daarnaast daalde de pH geleidelijk in de reactor gevoed met enkel
melasse en bereikte nooit de extreem lage pH als bij het keukenafval, waardoor de biogasproductie
nooit volledig stilviel (pH >6). Voor zowel vergisting van keukenafval als melasse werden gelijkaardige
resultaten bekomen als in eerder onderzoek (Banks et al., 2011; Fang et al., 2011; Ma et al., 2011;
Zhang en Jahng, 2012; De Vrieze et al., 2013).
De totale VVZ concentraties van de reactoren gevoed met melasse (en A-slib) tijdens de
opstartperiode (28 d) wezen op een lichte overbelasting van de reactoren (3159, 2061 en 883 mg
COD L-1) (Appels et al., 2008). Mogelijk kwam dit door de verminderde omzetting van VVZ naar biogas
vanwege de aanwezigheid van inhiberende componenten, wat ook te zien was in de lagere
methaanopbrengsten. De overige reactoren vertoonden geen teken van overbelasting tijdens de
opstart en de totale VVZ concentraties lagen beneden de detectielimiet of onder 100 mg COD L-1.
Deel IV Discussie
79
Opmerkelijk was dat het omschakelen naar een minder geconcentreerde stroom van A-slib (48,80 vs.
22,61 gCOD L-1) het falen van de reactoren gevoed met keukenafval en A-slib in de hand werkte. Een
toename in de totale VVZ concentratie (17353 en 18952 mg COD L-1) wees op procesinstabiliteit,
evenals een daling van de pH (Appels et al., 2008; Chen et al., 2008). Het verloop van de
biogasproductie bevestigde dit gegeven (0,51 ± 0,45 en 0,52 ± 0,46 L CH4 L-1
d -1). Mogelijk werd deze
instabiliteit veroorzaakt door het gebruik van half zo geconcentreerd A-slib, wat het toegevoegde
COD-gehalte, evenals de nuttige componenten, zoals ijzer, afkomstig uit het A-slib deed afnemen.
2.2. Invloed autoclaveren A-slib: evolutie van de bacteriële gemeenschap
Het mogelijke aandeel van het continu ‘bij-inoculeren’ van de reactoren met micro-organismen
afkomstig uit het A-slib in het stabiliserend effect van A-slib bij co-vergisting werd nagegaan. Bij-
inoculeren met het effluent uit een goed werkende vergister aan een vergister onder stress zorgt
immers voor een stijging in de biomassaconcentratie en herstel van het vergistingsproces (Nielsen en
Angelidaki, 2008). Het aandeel van het bij-inoculeren werd ingeschat a.d.h.v. het autoclaveren van
het A-slib bestemd voor een van de twee reactoren gevoed met A-slib (en keukenafval of melasse).
Het al dan niet autoclaveren veroorzaakte geen zichtbare wijziging in het biogasproductiepatroon,
pH-verloop of in de VVZ concentraties. Gelijke performantie betekent echter niet dat aanwezige
microbiële gemeenschap in de twee verschillende reactoren gelijk was qua samenstelling en dit gaf
aldus geen onmiddellijke indicatie over hoe stabiel de microbiële gemeenschap was en of wijzigende
omstandigheden een van de twee reactoren zou favoriseren op gebied van methaanproductie. De
link tussen de microbiële gemeenschap en de methaanproductie is niet altijd zo duidelijk en kleine
wijziging zijn doorgaans niet te merken in de performantie, waardoor extra onderzoek vereist was
(Fernández et al., 1999; Fernandez et al., 2000; Dearman et al., 2006).
De analyse van de bacteriële gemeenschap aan de hand van het bacterieel DGGE patroon diende
verder uitsluitsel te brengen. Op basis van de structuurparameters uit de Microbial Resource
Management (MRM) (Verstraete et al., 2007) zoals de rijkheid (Rr), de dynamica (Dy), de
gemeenschapsorganisatie (Co) en de gelijkenissen tussen de verschillende gemeenschappen werd
geen duidelijk verschil waargenomen tussen beide gevallen waarin het gevoede A-slib al dan niet
geautoclaveerd was. Gebaseerd op de similariteitsmatrix of het dendrogram via clustering kwam de
gelijkenis tussen de verschillende microbiële gemeenschappen goed naar voren.
Uit de paarsgewijze vergelijking tussen de verschillende reactoren doorheen het experiment bleek
dat de verandering tussen de twee gevallen (geautoclaveerd, niet geautoclaveerd) lager lag dan bij
twee totaal verschillende vergisters, de referentiesituatie (factor 2). Deze bevinding leverde een
Discussie Deel IV
80
indicatie dat het effect van autoclaveren te verwaarlozen was, net zoals de resultaten van de
biogasproductie dat deden. Meer zekerheid over deze hypothese kan verworven worden door nog
twee identieke reactoren onder dezelfde omstandigheden te lopen als bijkomende referentie. Nu
kon enkel het verschil tussen twee reactoren gevoed met al dan niet geautoclaveerd A-slib
vergeleken worden met het percentage verschil van eenzelfde reactor doorheen de tijd over 20
dagen (SRT). Doorheen de tijd leken de microbiële gemeenschappen van de reactoren
(geautoclaveerd, niet geautoclaveerd) meer op elkaar dan op hun eigen microbiële gemeenschap
20d eerder. Al dient voor het werkelijk staven dat autoclaveren van de voedings-stroom geen invloed
heeft op de uiteindelijke microbiële gemeenschap in de vergister, verdere microbiële analyses
uitgevoerd te worden. qPCR op methanogenen geniet de voorkeur aangezien vooral de archaea en in
mindere mate de bacteriën van belang zijn voor de methaanproductie (De Vrieze et al., 2012).
2.3. Invloed substraten voor vergisting
2.3.1. A-slib
Het toevoegen van A-slib als substraat voor co-vergisting kwam overeen met het toevoegen van
secundair (CAS) slib, dierlijke mest of andere complexe afvalstromen en diende ter aanvulling van
essentiële nutriënten (Ca, Mg, S2-, Fe, Ni en Co in de grootteorde van mg L-1 (Rabaey et al., 2012)) die
ontbreken in een moeilijk vergistbare stroom zoals keukenafval (of melasse) (Fang et al., 2011; Kim et
al., 2011; Zhang et al., 2011; Zhang en Jahng, 2012). De Vrieze et al. (2013) suggereerden dat de
stabiliserende werking van A-slib veroorzaakt werd door de samenstelling ervan; vooral de invloed
van het zeer hoge ijzergehalte (1,35 g L-1) werd naar voren geschoven als mogelijke oorzaak. Het
initiële hoge Fe-gehalte in het inoculum zou volgens die hypothese de processtabiliteit bij de opstart
verklaren. Het hoge Fe-gehalte in het A-slib kan verklaard worden door de FeSO4 die gedoseerd werd
in de A-stage van de waterzuiveringsinstallatie Nieuwveer (Breda, Nederland) waar het A-slib
vandaan kwam. Daarnaast was het gebruik van half zo geconcentreerd A-slib de oorzaak van proces-
instabiliteit, mogelijks door onder een kritische concentratie van bepaalde componenten te gaan.
2.3.2. Keukenafval
Gezien de grote hoeveelheid keukenafval die jaarlijks geproduceerd wordt (2,5 x 109 ton jaar-1;
Europa), komt vergisting als alternatief voor storten of composteren onder de aandacht (Ma et al.,
2011).
Ondanks het hoge energiegehalte (0,7-1,1 kWh L-1), de hoge biodegradeerbaardheid (90%) en hoog
watergehalte (70-80%) blijft keukenafval moeilijk op zichzelf vergistbaar door de hoge COD- en
organische Kjeldahl N-inhoud (in het 1e experiment maximaal tot 319 g COD L−1 en 11 g N L−1).
Deel IV Discussie
81
Hierdoor doen zich enerzijds problemen voor met accumulatie van intermediairen (VVZ) met pH-
daling tot gevolg en anderzijds met inhiberende ammoniakconcentraties die de opbouw van VVZ
versterken (Banks et al., 2011; Ma et al., 2011; Zhang en Jahng, 2012; De Vrieze et al., 2013).
Verdunning van de inkomende stroom van keukenafval voor vergisting is dus aangewezen.
Door de mogelijke hoge concentraties aan ammoniak en VVZ accumulatie is afzonderlijke vergisting
van keukenafval enkel mogelijk bij een organische volumetrische belasting (OVB) van 2-3 gCOD L-1 d-1
bij een HRT van 40 dagen (34°C) volgens Hecht en Griehl (2009). Uit het experiment dat hierboven
beschreven werd, kwam echter naar voren dat bij een OVB lager dan 2,5 gCOD Lr-1 d-1 vergisting van
keukenafval alsnog faalde bij weliswaar een kortere verblijftijd in de reactor (20d). De lage
gemiddelde methaanopbrengst (0,15 L CH4 gCOD -1; 43%) tijdens stabiele operatie was vergelijkbaar
met de waarden bekomen door andere onderzoekers (50-60%) (Banks en Stringfellow, 2008).
Tijdens het fed-batch experiment was de ammoniakconcentratie van de reactor enkel gevoed met
keukenafval, veroorzaakt door het hoge organische stikstofgehalte van het keukenafval, bij neutrale
pH < 5 mg N L-1 (gebaseerd op 1% van de totale ammoniakale stikstofconcentratie (TAN): < 500 mg N
L-1), wat geen inhibitie van de methanogenen veroorzaakte (< 4,2 g L-1 NH3). Dit werd bevestigd door
de nog hogere concentraties in de reactoren waarin co-vergisting van A-slib met keukenafval
plaatsvond zonder verminderde biogasproductie. Het ontbreken van essentiële groeifactoren
(micronutriënten) veroorzaakte vermoedelijk inhibitie van de methanogenen wat voor een opbouw
van VVZ zorgde, gezien de snelle afbraak van het keukenafval naar VVZ. Deze VVZ accumulatie ging
bovendien gepaard met een verdere pH-daling, wat de methanogene activiteit nog meer inhibeerde
en aan de basis lag van de biogasproductiedaling (Appels et al., 2008; Chen et al., 2008; Rabaey et al.,
2012).
2.3.3. Melasse
Melasse vormt net als keukenafval op het eerste gezicht een ideale afvalstroom om te vergisten. Een
hoge COD-inhoud evenals de aanwezigheid van tal van nutriënten zorgen daarvoor (Fang et al., 2011).
Na verloop van tijd werd echter een afname in de biogasproductie waargenomen bij de afzonderlijk
vergisten van melasse (fed-batch; 800 mL CSTR). De opgevolgde totale ammoniakale stikstof (TAN:
2400 mg N L-1) voor de verschillende reactoren gevoed met melasse was gerelateerd met het hogere
organisch stikstofgehalte (TKN) in de melasse, ammoniak-inhibitie was daar mogelijk. Het was echter
niet de aanwezigheid van ammoniak (vrij lage waarde bij pH 7,8: 240 mg N L-1), maar vermoedelijk de
aanwezigheid van andere toxische, inhiberende componenten zoals kalium, fenolen en/of sulfiden in
de voeding die het proces deden falen. Dit werd bevestigd door de stabiele operatie bij hogere TAN
concentraties (bij gelijke pH) van de reactoren waar co-vergisting van melasse met A-slib plaatsvond.
Discussie Deel IV
82
Inhibitie van de methanogenen had vervolgens de opbouw van VVZ tot gevolg met gerelateerde pH-
daling (Hilton en Archer, 1988; Borja et al., 1993; Appels et al., 2008; Chen et al., 2008; Fang et al.,
2011). Verdunning en additie van A-slib hielpen om deze effecten tegen te gaan, terwijl Fang et al.
(2011) een gelijkaardig resultaat bekwamen bij co-vergisting met koemest en melasse.
Deel IV Discussie
83
3. Valorisatie: fed-batch vergisting van keukenafval met A-slib of Fe-additieven
3.1. Biogasproductie en performantie van de reactoren
De bevestiging van de resultaten uit de 1e vergistingstest, namelijk dat co-vergisting van keukenafval
(KA) met A-slib onder mesofiele omstandigheden (34°C; SRT: 20 dagen) resulteerde in een stabiele
methaanproductie (RI: D49-96; 0,74 ± 1,01 L CH4 L-1
d -1), werd geleverd door 3 gelijktijdig gelopen
fed-batchreactoren (RI, 800mL, CSTR) die vergeleken werden met de referentiesituatie (RIV). Deze
referentiesituatie was een reactor enkel gevoed met keukenafval, waarvan de methaanproductie
stilviel na 59 dagen (RIV: D49-D96: 0,09 ± 0,16 L CH4 L-1
d -1). In tegenstelling tot de vorige test werd
het A-slib nu eerst vergist in 5L fed-batchreactor (RV, CSTR) voor het voeden om de COD-inhoud
ervan te verlagen, wat 15,64 ± 1,01 gCOD L-1 bleek te zijn. Het slib werd direct, zonder stockage,
gevoed.
Daarnaast werden nog eens tweemaal drie reactoren (RII en RIII) gevoed met enkel keukenafval tot
zij ook een sterke toename in de totale VVZ concentraties vertoonden (4743 ± 91 mg COD L-1) en de
pH daalde met uiteindelijk een verminderde biogasproductie tot gevolg. Bij het waarnemen van een
daling van 50% in de biogasproductie (dag 56), werd overgegaan naar herstel van de reactoren (RII
en RIII) gebruikmakend van enerzijds reeds vergist A-slib en anderzijds d.m.v. toevoegen van
ijzeroplossingen (1,35 g Fe L-1).
Het toevoegen van ijzer gebeurde in eerste instantie onder de vorm van een FeCl2-oplossing en
vervolgens als een FeSO4-oplossing, aangezien ijzer, naast ander micronutriënten zoals Mo, Co en Ni,
sterk zou bijdragen aan de processtabiliteit in AD (Zhang et al., 2011; De Vrieze et al., 2013). Het hoge
gehalte van ijzer in A-slib zou bij succesvolle remediatie dan de stabiliserende werking van A-slib
verklaren. Het hoge ijzergehalte in het inoculum was eveneens mogelijk de oorzaak waarom de
vergistingsreactoren pas na enige tijd verzuurden en de biogasproductie stilviel.
Het herstel van de biogasproductie na het doorlopen van de verschillende eerder beschreven fases,
was geslaagd voor de drie reactoren die reeds vergist A-slib toegevoegd kregen (RII), waarna
opnieuw kon overgegaan worden naar voeden met keukenafval. De tijdsduur van de remediatie
besloeg 20 dagen, ofwel één keer de volledige slibverblijftijd.
De ander optie, waarbij ijzer werd toegevoegd, eerst als FeCl2 en vervolgens als FeSO4, bleek niet te
werken. Midden in de remediatieperiode werd overgeschakeld op FeSO4 aangezien dit de
sulfaatreducerende bacteriën (Gerardi, 2003) de kans gaf om een gedeelte van het overschot aan
VVZ weg te werken en het tijdelijk over te nemen van de methanogenen. Beide opties werkten niet,
Discussie Deel IV
84
mogelijk vanwege het feit dat ijzer enkel helpt om een stabiel proces stabiel te onderhouden, maar
eens het vergistingsproces faalde, bleken de toegevoegde ijzerconcentraties niet voldoende hoog te
zijn om het proces te herstellen.
Het vervangen van resp. 25, 50 en 75% van de reactorinhoud van de verzuurde reactoren met vergist
A-slib bleek enkel effectief bij het hoogste percentage toegevoegd A-slib, waarna quasi onmiddellijk
hetzelfde biogasproductieniveau werd bereikt als bij de reactoren van het type RII.
3.2. Rol van ijzer in de processtabiliteit
De actieve rol van ijzer in de stabiliserende werking werd op basis van de testen niet volledig
bevestigd, nog weerlegd, ondanks het falen van de poging tot herstel van de verschillende
verzurende reactoren. Wat wel duidelijk werd is dat toedienen van enkel ijzer (onder de vorm van
Fe(II)Cl2 of Fe(II)SO4) voor de reactoren niet hielp wanneer de reactoren al ver verzuurd waren; dit in
tegenstelling tot het wel werkende A-slib met dezelfde ijzerinhoud. Mogelijke verklaringen hiervoor
zijn het voorkomen van ijzer onder een andere, beter beschikbare vorm (oplosbaarheid,
gecomplexeerd, ed.), het verschil tussen tweewaardig en driewaardig ijzer (resp. ferro en ferri, Fe2+
en Fe3+, alhoewel al het ijzer onder reducerende omstandigheden in AD tweewaardig zal zijn) en/of
een te lage ijzerconcentratie bij de start van de remediatie (202,5 mg Fe L-1). In vergelijking met de
experimenten van Zhang et al. (2011) kwamen deze laatste Fe-concentraties in de reactor overeen
met de concentraties van Fe in de reactor nadat zij ijzer hadden toegevoegd, weliswaar reeds vanaf
het begin en samen met andere componenten (2,0 mg L-1 Co2+; 5,0 mg L-1 Mo2+, 10 mg L-1 of Ni2+, 100
mg L-1 of Fe3+). Zhang et al. (2011) bereikten zo door additie vanaf het begin van micronutriënten een
succesvolle stabiele vergisting van keukenafval. Het herstel na verzuring door toevoeging van enkel
ijzer daarentegen, bleek niet te werken gezien de bekomen resultaten in deze scriptie.
De mogelijke stabiliserende werking van ijzer kan berusten op het neerslaan van ijzerfosfaten
(analoog aan de werking van calciumfosfaten (Kleyböcker et al., 2012)) waaraan het overschot van
vluchtige vetzuren kan adsorberen, wat de stabiliteit in de hand zou werken. Gezien de hoge Fe:P
verhouding (1,71) in A-slib leek deze verklaring aanneembaar (De Vrieze et al., 2013), maar ze
verklaart de resultaten maar gedeeltelijk, waarvoor nader onderzoek vereist is. Het toevoegen van
FeCl2 heeft, naast het verhogen van het ijzergehalte, nog een bijkomende werking, nl. de
verwijdering van sulfiden uit oplossing (Chen et al., 2008). Het gebruik van FeSO4 speelt dan weer in
op de tijdelijke overname van sulfaatreducerende bacteriën die de consumptie van vluchtige
vetzuren op zich kunnen nemen (Gerardi, 2003). Beide mechanismes bleken weinig van invloed te
zijn bij het remediëren van de falende reactoren.
Deel IV Discussie
85
3.3. Perspectieven en uitdagingen
Verder onderzoek van de precieze samenstelling van het A-slib zal nodig zijn om de werkzame
bestanddelen aan te duiden die verantwoordelijk zijn voor de stabiele co-vergisting van keukenafval
met A-slib. Hiervoor zullen verschillende (groepen) componenten afzonderlijk toegevoegd moeten
worden aan fed-batch reactoren gevoed met keukenafval op laboschaal. Op basis hiervan kunnen
dan de werkzame componenten/nutriënten die cruciaal zijn voor een stabiele operatie afgezonderd
worden. IJzer zal vermoedelijk een van de cruciale componenten zijn, maar niet de enige, al moet
onderzoek dat verder uitwijzen. Mogelijke pistes zijn de andere micronutriënten (Co2+; Mo2+, Ni2+, ed.)
die gebruikt werden door Zhang et al. (2011) om een stabiele operatie te bekomen of organische
moleculen zoals bijvoorbeeld huminezuren.
Het verder onderzoeken van de microbiële gemeenschap om het effect van bij-inoculeren volledig uit
te sluiten (verschil tussen autoclaveren en niet autoclaveren), lijkt ook aangewezen a.d.h.v. een qPCR.
Ook moet nagaan worden of sporevormende organismen mogelijk overheersen/aanwezig zijn in het
slib na autoclaveren. Bovendien dient de mogelijke invloed van toevoegen van bepaalde
componenten op de microbiële gemeenschap nauw opgevolgd te worden om mogelijke
veranderingen op te sporen.
Een mogelijke toepassing van het gebruik van A-slib is als een goedkoop remediërend additief voor
gefaalde industriële vergistingsinstallaties. Deze kunnen zo zonder de nood aan een volledig nieuwe
opstart en het laten leeglopen van de inactieve biomassa uit de reactor, terug op vol vermogen
biogas produceren na een remediatieperiode die ten hoogste even lang duurt als de slibverblijftijd.
Gezien de kosten die procesinstabiliteit met zich meebrengt, betekent dit een beduidende
winsituatie. Het continu bijvoeden met A-slib daarentegen is nog meer aangewezen vanwege de
hogere biogasproductie. Het isoleren van de essentiële werkingscomponent(en) zou het
herstelproces en transport echter vergemakkelijken, waardoor geconcentreerde supplementen die
een bewezen herstellende werking hebben, dan gemakkelijk bij de industriële vergisters kunnen
toegevoegd worden.
Discussie Deel IV
86
4. Concentratiestap: elektrofiltratie
4.1. Optimalisatie van reactorconfiguratie en bedrijfsvoering
Bij het gebruik van een microzeef voor het rechtstreeks concentreren van het A-slib werd snel
duidelijk dat de voornaamste parameters die in acht dienden genomen te worden voor een stabiele
operatie, de cross-flow snelheid en grootte van de stroomdoorgang voor het slib in de module waren.
Deze parameters bepalen immers de flux en membraanvervuiling. Zodoende werd een afweging
gemaakt tussen de grootte van het reactorcompartiment (doorstroomde oppervlakte 0,5 x 5 cm) en
de daarmee gecorreleerde cross-flow snelheid (vx van ± 8 cm s-1) om dichtslibben van de module te
voorkomen en membraanvervuiling te verminderen. In de praktijk worden cross-flow snelheden tot
20 cm s-1 en hoger gebruikt voor deze redenen. Hierbij waren de pompsnelheden echter een
bijkomende beperking waardoor geen hogere cross-flow snelheden konden bekomen worden,en wat
het filtratieproces bemoeilijkte. Het dichtslibben van de module en/of tubing veroorzaakte nl.
drukopbouw aan de permeaatzijde, waardoor de recirculatiepomp (ver)stopte. Deze problemen
zorgden ervoor dat de filtratie-experimenten op laboschaal niet zo vlot verliepen als mogelijk zou zijn
op pilootschaal of in de praktijk. De cellen evenals de pompen zelf die gebruikt werden zijn immers
niet bedoeld om slib met een dergelijk hoog vaste stof gehalte in rond te pompen. Het
onttrekkingsdebiet, uitgedrukt in de schoonwaterflux doorheen de filter, lag idealiter tussen de 10 en
50 L (m² u)-1. Een stabiele flux van 13,2 L (m² u)-1 kon bekomen worden bij discontinu pompen (5
minuten van de 15 minuten pompen), dit ondanks het feit dat het hier ging om filtratie door een
microzeef met een zeer hoge permeabiliteit. De lage flux was de enige mogelijkheid om
membraanvervuiling onder controle te houden. Met enige routine en kleine aanpassingen (lees:
verstevigingen en overschakelen op testen met 1 EF-module i.p.v. beide modules te vergelijken
vanwege inherente variabiliteit van het proces) konden toch enkele resultaten bekomen worden, al
blijft oplettendheid bij de interpretatie ervan aangewezen.
4.2. Invloed van het opgelegde elektrisch veld
Gezien de beperkte sterkte van het opgelegde elektrische veld (< 20 V cm-1) was het opvallend dat
aan- of afwezigheid van een elektrisch veld een grote impact had op het filtratieproces. Een snelle
berekening toont aan dat bij aanname van een zeta potentiaal ζ van -14 mV van de A-slib partikels
(geschat uit waarden voor actief slib (Van Petegem, 2001; Saveyn et al., 2005), gerekend met de
dynamische viscositeit en permittiviteit van water (resp. ηw 8,90 x 10-4Pa s en εw 6,95 x 10-10 C2 (N m²)-
1) de deeltjes een elektroforetische mobiliteit µ bezitten van ongeveer -1,093 x 10-8 m² V-1 s-1 ofwel
een snelheid van beweging van -0,002 cm s-1 (> 4,17 x 10-4 cm s-1, nl. de geschatte snelheid van het
Deel IV Discussie
87
watertransport door de filter bij 15 L (m² u)-1). In de gebruikte module betekent dit dat een partikel
gemiddeld iets minder dan 5 minuten nodig heeft om de afstand tussen de filter en de anode (0,5 cm)
te overbruggen, wat toch vrij lang is. Andere onderzoekers maakten doorgaans gebruik van hogere
elektrische veldsterktes (tot bijvoorbeeld 73,3 V cm-1) (Wakeman en Tarleton, 1987; Tsai et al., 2011),
wat het effect vergroot op de fluxtoename tot het bereiken van een zekere kritisch E-veldsterkte.
Hogere elektrische velden in de EF-module werden niet opgelegd ondanks het niet bereiken van de
kritische E-veldsterkte, vanwege de reeds hoge stroom die vereist was (>1A) door de hoge weerstand.
Elektrofiltratie van geconcentreerd A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1) bij de afwisselende aan- of afwezigheid
van een elektrisch veld toonde een periodiek klein verschil tussen de flux. Gezien de beperkingen van
de mogelijke grootte van het E-veld dat kon opgelegd worden met de stroombron, werd verkozen
om meer geconcentreerd A-slib (11,17 ± 1,00 g TS L-1) te testen. Hier was het verschil in de flux
tussen aan- en afwezigheid van het E-veld groot (flux bij E-veld > 8 L (m² u)-1 vs. referentie < 2 L (m²
u)-1), ondanks de theoretisch gelijke elektroforetische mobiliteit die aangelegd werd als in het vorige
experiment. Het feit dat het om nieuw, vers slib ging met mogelijk een gewijzigde zeta potentiaal
(door een verminderde neutralisatie vanwege gewijzigde FeSO4 dosering in de waterzuiverings-
installatie waarvan het slib afkomstig was), evenals het feit dat de hogere concentratie aan slib meer
vlokvorming veroorzaakte, zijn mogelijke verklaringen.
De experimenten waarbij een continu E-veld werd opgelegd of geen E-veld werd opgelegd konden,
vanwege procesinstabiliteit, niet exact met elkaar vergeleken worden op gebied van fluxverloop. De
effluentkwaliteit (uitgedrukt in TS-verwijderingspercentage) was echter merkelijk beter bij de
aanwezigheid van een elektrisch veld t.o.v. de referentiesituatie (TS-verwijderingspercentage, E: 85-
90% vs. Ref: 77-85%), wat toch wijst op een goede werking van het elektrisch veld. De doelstelling
om een tien keer zo geconcentreerde stroom aan A-slib te verkrijgen om te vergisten werd niet
rechtstreeks gehaald met behulp van elektrofiltratie van het A-slib. Het behalen van 2 tot 3 keer het
influent TS-gehalte was wel mogelijk (bijvoorbeeld: van 11,17 ± 1,00 g TS L-1 (na bezinking van het
originele A-slib (2,37 ± 0,64 g TSS L-1)) naar 26,89 ± 0,88 g TS L-1 via elektrofiltratie). Anders gezegd,
vertrekkende van het originele A-slib werd wel een tien keer zo geconcentreerde stroom aan A-slib
bekomen na bezinking en elektrofiltratie.
4.3. Perspectieven en uitdagingen
Het grote voordeel van elektrofiltratie en varianten waarin (duurzame) elektriciteit gebruikt wordt
ter vervanging van chemicaliën voor membraanreiniging, is natuurlijk het verminderde
chemicaliëngebruik (beschadiging membranen, milieu overwegingen) en verminderde nood tot
membraanvervanging (Ofir et al., 2007). Uitgaand van een gemiddelde stroomsterkte van 1A en een
Discussie Deel IV
88
potentiaalverschil van 10V (E-veld: 20 V cm-1), komt het stroomverbruik op 0,24 kWh per dag uit voor
3 L filtraat. Dit komt neer op 80 kWh m-³ filtraat, ofwel (energiekost van € 0,10 kWh-1) een kost van €
8 m-³ filtraat. Deze kost is veel hoger dan de momenteel gangbare kost in MBRs van ongeveer € 0,25-
0,4 m-³ filtraat). Gezien het verbruik enkel afhankelijk is van de weerstand in het systeem dienen de
elektroden zo dicht mogelijk bij elkaar geplaatst te worden als fysisch mogelijk. Bovendien kunnen
zoutoplossingen toegevoegd worden om de weerstand te verlagen. Het pulserend aanleggen van een
E-veld kan het energieverbruik ook drukken (Bowen et al., 1989).
Implementatie van een elektrofiltratiemodule als een soort ‘dynamisch membraan’ voor andere
membraanprocessen verwijdert een groot deel van de vuillast en verlengt de levensduur van
membranen (Ersahin et al., 2012). Daarnaast kan de EF-module gebruikt worden voor het bereiken
van een geconcentreerde stroom van slecht bezinkbaar, floterend A-slib, afkomstig uit een A-stage.
Conclusie
89
Algemene conclusie
Om in de richting van een duurzame afvalwaterbehandeling te evolueren, waarbij naast het water en
de waardevolle componenten ook de aanwezige energie wordt gerecupereerd, is het bekomen van
een geconcentreerde stroom slib, gescheiden van de schone waterstroom essentieel. Valorisatie van
de energie, het water en de nutriënten uit het afvalwater dient van waterzuiveringsinstallaties een
netto producent van energie en grondstoffen te maken in plaats van een netto consument. Binnen
deze scriptie werd hoofdzakelijk gekeken naar de recuperatie van energie door middel van anaerobe
vergisting (AD) na concentratie van de vuillast uit het afvalwater via opeenvolgende adsorptie in de
A-stage van het Adsorptie/Bio-oxidatie (A/B) proces en (elektro)filtratie om het bekomen slib uit de
A-stage op te concentreren. De bekomen resultaten tijdens het onderzoek vormen, mits verder
onderzoek, een brug naar de toekomstige, meer energie-neutrale afvalwaterbehandeling.
Het geconcentreerde A-slib afkomstig uit de A-stage, werd onder mesofiele omstandigheden vergist
samen met keukenafval. Het keukenafval, op zichzelf moeilijk te vergisten, vertoont na verloop van
tijd vanwege inhibitie van de methanogenen een verlaagde biogasproductie. Co-vergisting van het
keukenafval met A-slib zorgde voor een grotere input van organisch materiaal, wat te verkiezen is op
sterk verdunde stromen bij vergisting. Het A-slib bleek de reactorstabiliteit en methaanproductie ten
goede te komen, ondanks de waargenomen hogere waarden voor vluchtige vetzuren. Bovendien was
herstel van reeds gefaalde reactoren die in eerste instantie enkel gevoed werden met keukenafval
mogelijk door hetzij een periode continu te voeden met A-slib, hetzij 75% van de reactorinhoud te
vervangen door A-slib. Het al dan niet vooraf vergisten van het A-slib in een andere vergister of
autoclaveren heeft geen invloed op deze remediërende effecten. Dat laatste wijst op de mogelijke
afwezigheid van een link met de reeds aanwezige microbiële gemeenschap in het toegevoegde A-slib
op de reactorstabiliteit. Voorts werd getracht gelijklopende reactoren te herstellen door het
toevoegen van ijzeroplossingen (FeCl2, FeSO4) met gelijke ijzerinhoud als het A-slib (1,35 g L-1), dit
echter zonder effect. Dit betekent dat er dus mogelijk nog andere factoren zijn die meespelen bij
reactorstabiliteit met co-vergisting met A-slib, dan enkel de hoge ijzerinhoud van het A-slib.
De implementatie van een hoog belaste A-stage met hoge slibconcentraties was geen succes
vanwege bezinkingsproblemen van het slib, waardoor de actieve biomassa niet kon weerhouden
worden. Hierdoor kwam filtratie, meer bepaald elektrofiltratie, in de belangstelling om alsnog een A-
stage te lopen aan hogere slibconcentraties. Op basis van de elektrofiltratietesten kon besloten
worden dat zelfs een relatief laag elektrisch veld (< 20 V cm-1) reeds een zichtbaar, sterk effect
teweegbracht bij filtratie van geconcentreerde A-slibstromen (11,17 ± 1,00 g TS L-1). Fluxverhoging
met meer dan de helft en verminderde filterkoekvorming werden waargenomen.
Deel V - Referenties
Deel V - Referenties
Deel V Referenties
Achilli, A., T. Y. Cath en A. E. Childress (2010). "Selection of inorganic-based draw solutions for forward osmosis applications." Journal of Membrane Science 364(1–2): 233-241.
Ahmad, A. L. en S. Ismail (2012). "Prevention of Membrane Fouling Using Electric Pulse in Dead End Microfiltration of Titanium Suspensions." Jurnal Teknologi 34(1): 21–38.
Ahring, B. K., M. Sandberg en I. Angelidaki (1995). "Volatile fatty acids as indicators of process imbalance in anaerobic digestors." Applied Microbiology and Biotechnology 43(3): 559-565.
Aksu, Z. (2005). "Application of biosorption for the removal of organic pollutants: a review." Process Biochemistry 40(3): 997-1026.
Alcamo, J., M. Flörke en M. Märker (2007). "Future long-term changes in global water resources driven by socio-economic and climatic changes." Hydrological Sciences Journal 52(2): 247-275.
Angenent, L. T., K. Karim, et al. (2004). "Production of bioenergy and biochemicals from industrial and agricultural wastewater." TRENDS in Biotechnology 22(9): 477-485.
Appels, L., J. Baeyens, J. Degreve en R. Dewil (2008). "Principles and potential of the anaerobic digestion of waste-activated sludge." Progress in Energy and Combustion Science 34(6): 755-781.
Araújo, P., D. Miller, et al. (2012). "Impact of feed spacer and membrane modification by hydrophilic, bactericidal and biocidal coating on biofouling control." Desalination.
Astals, S., M. Ariso, A. Galí en J. Mata-Alvarez (2011). "Co-digestion of pig manure and glycerine: Experimental and modelling study." Journal of Environmental Management 92(4): 1091-1096.
Azbar, N., P. Ursillo en R. E. Speece (2001). "Effect of process configuration and substrate complexity on the performance of anaerobic processes." Water Research 35(3): 817-829.
Babel, S. en T. A. Kurniawan (2003). "Low-cost adsorbents for heavy metals uptake from contaminated water: a review." Journal of Hazardous Materials 97(1): 219-243.
Banks, C. J., M. Chesshire, S. Heaven en R. Arnold (2011). "Anaerobic digestion of source-segregated domestic food waste: performance assessment by mass and energy balance." Bioresource Technology 102(2): 612-620.
Banks, C. J. en A. Stringfellow (2008). "A pilot-scale trial comparing mesophilic and thermophilic digestion for the stabilisation of source segregated kitchen waste."
Barnard, J. L. (1976). "A review of biological phosphorus removal in the activated sludge process." Water Sa 2(3): 136-144.
Boehnke, B., B. Diering en S. W. Zuckut (1997a). "Cost-effective wastewater treatment process for removal of organics and nutrients I." Water Engineering & Management 144(7): 18-21.
Boehnke, B., B. Diering en S. W. Zuckut (1997b). "Cost-effective wastewater treatment process for removal of organics and nutrients II." Water Engineering & Management 144(7): 18-21.
Boehnke, B., R. Schulze-Rettmer en S. W. Zuckut (1998). "Cost-effective reduction of high-strength wastewater by adsorption-based activated sludge technology." Water Engineering & Management 145(12): 31-34.
Boo, C., M. Elimelech en S. Hong (2013). "Fouling control in a forward osmosis process integrating seawater desalination and wastewater reclamation." Journal of Membrane Science.
Boon, N., J. Goris, et al. (2000). "Bioaugmentation of activated sludge by an indigenous 3-chloroaniline-degrading Comamonas testosteroni strain, I2gfp." Applied and Environmental Microbiology 66(7): 2906-2913.
Referenties Deel V
Boon, N., W. Windt, W. Verstraete en E. M. Top (2002). "Evaluation of nested PCR-DGGE (denaturing
gradient gel electrophoresis) with group‐specific 16S rRNA primers for the analysis of bacterial communities from different wastewater treatment plants." FEMS Microbiology Ecology 39(2): 101-112.
Borja, R., A. Martin, et al. (1993). "Improvement of the kinetics of anaerobic digestion of molasses by the removal of phenolic compounds." Biotechnology Letters 15(3): 311-316.
Bouallagui, H., Y. Touhami, R. Ben Cheikh en M. Hamdi (2005). "Bioreactor performance in anaerobic digestion of fruit and vegetable wastes." Process Biochemistry 40(3): 989-995.
Bowen, W. R. en A. L. Ahmad (1997). "Pulsed electrophoretic filter-cake release in dead-end membrane processes." Aiche Journal 43(4): 959-970.
Bowen, W. R., R. S. Kingdon en H. A. Sabuni (1989). "Electrically enhanced separation processes: the basis of in situ intermittent electrolytic membrane cleaning (IIEMC) and in situ electrolytic membrane restoration (IEMR)." Journal of Membrane Science 40(2): 219-229.
Braun, R. en A. Wellinger (2010). Potential of Codigestion, www. iea-biogas. net> accessed.
Brombach, H., G. Weiss en S. Fuchs (2005). "A new database on urban runoff pollution: comparison of separate and combined sewer systems." Water science and technology: a journal of the International Association on Water Pollution Research 51(2): 119.
Buswell, A. en H. Mueller (1952). "Mechanism of methane fermentation." Industrial & Engineering Chemistry 44(3): 550-552.
Cath, T. Y., A. E. Childress en M. Elimelech (2006). "Forward osmosis: Principles, applications, and recent developments." Journal of Membrane Science 281(1–2): 70-87.
Chang, I.-S. en C.-H. Lee (1998). "Membrane filtration characteristics in membrane-coupled activated sludge system — the effect of physiological states of activated sludge on membrane fouling." Desalination 120(3): 221-233.
Chen, Y., J. J. Cheng en K. S. Creamer (2008). "Inhibition of anaerobic digestion process: a review." Bioresource Technology 99(10): 4044-4064.
Chinnaraj, S. en G. Venkoba Rao (2006). "Implementation of an UASB anaerobic digester at bagasse-based pulp and paper industry." Biomass and Bioenergy 30(3): 273-277.
Chudoba, J., J. Blaha en V. Maděra (1974). "Control of activated sludge filamentous bulking—III. Effect of sludge loading." Water Research 8(4): 231-237.
Clauwaert, P., J. Roels, et al. (2010). "Evaluatie van de milieuimpact van rioolafvalwaterzuivering met nutriëntverwijdering met behulp van levenscyclusanalyse (LCA)." WT-afvalwater 10(3): 178-185.
Corcoran, E. (2010). Sick Water? The central role of wastewater management in sustainable development, UN.
Cordell, D. (2013). "Peak phosphorus and the role of P recovery in achieving food security." Source Separation and Decentralization for Wastewater Management, TA Larsen, KM Udert and J. Lienert (eds.), IWA Publishing, London, UK: 29-44.
Cornel, P. en C. Schaum (2009). "Phosphorus recovery from wastewater: needs, technologies and costs." Water Science and Technology 59(6): 1069.
Cornelissen, E., D. Harmsen, et al. (2008). "Membrane fouling and process performance of forward osmosis membranes on activated sludge." Journal of Membrane Science 319(1): 158-168.
Dąbrowska, L. en A. Rosińska (2012). "Change of PCBs and forms of heavy metals in sewage sludge during thermophilic anaerobic digestion." Chemosphere.
Deel V Referenties
De Clippeleir, H., X. Yan, W. Verstraete en S. E. Vlaeminck (2011). "OLAND is feasible to treat sewage-like nitrogen concentrations at low hydraulic residence times." Applied Microbiology and Biotechnology 90(4): 1537-1545.
De Meester, S., J. Demeyer, et al. (2012). "The environmental sustainability of anaerobic digestion as a biomass valorization technology." Bioresource Technology.
De Vrieze, J., L. De Lathouwer, W. Verstraete en N. Boon (2013). "High-rate iron-rich activated sludge as stabilizing agent for the anaerobic digestion of kitchen waste." Water Research.
De Vrieze, J., T. Hennebel, N. Boon en W. Verstraete (2012). " Methanosarcina: The rediscovered methanogen for heavy duty biomethanation." Bioresource Technology 112: 1-9.
Dearman, B., P. Marschner en R. Bentham (2006). "Methane production and microbial community structure in single-stage batch and sequential batch systems anaerobically co-digesting food waste and biosolids." Applied Microbiology and Biotechnology 69(5): 589-596.
Defrance, L., M. Y. Jaffrin, et al. (2000). "Contribution of various constituents of activated sludge to membrane bioreactor fouling." Bioresource Technology 73(2): 105-112.
Deublein, D. en A. Steinhauser (2011). Biogas from waste and renewable resources: An introduction, Wiley-vch.
Dewettinck, T., E. Van Houtte, et al. (2001). "HACCP (Hazard Analysis and Critical Control Points) to guarantee safe water reuse and drinking water production--a case study." Water science and technology: a journal of the International Association on Water Pollution Research 43(12): 31.
Diamantis, V., I. Antoniou, et al. (2010). "Recovery of reusable water from sewage using aerated flat-sheet membranes." Water science and technology: a journal of the International Association on Water Pollution Research 62(12): 2769.
Dolnicar, S., A. Hurlimann en B. Grün (2011). "What affects public acceptance of recycled and desalinated water?" Water Research 45(2): 933-943.
Dupla, M., T. Conte, et al. (2004). "Dynamic evaluation of a fixed bed anaerobic digestion process in response to organic overloads and toxicant shock loads." Water science and technology: a journal of the International Association on Water Pollution Research 49(1): 61.
Economic, U. N. D. o. en S. Affairs (2004). World population to 2300, New York: United Nations, Department of Economic and Social Affairs.
Enevoldsen, A. D., E. B. Hansen en G. Jonsson (2007). "Electro-ultrafiltration of industrial enzyme solutions." Journal of Membrane Science 299(1): 28-37.
Ersahin, M. E., H. Ozgun, et al. (2012). "A review on dynamic membrane filtration: Materials, applications and future perspectives." Bioresource Technology.
Espinasse, B. P., S.-R. Chae, et al. (2012). "Comparison of chemical cleaning reagents and characterization of foulants of nanofiltration membranes used in surface water treatment." Desalination.
Fang, C., K. Boe en I. Angelidaki (2011). "Anaerobic co-digestion of desugared molasses with cow manure; focusing on sodium and potassium inhibition." Bioresource Technology 102(2): 1005-1011.
Fernández, A., S. Huang, et al. (1999). "How stable is stable? Function versus community composition." Applied and Environmental Microbiology 65(8): 3697-3704.
Fernandez, A. S., S. A. Hashsham, et al. (2000). "Flexible community structure correlates with stable community function in methanogenic bioreactor communities perturbed by glucose." Applied and Environmental Microbiology 66(9): 4058-4067.
Referenties Deel V
Field, C. B., V. Barros, et al. (2012). Managing the risks of extreme events and disasters to advance climate change adaptation, Cambridge University Press Cambridge.
Futselaar, H., H. Schonewille, D. de Vente en L. Broens (2007). "NORIT AirLift MBR: side-stream system for municipal waste water treatment." Desalination 204(1): 1-7.
Gallego, A., A. Hospido, M. T. Moreira en G. Feijoo (2008). "Environmental performance of wastewater treatment plants for small populations." Resources, Conservation and Recycling 52(6): 931-940.
Gerardi, M. H. (2003). The microbiology of anaerobic digesters, Wiley-Interscience.
Grant, S. B., J.-D. Saphores, et al. (2012). "Taking the “Waste” Out of “Wastewater” for Human Water Security and Ecosystem Sustainability." science 337(6095): 681-686.
Greenberg, A., L. Clesceri en A. Eaton (1992). "Standard methods for the examination of water and wastewater American Public Health Association (APHA)." Washington, DC, USA.
Guo, W., H.-H. Ngo en J. Li (2012). "A mini-review on membrane fouling." Bioresource Technology.
Haider, S., K. Svardal, P. A. Vanrolleghem en H. Kroiss (2003). "The effect of low sludge age on wastewater fractionation (S-S,S-I)." Water Science and Technology 47(11): 203-209.
Hakimhashemi, M., A. Y. Gebreyohannes, et al. (2012). "Combined effects of operational parameters on electro-ultrafiltration process characteristics." Journal of Membrane Science 403: 227-235.
Hecht, C. en C. Griehl (2009). "Investigation of the accumulation of aromatic compounds during biogas production from kitchen waste." Bioresource Technology 100(2): 654-658.
Henze, M. (2008). Biological Wastewater Treatment: Principles, Modeling, and Design, International Water Assn.
Hiemenz, P. C. en R. Rajagopalan (1997). Principles of Colloid and Surface Chemistry, Third Edition, Revised and Expanded, Taylor & Francis.
Hilton, M. en D. Archer (1988). "Anaerobic digestion of a sulfate-rich molasses wastewater: Inhibition of hydrogen sulfide production." Biotechnology and Bioengineering 31(8): 885-888.
Holm-Nielsen, J. B., T. Al Seadi en P. Oleskowicz-Popiel (2009). "The future of anaerobic digestion and biogas utilization." Bioresource Technology 100(22): 5478-5484.
Hwang, M. H., N. J. Jang, S. H. Hyun en I. S. Kim (2004). "Anaerobic bio-hydrogen production from ethanol fermentation: the role of pH." Journal of Biotechnology 111(3): 297-309.
Iacovidou, E., D.-G. Ohandja en N. Voulvoulis (2012). "Food waste co-digestion with sewage sludge–Realising its potential in the UK." Journal of Environmental Management 112: 267-274.
Isaacs, S. H., M. Henze, H. Søeberg en M. Kümmel (1994). "External carbon source addition as a means to control an activated sludge nutrient removal process." Water Research 28(3): 511-520.
Jenkins, D., M. G. Richard en G. T. Daigger (2004). Manual on the causes and control of activated sludge bulking, foaming and other solids separation problems, International Water Assn.
Kaparaju, P., I. Buendia, L. Ellegaard en I. Angelidakia (2008). "Effects of mixing on methane production during thermophilic anaerobic digestion of manure: Lab-scale and pilot-scale studies." Bioresource Technology 99(11): 4919-4928.
Kaparaju, P. en J. Rintala (2005). "Anaerobic co-digestion of potato tuber and its industrial by-products with pig manure." Resources, Conservation and Recycling 43(2): 175-188.
Kaparaju, P., M. Serrano en I. Angelidaki (2009). "Effect of reactor configuration on biogas production from wheat straw hydrolysate." Bioresource Technology 100(24): 6317-6323.
Deel V Referenties
Kashyap, D., K. Dadhich en S. Sharma (2003). "Biomethanation under psychrophilic conditions: a review." Bioresource Technology 87(2): 147-153.
Kerrn-Jespersen, J. P. en M. Henze (1993). "Biological phosphorus uptake under anoxic and aerobic conditions." Water Research 27(4): 617-624.
Kim, H.-W., J.-Y. Nam en H.-S. Shin (2011). "A comparison study on the high-rate co-digestion of sewage sludge and food waste using a temperature-phased anaerobic sequencing batch reactor system." Bioresource Technology 102(15): 7272-7279.
Kleyböcker, A., M. Liebrich, et al. (2012). "Comparison of different procedures to stabilize biogas formation after process failure in a thermophilic waste digestion system: Influence of aggregate formation on process stability." Waste Management 32(6): 1122-1130.
Kobayashi, T., T. Kobayashi, Y. Hosaka en N. Fujii (2003). "Ultrasound-enhanced membrane-cleaning processes applied water treatments: influence of sonic frequency on filtration treatments." Ultrasonics 41(3): 185-190.
Kovalova, L., D. R. Knappe, et al. (2013). "Removal of highly polar micropollutants from wastewater by powdered activated carbon." Environmental Science and Pollution Research: 1-9.
Kurniawan, T. A., G. Chan, W.-H. Lo en S. Babel (2006). "Physico–chemical treatment techniques for wastewater laden with heavy metals." Chemical Engineering Journal 118(1): 83-98.
Kweon, J. H., J. H. Jung, et al. (2012). "Effects of consecutive chemical cleaning on membrane performance and surface properties of microfiltration." Desalination 286: 324-331.
Labatut, R. A., L. T. Angenent en N. R. Scott (2011). "Biochemical methane potential and biodegradability of complex organic substrates." Bioresource Technology 102(3): 2255-2264.
Lackner, K. S. (2003). "A guide to CO2 sequestration." science 300(5626): 1677-1678.
Le Corre, K., E. Valsami-Jones, P. Hobbs en S. Parsons (2009). "Phosphorus recovery from wastewater by struvite crystallization: A review." Critical Reviews in Environmental Science and Technology 39(6): 433-477.
LeBlanc, R. J., C. J. Allain en P. J. Laughton (2008). "Wastewater biosolids as an environmentally sustainable resource: Keys to success." Water Practice & Technology 3(1).
Lebuf, V., F. Accoe, et al. (2012). Nutrient recovery from digestates: techniques and end-products. 4th International symposium on Energy from Biomass and Waste.
Lee, H.-H., Y.-H. Weng en K.-C. Li (2008). "Electro-ultrafiltration study on Aldrich humic substances with different molecular weights." Separation and Purification Technology 63(1): 23-29.
Lee, J. E., J. K. Lee en H. K. Choi (2007). "Filter press for electrodewatering of waterworks sludge." Drying Technology 25(10): 1649-1657.
Leflaive, X. (2012). Water, OECD Publishing.
Lehmann, J. (2007). "A handful of carbon." Nature 447(7141): 143-144.
Lehmann, J., C. Czimczik, D. Laird en S. Sohi (2009). "Stability of biochar in soil." Biochar for environmental management: science and technology: 183r206.
Lehmann, J. en S. Joseph (2012). Biochar for environmental management: science and technology, Routledge.
Lesmana, S. O., N. Febriana, et al. (2009). "Studies on potential applications of biomass for the separation of heavy metals from water and wastewater." Biochemical Engineering Journal 44(1): 19-41.
Referenties Deel V
Li, X., W. Zheng en W. R. Kelly (2013). "Occurrence and removal of pharmaceutical and hormone contaminants in rural wastewater treatment lagoons." Science of the Total Environment 445: 22-28.
Li, Y., S. Y. Park en J. Zhu (2011). "Solid-state anaerobic digestion for methane production from organic waste." Renewable and sustainable energy reviews 15(1): 821-826.
Liébard, A. C., Y. -B. (2012). "The state of renewable energies in Europe. Technical report: 10th EurOberv’ER Report."
Lim, A. L. en R. Bai (2003). "Membrane fouling and cleaning in microfiltration of activated sludge wastewater." Journal of Membrane Science 216(1–2): 279-290.
Lin, H., W. Gao, et al. (2012). "Membrane bioreactors for industrial wastewater treatment: a critical review." Critical Reviews in Environmental Science and Technology 42(7): 677-740.
Lin, Y., F. Lü, L. Shao en P. He (2013). "Influence of bicarbonate buffer on the methanogenetic pathway during thermophilic anaerobic digestion." Bioresource Technology.
Ling, M. M., K. Y. Wang en T.-S. Chung (2010). "Highly water-soluble magnetic nanoparticles as novel draw solutes in forward osmosis for water reuse." Industrial & Engineering Chemistry Research 49(12): 5869-5876.
Liu, L., J. Liu, et al. (2012). "Fouling reductions in a membrane bioreactor using an intermittent electric field and cathodic membrane modified by vapor phase polymerized pyrrole." Journal of Membrane Science 394: 202-208.
Liu, S.-G., B.-J. Ni, et al. (2009). "Contact-adsorption-regeneration-stabilization process for the treatment of municipal wastewater." Journal of Water and Environment Technology 7(2): 83-90.
Liu, Y., M. Lam en H. Fang (2001). "Adsorption of heavy metals by EPS of activated sludge." Water Science and Technology 43(6): 59-66.
Lo, K., P. Liao en A. March (1985). "Thermophilic anaerobic digestion of screened dairy manure." Biomass 6(4): 301-315.
Low, E. W. en H. A. Chase (1999). "Reducing production of excess biomass during wastewater treatment." Water Research 33(5): 1119-1132.
Lutz, W. en K. Samir (2010). "Dimensions of global population projections: what do we know about future population trends and structures?" Philosophical Transactions of the Royal Society B: Biological Sciences 365(1554): 2779-2791.
Ma, J., T. H. Duong, et al. (2011). "Enhanced biomethanation of kitchen waste by different pre-treatments." Bioresource Technology 102(2): 592-599.
Magara, Y., S. Nambu en K. Utosawa (1976). "Biochemical and physical properties of an activated sludge on settling characteristics." Water Research 10(1): 71-77.
Mahmood, T. en A. Elliott (2006). "A review of secondary sludge reduction technologies for the pulp and paper industry." Water Research 40(11): 2093-2112.
Marzorati, M., L. Wittebolle, et al. (2008). "How to get more out of molecular fingerprints: practical tools for microbial ecology." Environmental Microbiology 10(6): 1571-1581.
Mata-Alvarez, J., S. Mace en P. Llabres (2000). "Anaerobic digestion of organic solid wastes. An overview of research achievements and perspectives." Bioresource Technology 74(1): 3-16.
Matsuda, A., C. P. Bhatta, et al. (2003). "Stable Operational Condition of Submerged Membrane Activated Sludge Process without Sludge Withdrawal." Journal of Chemical Engineering of Japan 36(12): 1523-1527.
Deel V Referenties
Mattenberger, H., G. Fraissler, et al. (2008). "Sewage sludge ash to phosphorus fertiliser: Variables influencing heavy metal removal during thermochemical treatment." Waste Management 28(12): 2709-2722.
Maurer, M., P. Schwegler en T. Larsen (2003). "Nutrients in urine: energetic aspects of removal and recovery." Water Science & Technology 48(1): 37-46.
McCutcheon, J. R., R. L. McGinnis en M. Elimelech (2005). "A novel ammonia-carbon dioxide forward (direct) osmosis desalination process." Desalination 174(1): 1-11.
Meng, F., S.-R. Chae, et al. (2009). "Recent advances in membrane bioreactors (MBRs): Membrane fouling and membrane material." Water Research 43(6): 1489-1512.
Morita, M., N. S. Malvankar, et al. (2011). "Potential for direct interspecies electron transfer in methanogenic wastewater digester aggregates." MBio 2(4).
Muga, H. E. en J. R. Mihelcic (2008). "Sustainability of wastewater treatment technologies." Journal of Environmental Management 88(3): 437-447.
Mulder, A. (2003). "The quest for sustainable nitrogen removal technologies." Water Science & Technology 48(1): 67-75.
Mulder, M. (1996). Basic Principles of Membrane Technology Second Edition, Kluwer Academic Pub.
Müller, E. en B. Kobel (2004). "Energetische Bestandsaufnahme an Kläranlagen in Nordrhein-Westfalen mit 30 Millionen Einwohnerwerten." Korrespondenz Abwasser 51: 625-631.
Muyzer, G., E. C. De Waal en A. G. Uitterlinden (1993). "Profiling of complex microbial populations by denaturing gradient gel electrophoresis analysis of polymerase chain reaction-amplified genes coding for 16S rRNA." Applied and Environmental Microbiology 59(3): 695-700.
Nielsen, H. B. en I. Angelidaki (2008). "Strategies for optimizing recovery of the biogas process following ammonia inhibition." Bioresource Technology 99(17): 7995-8001.
Ofir, E., Y. Oren en A. Adin (2007). "Comparing pretreatment by iron of electro-flocculation and chemical flocculation." Desalination 204(1): 87-93.
Onovwiona, H. en V. Ugursal (2006). "Residential cogeneration systems: review of the current technology." Renewable and sustainable energy reviews 10(5): 389-431.
Pasqualino, J. C., M. Meneses en F. Castells (2011). "Life cycle assessment of urban wastewater reclamation and reuse alternatives." Journal of Industrial Ecology 15(1): 49-63.
Pérez-González, A., A. Urtiaga, R. Ibáñez en I. Ortiz (2012). "State of the art and review on the treatment technologies of water reverse osmosis concentrates." Water Research 46(2): 267-283.
Pynaert, K., B. F. Smets, et al. (2003). "Characterization of an autotrophic nitrogen-removing biofilm from a highly loaded lab-scale rotating biological contactor." Applied and Environmental Microbiology 69(6): 3626-3635.
Rabaey, K., S. Vlaeminck, et al. (2012). "Microbiële technologie voor hergebruik", cursus Universiteit Gent.
Rao, A. G. en A. Bapat (2006). "Anaerobic treatment of pre-hydrolysate liquor (PHL) from a rayon grade pulp mill: Pilot and full-scale experience with UASB reactors." Bioresource Technology 97(18): 2311-2320.
Rasi, S., M. Seppälä en J. Rintala (2013). "Organic silicon compounds in biogases produced from grass silage, grass and maize in laboratory batch assays." Energy.
Referenties Deel V
Ravazzini, A., A. Van Nieuwenhuijzen en J. Van Der Graaf (2005). "Direct ultrafiltration of municipal wastewater: comparison between filtration of raw sewage and primary clarifier effluent." Desalination 178(1): 51-62.
Read, S., M. Marzorati, B. C. Guimarães en N. Boon (2011). "Microbial resource management revisited: successful parameters and new concepts." Applied Microbiology and Biotechnology 90(3): 861-871.
Ritter, W. F. (1989). "Odour control of livestock wastes: state-of-the-art in North America." Journal of Agricultural Engineering Research 42(1): 51-62.
Rodgers, M. en G. Wu (2010). "Production of polyhydroxybutyrate by activated sludge performing enhanced biological phosphorus removal."
Rojas, M. C. J. (2010). "Anaerobic digestion of raw wastewater pre-treated by up-concentration. Master Thesis in Environment Recuperation and Environmental. Faculty of Bioscience Engineering - University of Ghent, Gent, Belgium.".
Salahi, A., M. Abbasi en T. Mohammadi (2010). "Permeate flux decline during UF of oily wastewater: Experimental and modeling." Desalination 251(1–3): 153-160.
Salomé, A. A. (1990). "AB-systemen: Een inventarisatie." Lelystad : Rijkswaterstaat, DBW/RIZA: 63 pp.
Salvado, H. en M. Gracia (1993). "Determination of organic loading rate of activated sludge plants based on protozoan analysis." Water Research 27(5): 891-895.
Saveyn, H., G. Pauwels, R. Timmerman en P. Van der Meeren (2005). "Effect of polyelectrolyte conditioning on the enhanced dewatering of activated sludge by application of an electric field during the expression phase." Water Research 39(13): 3012-3020.
Seghezzo, L., G. Zeeman, et al. (1998). "A review: the anaerobic treatment of sewage in UASB and EGSB reactors." Bioresource Technology 65(3): 175-190.
Siegrist, H., D. Salzgeber, J. Eugster en A. Joss (2008). "Anammox brings WWTP closer to energy autarky due to increased biogas production and reduced aeration energy for N-removal." Water Science and Technology 57(3): 383-388.
Stark, K., E. Plaza en B. Hultman (2006). "Phosphorus release from ash, dried sludge and sludge residue from supercritical water oxidation by acid or base." Chemosphere 62(5): 827-832.
Su, J., Q. Yang, J. F. Teo en T.-S. Chung (2010). "Cellulose acetate nanofiltration hollow fiber membranes for forward osmosis processes." Journal of Membrane Science 355(1–2): 36-44.
Thauer, R. K., K. Jungermann en K. Decker (1977). "Energy conservation in chemotrophic anaerobic bacteria." Bacteriological reviews 41(1): 100.
Torretta, V., G. Urbini, et al. (2013). "Effect of Powdered Activated Carbon to Reduce Fouling in Membrane Bioreactors: A Sustainable Solution. Case Study." Sustainability 5(4): 1501-1509.
Tsagarakis, K., D. Mara en A. Angelakis (2003). "Application of cost criteria for selection of municipal wastewater treatment systems." Water, Air, & Soil Pollution 142(1): 187-210.
Tsai, Y.-T., Y.-H. Weng, A. Y.-C. Lin en K.-C. Li (2011). "Electro-microfiltration treatment of water containing natural organic matter and inorganic particles." Desalination 267(2): 133-138.
Turovskiy, I. S. en P. Mathai (2006). Wastewater sludge processing, Wiley-Interscience.
van den Berg, F., R. Smit en A. van Nieuwenhuijzen (2012). Bundeling internationale MBR-onderzoeksresultaten, Stowa.
Van Houtte, E. en J. Verbauwhede (2008). "Operational experience with indirect potable reuse at the Flemish Coast." Desalination 218(1): 198-207.
Deel V Referenties
Van Houtte, E. en J. Verbauwhede (2013). "Torreele: Indirect potable water reuse through dune aquifer recharge." Milestones in Water Reuse: The Best Success Stories: 315.
Van Petegem, E. (2001). "Kwantitatieve evaluatie van de vloksterkte van actief slib. Master Thesis in Environmental Technology. Faculty of Bioscience Engineering - University of Ghent, Gent, Belgium.".
Van Rijn, J., Y. Tal en H. J. Schreier (2006). "Denitrification in recirculating systems: theory and applications." Aquacultural engineering 34(3): 364-376.
Van Voorthuizen, E. M., A. Zwijnenburg en M. Wessling (2005). "Nutrient removal by NF and RO membranes in a decentralized sanitation system." Water Research 39(15): 3657-3667.
Versprille, A. I., B. Zuurveen en T. Stein (1985). "The A-B process: A novel two stage wastewater treatment system." Water Science and Technology 17(2-3): 235-246.
Verstraete, W., P. V. de Caveye en V. Diamantis (2009). "Maximum use of resources present in domestic "used water"." Bioresource Technology 100(23): 5537-5545.
Verstraete, W., V. Diamantis en B. Bundervoet (2013). "separation at the source." Source Separation and Decentralization for Wastewater Management: 399.
Verstraete, W., F. Morgan-Sagastume, et al. (2005). "Anaerobic digestion as a core technology in sustainable management of organic matter." Water Science & Technology 52(1): 59-66.
Verstraete, W. en S. E. Vlaeminck (2011). "ZeroWasteWater: short-cycling of wastewater resources for sustainable cities of the future." International Journal of Sustainable Development and World Ecology 18(3): 253-264.
Verstraete, W., L. Wittebolle, et al. (2007). "Microbial resource management: the road to go for environmental biotechnology." Engineering in Life Sciences 7(2): 117-126.
Vlaeminck, S. E., A. Terada, et al. (2009). "Nitrogen removal from digested black water by one-stage partial nitritation and anammox." Environmental Science & Technology 43(13): 5035-5041.
Vorosmarty, C. J., P. B. McIntyre, et al. (2010). "Global threats to human water security and river biodiversity." Nature 467(7315): 555-561.
Wakeman, R. J. en E. Tarleton (1987). "Membrane fouling prevention in crossflow microfiltration by the use of electric fields." Chemical Engineering Science 42(4): 829-842.
Wanner, O., V. Panagiotidis, P. Clavadetscher en H. Siegrist (2005). "Effect of heat recovery from raw wastewater on nitrification and nitrogen removal in activated sludge plants." Water Research 39(19): 4725-4734.
Weber, K. en W. Stahl (2002). "Improvement of filtration kinetics by pressure electrofiltration." Separation and Purification Technology 26(1): 69-80.
Wei, V., M. Elektorowicz en J. Oleszkiewicz (2012). "Electrically enhanced MBR system for total nutrient removal in remote northern applications." Water Science and Technology 65(4): 737-742.
Wei, Y., R. T. Van Houten, et al. (2003). "Minimization of excess sludge production for biological wastewater treatment." Water Research 37(18): 4453-4467.
Weiland, P. (2006). "Biomass digestion in agriculture: a successful pathway for the energy production and waste treatment in Germany." Engineering in Life Sciences 6(3): 302-309.
Weiland, P. (2010). "Biogas production: current state and perspectives." Applied Microbiology and Biotechnology 85(4): 849-860.
Weiland, P., W. Verstraete en A. Van Haandel (2009). "Biomass digestion to methane in agriculture: A successful pathway for the energy production and waste treatment worldwide." Biofuels: 171-195.
Referenties Deel V
Weng, Y.-H., K.-C. Li, L. H. Chaung-Hsieh en C. Huang (2006). "Removal of humic substances (HS) from water by electro-microfiltration (EMF)." Water Research 40(9): 1783-1794.
Wett, B., K. Buchauer en C. Fimml (2007). Energy self-sufficiency as a feasible concept for wastewater treatment systems. IWA Leading Edge Technology Conference, Asian Water Singapore.
Wintgens, T., T. Melin, et al. (2005). "The role of membrane processes in municipal wastewater reclamation and reuse." Desalination 178(1): 1-11.
Wittebolle, L., M. Marzorati, et al. (2009). "Initial community evenness favours functionality under selective stress." Nature 458(7238): 623-626.
Xiao, D., C. Y. Tang, et al. (2011). "Modeling salt accumulation in osmotic membrane bioreactors: Implications for FO membrane selection and system operation." Journal of Membrane Science 366(1): 314-324.
Yang, Y., C. Tada, et al. (2004). "Influence of bed materials on methanogenic characteristics and immobilized microbes in anaerobic digester." Materials Science and Engineering: C 24(3): 413-419.
Zamalloa, C., N. Boon en W. Verstraete (2012). "Decentralized two-stage sewage treatment by chemical-biological flocculation combined with microalgae biofilm for nutrient immobilization in a roof installed parallel plate reactor." Bioresource Technology.
Zeng, S., X. Yuan, X. Shi en Y. Qiu (2010). "Effect of inoculum/substrate ratio on methane yield and orthophosphate release from anaerobic digestion of Microcystis spp." Journal of Hazardous Materials 178(1): 89-93.
Zessner, M., C. Lampert, H. Kroiss en S. Lindtner (2010). "Cost comparison of wastewater treatment in Danubian countries." Water Science and Technology 62(2): 223.
Zhang, J., Y. Zhang, et al. (2013). "Biological sulfate reduction in the acidogenic phase of anaerobic digestion under dissimilatory Fe (III)-reducing conditions." Water Research.
Zhang, L. en D. Jahng (2012). "Long-term anaerobic digestion of food waste stabilized by trace elements." Waste Management.
Zhang, L., Y.-W. Lee en D. Jahng (2011). "Anaerobic co-digestion of food waste and piggery wastewater: focusing on the role of trace elements." Bioresource Technology 102(8): 5048-5059.
Zhang, Z.-b., J.-f. Zhao, et al. (2007). "Particle size distribution and removal by a chemical-biological flocculation process." Journal of Environmental Sciences 19: 559-563.
Zou, S., Y. Gu, D. Xiao en C. Y. Tang (2011). "The role of physical and chemical parameters on forward osmosis membrane fouling during algae separation." Journal of Membrane Science 366(1–2): 356-362.
Zsirai, T., P. Buzatu, P. Aerts en S. Judd (2012). "Efficacy of relaxation, backflushing, chemical cleaning and clogging removal for an immersed hollow fibre membrane bioreactor." Water Research.
Zupanc, M., T. Kosjek, et al. (2012). "Removal of pharmaceuticals from wastewater by biological processes, hydrodynamic cavitation and uv treatment." Ultrasonics sonochemistry.
Deel VI - Addenda
Deel VI - Addenda
Deel VI Addenda Addenda
i
Valorisatie TEST 1: Methaanopbrengst
Figuur A.1 en A.2: Methaanopbrengst (L CH4 gCOD -1
) voor de verschillende reactoren, R2 (A-slib en
keukenafval (KA), --), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA, ), R4 (A-slib en melasse (M), --), R5 (Geautoclaveerd
A-slib en M, ♦), R6 (KA, ) en R7 (M, ♦).
Opstartperiode Experiment
Opstartperiode Experiment
Addenda Deel VI Deel VI
ii
Figuur A.3 en A.4: Methaanopbrengst (L CH4 gCOD -1
) voor de verschillende reactoren, R1 (A-slib, --), R2 (A-
slib en keukenafval (KA), --), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA, ), R4 (A-slib en melasse (M), --), R5
(Geautoclaveerd A-slib en M, ♦), R6 (KA, ), R7 (M, ♦) en R8 (Geautoclaveerd A-slib,).
Opstartperiode Experiment
Opstartperiode Experiment
Deel VI Addenda Addenda
iii
Valorisatie TEST 1: VVZ concentraties
Figuur A.5 en A.6: Verschillende vluchtige vetzuur concentraties (mg COD L-1
) voor resp. reactor R1 en R2:
azijnzuur ( --), propionzuur (♦), isoboterzuur ( --), boterzuur (), isovaleriaanzuur (--), valeriaanzuur (),
isocapronzuur (♦), capronzuur (), heptaanzuur () en de totale gemeten vluchtige vetzuur concentratie ( ).
Addenda Deel VI Deel VI
iv
Figuur A.7 en A.8: Verschillende vluchtige vetzuur concentraties (mg COD L-1
) voor resp. reactor R3 en R4:
azijnzuur ( --), propionzuur (♦), isoboterzuur ( --), boterzuur (), isovaleriaanzuur (--), valeriaanzuur (),
isocapronzuur (♦), capronzuur (), heptaanzuur () en de totale gemeten vluchtige vetzuur concentratie ( ).
Deel VI Addenda Addenda
v
Figuur A.9 en A.10: Verschillende vluchtige vetzuur concentraties (mg COD L-1
) voor resp. reactor R5 en R6:
azijnzuur ( --), propionzuur (♦), isoboterzuur ( --), boterzuur (), isovaleriaanzuur (--), valeriaanzuur (),
isocapronzuur (♦), capronzuur (), heptaanzuur () en de totale gemeten vluchtige vetzuur concentratie ( )
Addenda Deel VI Deel VI
vi
Figuur A.11 en A.12: Verschillende vluchtige vetzuur concentraties (mg COD L-1
) voor resp. reactor R7 en R8:
azijnzuur ( --), propionzuur (♦), isoboterzuur ( --), boterzuur (), isovaleriaanzuur (--), valeriaanzuur (),
isocapronzuur (♦), capronzuur (), heptaanzuur () en de totale gemeten vluchtige vetzuur concentratie ( ).
Deel VI Addenda Addenda
vii
Valorisatie TEST 1: Moleculaire microbiële technieken
Figuur A.13: DGGE-profiel
Addenda Deel VI Deel VI
viii
Figuur A.14: Nagaan van de aanwezigheid en de grootte van het PCR-product op een 1% agarosegel.
Figuur A.15: Overzicht van het veranderingspercentage (dynamica (Dy)) van de microbiële gemeenschap in de 8 verschillende reactoren met R1(A-slib), R2 (A-slib en keukenafval (KA)), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA), R4 (A-slib en melasse (M)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M), R6 (KA), R7 (M) en R8 (Geautoclaveerd A-slib).
Deel VI Addenda Addenda
ix
Figuur A. 16: Visuele voorstelling van de relatieve samenstelling van de microbiële gemeenschap waaruit de
functionele organisatie (Co) werd bepaald. Met R4 (A-slib en melasse (M); Dag 35 --, D56 --, D77 --, D98 --
), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M; D35 , D56 , D77 , D98 ♦), R6 (M; D35 , D56 , D77 , D98 ♦)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M, ♦), R6 (KA, ), R7 (M, ♦) en het inoculum (D0, --).
Figuur A. 17: Visuele voorstelling van de relatieve samenstelling van de microbiële gemeenschap waaruit de
functionele organisatie (Co) werd bepaald. Met R1 (A-slib; Dag 35 --, D56 --, D77 --, D98 --), R8
(Geautoclaveerd A-slib; D35 , D56 , D77 , D98 ♦) en het inoculum (D0, --).
Addenda Deel VI
x
Tabel A.1: Similariteitsmatrix
D77_R7 D98_R7 D98_R2 D98_R3 D77_R6 D98_R6 D56_R6 D77_R2 D77_R3 D56_R2 D56_R3 D35_R6 D0 D56_R1 D98_R1 D98_R8 D77_R1
D77_R7 100 D98_R7 54,97 100
D98_R2 25,27 31,53 100 D98_R3 30,57 38,47 69,27 100
D77_R6 32,61 33,68 19,48 27,57 100 D98_R6 18,15 23,53 5,09 15,61 80,57 100
D56_R6 27,27 29,61 26,89 39,33 69,89 50,44 100 D77_R2 36,95 36,61 52,14 41,43 17,93 18,96 15,17 100
D77_R3 25 29,16 28,85 31,22 12,43 20,95 7,31 85,29 100 D56_R2 39,58 48,33 23,57 30,31 30,29 34,91 23,09 68,34 82,69 100
D56_R3 37,89 38,52 14,93 24,55 18,39 22,85 16,33 60,88 84,3 87,85 100 D35_R6 35,49 18,68 12,59 15,57 8,01 12,17 11,23 51,03 67,94 67,95 69,23 100
D0 24,35 27,59 7,77 9,04 15 21,64 6,18 32,72 38,49 54,85 37,59 43,61 100 D56_R1 32,24 11,03 16,77 9,25 25,65 24,95 14,43 41,47 41,35 52,02 39,26 52,99 52,81 100
D98_R1 24,87 9,63 23,74 14,46 26,07 25,03 26,11 33,42 29,07 39,79 30,98 42,97 36,55 77,76 100 D98_R8 14,73 9,29 9,42 5,21 21,91 19,99 16,95 31,97 38,45 48,13 38,83 53,76 48,13 76,77 73,31 100
D77_R1 23,11 0 14,41 4,21 0 3,13 0 34,68 31,89 30,06 29,11 51,35 35,24 83,22 75,39 64,83 100 D77_R8 20,77 0 12,24 8,88 0 0 0,78 40,02 39,83 28,89 38,06 52,79 27,76 71,07 67,16 58,76 88,55 D56_R8 25,69 0 11,77 15,91 5,5 5,95 7,58 31,97 32,83 30,71 34,88 45,33 27,93 79,13 71,02 62,67 85,07 D35_R8 22,75 0 7,5 4,87 2,37 5,71 3,3 39,65 45,43 37,51 46,45 57,69 41,21 74,21 59,83 56,25 75,29 D35_R1 16,71 4,73 33,93 0,89 0 0 0 34,4 32,94 34,59 29,2 48,99 46,15 67,33 58,95 53,58 62,83 D56_R4 51,89 53,99 25,31 20,53 47,47 34,53 30,89 31,23 22,71 43,07 29,46 24,76 27,02 45,76 31,81 35,75 21,52 D56_R5 50,63 42,43 20,03 25,83 44,75 34,57 34,05 37,46 34,36 48,41 37,9 37,17 35,93 67,67 48,13 46,43 42,93 D35_R4 42,89 21,93 12,61 14,67 41,41 38,05 28,05 35,81 38,3 52,58 38,38 53,44 43,02 75,49 62,81 64,76 54,15 D35_R5 43,37 5,45 13,42 14,79 26,51 20,6 26,72 31,91 32,45 33,99 31,79 53,23 27,51 72,33 59,35 52,88 67,81 D35_R7 49,31 16,81 10,1 17,11 48,29 34,59 43,26 24,31 22,22 35,29 26,68 46,27 19,27 52,07 52,13 51,23 30,51 D56_R7 66,54 20,27 10,46 13,67 40,93 25,65 30,72 27,97 22,44 36,77 31,47 40 28,64 50,37 41,87 40,89 31,63 D35_R2 56,86 47,13 18,29 28,23 56,54 48,17 38,07 46,81 48,61 71,63 55,84 61,17 51,13 58,13 50,81 53,37 29,87 D35_R3 56,52 37,18 16,36 27,93 46,99 43,27 31,12 53,03 61,83 73,42 69,95 75,89 47,25 62,88 53,87 54,03 43,68 D77_R5 26,2 31,65 1,65 3,55 2,91 1,01 0 22,83 24,23 28,81 22,23 25,35 32,43 34,2 12,27 23,91 17,95 D98_R5 15,63 7,58 0 0 0 0 0 5,19 7,57 17,09 9,61 9,91 27,69 18,38 12,95 16,05 14,43 D77_R4 39,07 48,49 10,05 14,96 29,93 31,62 19,37 21,29 22,23 42,12 28,3 17,71 31,23 26,69 16,98 18,97 5,45 D98_R4 25,12 32,01 2,38 3,14 24,43 25,43 8,25 16,44 17,65 32,73 17,89 11,47 28,97 30 14,72 22,72 4,2
Addenda Deel VI
xi
D77_R8 D56_R8 D35_R8 D35_R1 D56_R4 D56_R5 D35_R4 D35_R5 D35_R7 D56_R7 D35_R2 D35_R3 D77_R5 D98_R5 D77_R4 D98_R4
D77_R8 100 D56_R8 84,97 100 D35_R8 79,63 80,61 100 D35_R1 54,6 51,01 64,29 100 D56_R4 13,02 26,5 22,82 28,05 100 D56_R5 36,59 52,18 41,37 33,97 75,27 100 D35_R4 41,87 57,17 51,48 43,99 69,14 77,52 100 D35_R5 61,37 73,63 66,47 45,8 51,84 71,06 86,02 100 D35_R7 25,37 37,69 30,91 23,55 45,24 55,54 73,68 64,53 100 D56_R7 27,13 37,12 27,53 23,85 50,21 67,98 66,87 61,65 80,99 100 D35_R2 22,55 30,53 33,97 33,73 58,11 58,63 72,08 49,04 75,49 67,46 100 D35_R3 41,23 46,07 52,75 37,09 48,13 60,03 72,86 60,58 71,9 65,6 91,1 100 D77_R5 19,64 20,85 21,12 23,01 36,02 62,86 29,79 28,91 22,95 39,28 22,67 23,43 100 D98_R5 6,76 9,12 9,74 15,26 19,72 32,6 30,22 22,82 9,18 26,89 7,89 5,08 55,47 100 D77_R4 0,75 10,39 6,81 12,63 56,19 47,93 35,39 19,28 22,95 29,51 42,69 33,49 48,72 34,05 100 D98_R4 0 8,01 5,58 12,7 42,95 49,63 35,21 18,92 29,1 35,09 34,86 27,7 60,32 45,89 87,71 100
Addenda Deel VI Deel VI
xii
Valorisatie TEST 2: Methaanopbrengst
Figuur A.18 en A.19 : Methaanopbrengst (L CH4 gCOD-1
d -1
) voor de verschillende types reactoren met ander voedingsregime doorheen het experiment, RI (Continu A-slib en keukenafval (KA), ), RII (Enkel KA en bij falen (56 d) toevoeging A-slib, ♦), RIII (KA en bij falen (56 d) toevoeging ijzerbron (FeCl2, FeSO4), --), RIV (Enkel KA, -- ) en RV (A-slib, ). Elk voedingsregime gebeurde in triplicaat, behalve voor RV.
Opstartperiode Experiment
Opstartperiode Experiment
Deel VI Addenda Addenda
xiii
Figuur A.20 en A.21: Methaanopbrengst (L CH4 gCOD-1
d -1
) voor de verschillende types reactoren met ander voedingsregime doorheen het experiment, RI (Continu A-slib en keukenafval (KA), ), RII (Enkel KA en bij falen (56 d) toevoeging A-slib, ♦), RIII (KA en bij falen (56 d) toevoeging ijzerbron (FeCl2, FeSO4), --), RIV (Enkel KA, -- ) en RV (A-slib, ). Elk voedingsregime gebeurde in triplicaat, behalve voor RV. Op dag 77 van het experiment werd vervolgens een puls van A-slib toegediend aan de drie reactoren die ondanks toevoeging van een ijzerbron bleven verzuren (RIII_25%, , RIII_50%, , RIII_75%, ) waarbij resp. 25, 50 en 75 % van hun reactorinhoud vervangen werd voor A-slib.
Opstartperiode Experiment
Opstartperiode Experiment
Addenda Deel VI Deel VI
xiv
Valorisatie TEST 2: VVZ concentraties
Figuur A.22 en A.23: Verschillende vluchtige vetzuur concentraties (mg COD L-1
) voor resp. reactor R1 en R2:
azijnzuur ( --), propionzuur (♦), isoboterzuur ( --), boterzuur (), isovaleriaanzuur (--), valeriaanzuur (),
isocapronzuur (♦), capronzuur (), heptaanzuur () en de totale gemeten vluchtige vetzuur concentratie ( ).
Deel VI Addenda Addenda
xv
Figuur A.24 en A.25: Verschillende vluchtige vetzuur concentraties (mg COD L-1
) voor resp. reactor R3 en R4:
azijnzuur ( --), propionzuur (♦), isoboterzuur ( --), boterzuur (), isovaleriaanzuur (--), valeriaanzuur (),
isocapronzuur (♦), capronzuur (), heptaanzuur () en de totale gemeten vluchtige vetzuur concentratie ( ).
Addenda Deel VI Deel VI
xvi
Figuur A.26 en A.27: Verschillende vluchtige vetzuur concentraties (mg COD L-1
) voor resp. reactor R5 en R6:
azijnzuur ( --), propionzuur (♦), isoboterzuur ( --), boterzuur (), isovaleriaanzuur (--), valeriaanzuur (),
isocapronzuur (♦), capronzuur (), heptaanzuur () en de totale gemeten vluchtige vetzuur concentratie ( ).
Deel VI Addenda Addenda
xvii
Figuur A.28 en A.29: Verschillende vluchtige vetzuur concentraties (mg COD L-1
) voor resp. reactor R7 en R8:
azijnzuur ( --), propionzuur (♦), isoboterzuur ( --), boterzuur (), isovaleriaanzuur (--), valeriaanzuur (),
isocapronzuur (♦), capronzuur (), heptaanzuur () en de totale gemeten vluchtige vetzuur concentratie ( ).
Addenda Deel VI Deel VI
xviii
Figuur A.30 en A.31: Verschillende vluchtige vetzuur concentraties (mg COD L-1
) voor resp. reactor R9 en R10:
azijnzuur ( --), propionzuur (♦), isoboterzuur ( --), boterzuur (), isovaleriaanzuur (--), valeriaanzuur (),
isocapronzuur (♦), capronzuur (), heptaanzuur () en de totale gemeten vluchtige vetzuur concentratie ( ).
Deel VI Addenda Addenda
xix
Figuur A.32: Verschillende vluchtige vetzuur concentraties (mg COD L-1
) voor reactor R11: azijnzuur ( --),
propionzuur (♦), isoboterzuur ( --), boterzuur (), isovaleriaanzuur (--), valeriaanzuur (), isocapronzuur (♦),
capronzuur (), heptaanzuur () en de totale gemeten vluchtige vetzuur concentratie ( ).
Addenda Deel VI Deel VI
xx
Elektrofiltratie: Vergelijking van twee identieke EF-modules
Figuur A.33 en A.34: Cumulatieve filtraat (mL) en onderdruk Δp (bar) aan permeaatzijde bij (elektro)filtratie van geconcentreerd A-slib (11,17 ± 1,00 g TS L
-1) bij afwezigheid van een elektrisch veld voor de twee modules.
Deel VI Addenda Addenda
xxi
Elektrofiltratie: Afwisselend E-veld, elektrische parameters
Figuur A.35 en A.36: Opgelegde potentiaalverschil (V), verloop van anode- en kathodepotentiaal (Ean, Ekat) evenals de stroomsterkte (I) weergegeven doorheen de tijd bij (elektro)filtratie van te concentreren A-slib (initieel resp. 3,01 ± 0,18 g TS L
-1 en 11,17 ± 1,00 g TS L
-1) bij de afwisselende aan- of afwezigheid van een
elektrisch veld voor de twee experimenten.
Addenda Deel VI Deel VI
xxii
Elektrofiltratie: Continu E-veld, elektrische parameters
Figuur A. 37: Opgelegde potentiaalverschil (V), verloop van anode- en kathodepotentiaal (Ean, Ekat) evenals de stroomsterkte (I) weergegeven doorheen de tijd bij elektrofiltratie van te concentreren A-slib (initieel 3,01 ± 0,18 g TS L
-1) bij de aanwezigheid van een elektrisch veld (Experiment E1: 17,12 ± 0,34 V cm
-1 ).
Figuur A. 38: Opgelegde potentiaalverschil (V), verloop van anode- en kathodepotentiaal (Ean, Ekat) evenals de stroomsterkte (I) weergegeven doorheen de tijd bij elektrofiltratie van te concentreren A-slib (initieel 3,01 ± 0,18 g TS L
-1) bij de aanwezigheid van een elektrisch veld (Experiment E2: 17,28 ± 0,12 V cm
-1 ).
Deel VI Addenda Addenda
xxiii
Figuur A.39: Opgelegde potentiaalverschil (V), verloop van anode- en kathodepotentiaal (Ean, Ekat) evenals de stroomsterkte (I) weergegeven doorheen de tijd bij elektrofiltratie van te concentreren A-slib (initieel 11,17 ± 1,00 g TS L
-1) bij de aanwezigheid van een elektrisch veld (Experiment E3: 17,47 ± 0,64 V cm
-1 ).
Elektrofiltratie: Continue aan- of afwezigheid van E-veld
Figuur A.40: Cumulatieve filtraat (mL) bij elektrofiltratie van geconcentreerd A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1
) bij constante aanwezigheid van een elektrisch veld (Experiment E1: 17,12 ± 0,34 V cm
-1).
Addenda Deel VI Deel VI
xxiv
Figuur A.41: Fluxverloop bij filtratie van geconcentreerd A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1
) bij afwezigheid van een elektrisch veld (Experiment Ref.1).
Figuur A.42: Cumulatieve filtraat (mL) bij filtratie van geconcentreerd A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1
) bij afwezigheid van een elektrisch veld (Experiment Ref.1).
Deel VI Addenda Addenda
xxv
Figuur A.43: Fluxverloop bij filtratie van geconcentreerd A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1
) bij aanwezigheid van een elektrisch veld (Experiment E2: 17,28 ± 0,12 V cm
-1 ).
Figuur A.44: Cumulatieve filtraat (mL) bij filtratie van geconcentreerd A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1
) bij aanwezigheid van een elektrisch veld (Experiment E2: 17,28 ± 0,12 V cm
-1 ).
Addenda Deel VI Deel VI
xxvi
Figuur A.45 en A.46: Fluxverloop en cumulatieve filtraat (mL) bij filtratie van geconcentreerd A-slib (11,17 ± 1,00 g TS L
-1) bij afwezigheid van een elektrisch veld (Experiment Ref. 2).
Deel VI Addenda Addenda
xxvii
Elektrofiltratie: Partikelgrootteverdeling
Figuur A.47 en A.48: Partikelgrootteverdeling van het effluent en het initiële A-slib bij (elektro)filtratie.