Directe of indirecte zuivering van huishoudelijk afvalwater: seizoenale effecten beïnvloeden het energierecuperatiepotentieel

DIRECTE OF INDIRECTE ZUIVERING

VAN HUISHOUDELIJK AFVALWATER:

SEIZOENALE

EFFECTEN

BEÏNVLOEDEN

HET

ENERGIE

RECUPERATIE POTENTIEEL

Jasmine Oosterlinck

Stamnummer: 01501508

Promotor(en):

Prof. dr. ir. Korneel Rabaey

Dr. ir. Jo De Vrieze

Tutor(en):

Dr. Ir. Jo De Vrieze

Dr. ir. Bart Saerens (Aquafin NV)

Masterproef voorgelegd voor het behalen van de graad Master of Science in de bio-ingenieurswetenschappen: milieutechnologie

This page is not available because it contains personal information.

Ghent University, Library, 2021.

WOORD VOORAF

Met heel veel trots presenteer ik hier mijn masterproef, het sluitstuk van mijn vijfjaar durende opleiding tot bio-ingenieur aan de Universiteit Gent. Geleidelijk aan groeide mijn interesse en passie voor de watersector en zo kwam ik voor mijn thesisonderzoek bij het Center for Microbial Ecology and Technology (CMET) terecht. Een jaar lang werken in de dynamische en leerrijke omgeving van CMET was een zeer aangename ervaring. Deze thesis tot een goed einde brengen was niet gelukt zonder de hulp van vele personen, die ik daar graag wil voor bedanken.

Dr. Ir. Jo De Vrieze, ik herinner me nog goed ons eerste gesprek op een zomerse dag in de faculteitstuin. Het eerste wat je zei was: “Zeg maar Jo”. Die open, no-nonsense communicatie is iets wat ik gedurende het hele jaar enorm aan je geapprecieerd heb. Je stond altijd klaar om mijn vragen te beantwoorden. Je bleef altijd geduldig en begeleidde mij met plezier, hoe druk je het ook had. Toen ik bijna twee maanden afwezig was door klierkoorts, had je ongelofelijk veel begrip en gaf je mij de tijd om rustig te herstellen. Het was een eer om door zo’n ervaren wetenschapper en anaerobe vergistingsexpert van dichtbij begeleid te worden. Bedankt!

Prof. Dr. Ir. Korneel Rabaey, uw gedrevenheid en ruime kennis in uw vakgebied waren enorm leerrijk. Bedankt om mijn masterproef mee vorm te helpen geven.

Tim Lacoere en Greet Van de Velde, bedankt om mijn soms grote aantallen kationen IC en GC-VFA stalen steeds zo snel te verwerken en voor alle hulp in het labo.

CMET thesisstudenten, de gezellige sfeer in de labo’s en aangename babbeltjes in de koffiekamer maakten de lange dagen labowerk een stuk dragelijker. Bedankt!

Aan het einde van mijn opleiding zou ik ook graag mijn ouders en zus bedanken voor alle steun tijdens deze 5 jaar. Ook mijn fantastische vrienden en medestudenten zou ik graag bedanken voor de gezellige avonden samen en het voorzien van welgekomen ontspanning. Tot slot wil ik in het bijzonder mijn vriend, Mathias, bedanken voor de fantastische tijd die we al samen beleefden. Mijn masterproef nam soms de plaats in van onze outdoor avonturen, maar daar had je steeds alle begrip voor. Dankjewel voor de eeuwige steun.

Van veraf of van dichtbij zorgden jullie er allemaal voor dat ik mijn masterproef en ruimer mijn opleiding tot bio-ingenieur tot een goed einde heb kunnen brengen. Daarvoor kan ik jullie niet genoeg bedanken!

INHOUDSOPGAVE

Lijst van afkortingen ... vii

Abstract (NL) ... ix

Abstract (ENG) ... x

Preambule COVID-19 pandemie ... xi

Literatuurstudie ... 1

1. Inleiding ... 1

2. Conventionele afvalwaterbehandeling ... 2

2.1. Conventionele afvalwaterbehandeling in een notendop ... 2

2.1.1. Primaire behandeling ... 2

2.1.2. Secundaire behandeling ... 4

2.1.3. Tertiaire behandeling ... 5

2.1.4. Slibverwerking ... 5

2.2. Conventionele actief slibinstallatie: toch niet de beste keuze? ... 7

3. De waterzuivering van de toekomst ... 11

3.1. Energie recuperatie d.m.v. anaerobe vergisting ... 11

3.1.1. Stappen in anaerobe vergisting ... 11

3.1.2. Belangrijke parameters bij anaerobe vergisting van slib ... 13

3.1.3. Co-vergisting van actief slib met andere afvalstromen ... 14

3.1.4. Toepassingsmogelijkheden anaerobe vergisting voor het zuiveren van afvalwater .... 15

3.2. AB-proces ... 16

3.3. Nutriëntenrecuperatie uit huishoudelijk afvalwater ... 17

3.4. Centrale vs. Decentrale behandeling van afvalwater... 20

3.5. Bronscheiding van afvalwater ... 21

3.5.1. Verschillende stromen bij bronscheiding ... 21

3.5.2. Samenstelling van grijs water ... 23

3.5.3. Samenstelling van zwart water ... 24

Materialen en methode... 27

1. Staalname en bewaring ... 27

2. Biochemische methaan potentieel test (BMP) ... 27

2.1. Proefopzet biochemische methaan potentieel test (BMP) ... 27

2.2. Berekeningen resultaten BMP test ... 30

3. Analyses ... 31

3.1. Totale droge stof (TS) en totale vluchtige stof (VS) ... 31

3.2. Chemische zuurstofvraag (COD) ... 31

3.3. pH ... 32

3.4. Conductiviteit (EC) ... 32

3.5. Vluchtige vetzuren (VFA) ... 32

3.6. Kationen-IC ... 33 3.7. Gassamenstelling via GC... 33 3.8. Statistische dataverwerking ... 34 3.8.1. Triplicaten en standaardfout ... 34 3.8.2. Statistische testen ... 34 4. Scenarioanalyse ... 35

4.1. Scenario 1: CAS installatie met AD van het actief slib ... 36

4.1.1. Scenario 1a: CAS installatie met mesofiele AD... 36

2.1.1. Scenario 1b: CAS installatie met thermofiele AD ... 36

4.2. Scenario 2: CAS installatie met mesofiele covergisting van actief slib met andere organische afvalstromen ... 36

4.3. Scenario 3: AB-proces met vergisting van het A-slib ... 37

4.3.1. Scenario 3a: AB-proces met mesofiele AD van het A-slib ... 37

4.3.2. Scenario 3b: AB-proces met thermofiele AD van het A-slib ... 37

4.4. Scenario 4: Bronscheiding en decentralisatie ... 37

Resultaten ... 38

2.1.2. Karakterisatie van het digestaat: augustus 2019 (zomer) ... 40

2.2. Slib- en digestaatstalen: december 2019 (winter) ... 42

2.2.1. Karakterisatie van het ingaande slib: december 2019 (winter) ... 42

2.2.2. Karakterisatie van het digestaat: december 2019 (winter) ... 45

2.3. Statistische verwerking karakterisatie zomer- en winterstalen ingaand slib en digestaat ... 47

2.3.1. Statistische vergelijking ingaand slib (n=12) ... 47

2.3.2. Statistische vergelijking digestaat (n=12) ... 48

2.4. Vergelijking VS/TS ratio ... 49

3. Biochemische methaan potentieeltest (BMP) ... 50

3.1. Cumulatieve biogasproductie in functie van tijd: zomer en winter ... 50

3.2. Vergelijking gecorrigeerde methaanopbrengst zomer- en winterstalen ... 54

3.3. pH na vergisting ... 56

4. Scenarioanalyse ... 57

Discussie ... 59

1. Seizoenale effecten op samenstelling slib en digestaat ... 59

1.1. Invloed seizoenale effecten op COD/VS ratio van ingaand slib ... 59

1.2. Invloed seizoenale effecten op VS/TS ratio van slib en digestaat ... 61

2. Seizoenale effecten op mesofiele methaanopbrengst ... 62

2.1. Winterslib bracht 35% meer CH4/gVS op dan zomerslib... 62

2.2. COD omzettingsefficiëntie winterslib dubbel zo hoog als zomerslib ... 62

2.3. Mogelijke verklaringen seizoenale effecten op methaanopbrengst ... 62

3. Scenarioanalyse ... 64

3.1. CAS RWZI met mesofiele vergisting had slechtste energiebalans ... 65

3.2. CAS RWZI met thermofiele vergisting: te weinig extra biogas om aan de extra warmtevraag te voldoen ... 66

3.3. CoAD met GTW: makkelijk implementeerbare verbetering CAS RWZI ... 67

3.4. AB-proces met AD had beste energiebalans, maar… ... 68

3.5. Zwart water van dual flush toiletten: te verdund voor mesofiele AD ... 70

Conclusie ... 72

Toekomstperspectieven ... 73

Bijlagen ... 82

LIJST VAN AFKORTINGEN

bCOD biodegradable chemical oxygen demand, biodegradeerbare chemische zuurstofvraag BOD biological oxygen demand, biologische zuurstofvraag

BW black water, zwart water

BMP biochemische methaan potentieeltest CAS conventionele actief slibinstallatie CoAD anaerobe co-vergisting

COD chemical oxygen demand, chemische zuurstofvraag

DS droge stof

DO dissolved oxygen, opgeloste zuurstofconcentratie EC elektrische conductiviteit

IE inwonerequivalent

GTW grease trap waste, vet van de vetafscheider

GW grijs water

MBR membraan bioreactor

MO micro-organismen

OM organisch materiaal

RWZI rioolwaterzuiveringsinstallatie SLR sludge loading rate, slibbelasting SRT sludge retention time, slibleeftijd SS suspended solids, zwevende stof TS totale droge stof

VS totale vluchtige stof WKK warmtekrachtkoppeling

ABSTRACT (NL)

Het merendeel van de rioolwaterzuiveringsinstallaties (RWZI’s) die huishoudelijk afvalwater zuiveren, zijn conventionele actief slib (CAS) installaties. Deze CAS RWZI’s slagen er in om te voldoen aan de vereiste effluentkwaliteit, maar hebben een lage kostenefficiëntie en recuperatiegraad in combinatie met een hoog elektriciteitsverbruik en een hoge ecologische voetafdruk. Het totale elektriciteitsverbruik van RWZI’s wordt in de EU geschat op 24 747 GWh per jaar, wat overeenkomt met 0.8% van de totale elektriciteitsproductie in de EU-28. Huishoudelijk afvalwater heeft echter een calorische waarde van ongeveer 9 keer het energieverbruik in CAS RWZI’s. Anaerobe vergisting (AD) is de meest gebruikte technologie om de energie die in het afvalwater vervat zit te recupereren. Meestal gebeurt dit door AD van het actief slib. De biogasproductie van volle schaal mesofiele slibvergisters varieert echter enorm tussen verschillende RWZI’s en heeft een lage methaanopbrengst en COD omzettingsefficiëntie. Dit probleem werd onderzocht in deze masterproef. De belangrijkste doelstelling was om de impact van seizoenale variaties op het energie recuperatie potentieel van actief slib in kaart te brengen. Daarnaast werden ook mogelijke scenario’s die de energiebalans van de huidige CAS RWZI’s zouden kunnen verbeteren onderzocht.

In een eerste deel werd de impact van seizoenale variaties op het energie recuperatie potentiaal van actief slib met mesofiele AD geanalyseerd. Door middel van een biochemische methaan potentieeltest werd aangetoond dat het actief slib in de winter een methaanopbrengst had die 35% hoger was dan in de zomer. De COD omzettingsefficiëntie was in de winter ook dubbel zo groot als in de zomer. Een mogelijke verklaring hiervoor werd gevonden in de seizoenale variatie in samenstelling van het actief slib. In de winter was de COD:VS ratio van actief slib significant lager dan in de zomer, wat wees op een seizoenale shift in samenstelling. Daarnaast had het actief slib in de winter een hogere VS:TS ratio en bevatte het dus meer organisch materiaal dan in de zomer. Deze twee aspecten resulteerden in een verhoogde methaanopbrengst in de winter. Er kon geconcludeerd worden dat seizoenale effecten een sleutelrol spelen in het energie recuperatie potentieel van actief slib bij mesofiele AD.

In een tweede deel van deze masterproef, werden mogelijke alternatieven voor CAS RWZI’s met een verbeterde energiebalans onderzocht in een scenarioanalyse. Het meest veelbelovende alternatief was het implementeren van het Adsorptie Bio-oxidatieproces met mesofiele AD van het energierijke A-slib. Dit resulteerde immers in een RWZI met netto elektriciteitsproductie. Het scenario dat de grootste verbetering in energiebalans combineerde met de kleinste impact op de bestaande infrastructuur was mesofiele AD van actief slib met vet van de vetafscheider van de RWZI zelf.

ABSTRACT (ENG)

Most of the wastewater treatment plants (WWTPs) treating municipal wastewater are conventional activated sludge (CAS) plants. These CAS installations are able to reach sufficiently low pollutant effluent concentrations, but have a low cost-effectiveness and recovery potential, together with a high electricity demand and environmental footprint. Overall, the WWTP electricity use in the EU is estimated at 24 747 GWh per year, which corresponds with 0.8% of the electricity generated in EU-28. Municipal wastewater, however, has a caloric value of about 9 times the energy needed in CAS WWTPs. Anaerobic digestion (AD) is the key technology used to recover this energy present in the wastewater and is mostly performed by AD of the waste activated sludge. However, the biogas production of full scale mesophilic sludge digesters varies enormously between different WWTPs and has a very low methane yield and COD conversion efficiency. This problem was addressed in this master dissertation. The main research goal was to assess the impact of seasonal variations on the energy recovery potential of waste activated sludges. In addition, potential scenarios to improve the current energy balance in CAS WWTPs were investigated.

In a first part, the impact of seasonal variations on the energy recovery potential via mesophilic AD of waste activated sludge was analysed. By means of a biochemical methane potential test, it was proven that in winter, the waste activated sludge had a 35% higher methane yield than in summer and a COD conversion efficiency that was twice as high as in summer. A possible explanation was found in the seasonal variation of the composition of waste activated sludge. In winter, the COD:VS ratio of waste activated sludge was significantly lower than in summer, which indicated a seasonal shift in composition. In addition, the sludge had a higher VS:TS ratio in winter than in summer, thus, a higher organic matter content. These two aspects resulted in a higher methane yield in winter. It could be concluded that seasonal effects play a vital role in the energy recovery potential of waste activated sludges via mesophilic AD.

In a second part of this dissertation, potential alternatives for CAS WWTPs with an improved energy balance were investigated in a scenario analysis. The most promising alternative was to implement the Adsorption Bio-oxidation process with mesophilic AD of the energy rich A-sludge, which could result in a WWTP with net energy production. The scenario with the best improvement with the lowest impact on infrastructure was mesophilic co-digestion of waste activated sludge with grease trap waste collected at the WWTP itself.

PREAMBULE COVID-19 PANDEMIE

Het onderzoek dat zou uitgevoerd worden in deze materproef was tweeledig. In een eerste deel zouden zomer- en winterstalen van slib en digestaat van 12 RWZI’s uitgebaat door Aquafin NV geanalyseerd worden op verschillende parameters. Voor zowel de zomer- als de winterstalen zou ook een biochemische methaan potentieeltest (BMP) uitgevoerd worden, om de methaanopbrengst van de verschillende slibstalen in kaart te brengen. Aan deze masterproef was reeds van in het begin ook een tweede luik gekoppeld, nl. een scenarioanalyse. In de scenario-analyse zouden de resultaten die uit deel 1 verkregen werden verder gebruikt worden voor het doorrekenen van verschillende scenario’s.

Naar aanleiding van de COVID-19 pandemie besliste CMET en kort daarna ook de faculteit dat thesisstudenten vanaf 16/3/2020 niet langer labowerk konden uitvoeren. Op dat moment was de karakterisatie van alle zomer- en winterstalen van het ingaande slib en digestaat van de 12 verschillende RWZI’s net afgerond. De data van de karakterisatie van deze stalen is volledig. De BMP test van zomerstalen van RWZI 1 tot en met 8 en de winterstalen van RWZI 2 tot en met 8 was ook reeds afgerond. Zowel van de zomer- als van de winterstalen werd de BMP test van RWZI 9 t.e.m. 12 vervroegd stilgelegd, waardoor hiervoor geen resultaten konden gerapporteerd worden. De discussie en het besluit werden bijgevolg geformuleerd op basis van de beschikbare data van zomer- en winterstalen van 7 RWZI’s (nl. 2 t.e.m. 8). Voor de uitvoering van de scenarioanalyse werd geen hinder ondervonden door de maatregelen naar aanleiding van de COVID-19 pandemie en is dus volledig. De masterproef werd afgewerkt op basis van het reeds beschikbare materiaal, een heroriëntering was niet noodzakelijk.

1.

Inleiding

Het zuiveren van huishoudelijk afvalwater gebeurt al decennialang in aerobe conventionele actief slib (CAS) rioolwaterzuiveringsinstallaties (RWZI’s). Deze CAS installaties slagen er succesvol in om de door de overheid opgelegde effluentkwaliteitsnormen te halen, maar hebben ook een heel aantal negatieve punten (Verstraete & Vlaeminck, 2011). Zo heeft een CAS RWZI een zeer hoog elektriciteitsverbruik, een lage kostenefficiëntie en worden grondstoffen zoals water, nutriënten en energie slechts in zeer beperkte mate gerecupereerd.

In deze literatuurstudie wordt de transformatie van de conventionele afvalwaterbehandeling naar een meer innovatieve water- en grondstoffenherwinningsinstallatie toegelicht. In een eerste deel wordt de conventionele afvalwaterbehandeling uitgelegd zoals ze vandaag in 90% van de gevallen bij Aquafin NV uitgevoerd wordt. De installatie wordt in een notendop toegelicht, waarna enkele nadelen en problemen becommentarieerd worden. In een tweede deel worden vijf concepten uiteengezet die mogelijks kunnen bijdragen aan de waterzuivering van de toekomst, namelijk: energierecuperatie d.m.v. anaerobe vergisting, AB-proces, nutriëntenrecuperatie, decentralisatie en bronscheiding.

2.

Conventionele afvalwaterbehandeling

2.1. Conventionele afvalwaterbehandeling in een notendop

Huishoudelijk afvalwater wordt in de meeste gevallen centraal gezuiverd in een conventionele actief slib (CAS) rioolwaterzuiveringsinstallatie (RWZI) (Verstraete & Vlaeminck, 2011). Er wordt hierbij gebruik gemaakt van een combinatie van fysische, biologische en chemische technieken om het zowel in debiet als vuilvracht sterk variërende influent te zuiveren tot op een niveau dat het aan de lozingsnormen voor effluent voldoet en zo dus zonder schade in zoetwaterlichamen in de natuur mag geloosd worden. In deze paragraaf worden enkele standaard configuraties van RWZI kort besproken. Er wordt niet gestreefd naar een encyclopedisch overzicht van de beschikbare waterzuiveringstechnieken, maar er wordt een beknopt overzicht gegeven van enkele veelgebruikte technieken voor het zuiveren van huishoudelijk afvalwater. In quasi elke RWZI vindt eerst een primaire (meestal fysische) zuivering plaats. Hierna volgt de secundaire (biologische) behandeling met actief slib en finaal volgt een tertiaire behandeling om de effluent-kwaliteit te garanderen (Rabaey & Verstraete, 2016). Een schema van een conventionele behandeling van huishoudelijk afvalwater is weergegeven in Figuur 1. Na zuivering van het afvalwater moet ook het slib verder verwerkt worden. Een veelgebruikte methode voor de verwerking van slib afkomstig van RWZI wordt weergegeven in Figuur 2.

2.1.1. Primaire behandeling

De eerste stap bij het zuiveren van huishoudelijk afvalwater is de primaire behandeling. Deze heeft als doel het fysisch afscheiden van grote objecten en de bezinkbare vaste fractie van de rest van het afvalwater. Het afvalwater komt de zuiveringsinstallatie binnen en wordt achtereenvolgens door een grofmazig metalen rooster om grote afvalstukken te verwijderen, een bewegende fijne zeef om kleiner afval te verwijderen, een zandfilter en een sedimentatiebekken gestuurd (Gerba & Pepper, 2019). Via sedimentatie wordt getracht de bezinkbare fractie zoveel mogelijk te doen bezinken door de snelheid van het afvalwater voldoende te laten vertragen in een groot reservoir, dit is de primaire bezinktank (Appels et al., 2008). Er kunnen ook chemicaliën toegevoegd worden om de colloïdale deeltjes via coagulatie en/of flocculatie mee te verwijderen (Muralikrishna & Manickam, 2017). Ook dissolved air flotation (DAF) kan gebruikt worden om gesuspendeerd materiaal efficiënter af te scheiden (Gerba & Pepper, 2019). Het slib dat afgescheiden wordt in de primaire behandeling wordt primair slib genoemd.

2.1.2. Secundaire behandeling

Secundaire behandeling of biologische degradatie behelst het afbreken van organisch materiaal (OM) en verminderen van de hoeveelheid pathogenen d.m.v. micro-organismen (MO) (Gerba & Pepper, 2019). Het effluent van de primaire zuivering wordt verder behandeld in een aerobe of anaerobe secundaire behandeling. Aerobe systemen zijn vooral geschikt voor afvalwaters met een lage vuilvracht, i.e., als de biodegradeerbare chemische zuurstofvraag (bCOD) < 1000 mg/L. Anaerobe systemen zijn eerder geschikt voor zwaar beladen afvalwater met een bCOD > 4000 mg/L. De voordelen van anaerobe behandeling nemen reeds de bovenhand vanaf een bCOD > 1000 mg/L omdat anaerobe behandeling energieterugwinning mogelijk maakt en nutriënten kan recupereren. Aerobe systemen kunnen echter wel een betere effluent kwaliteit (minder zwevende stof een lagere opgeloste COD) bereiken omdat er meer biodegradeerbaar OM afgebroken wordt en de geproduceerde biomassa beter flocculeert dan bij anaerobe systemen. De keuze voor een aeroob of anaeroob systeem is bijgevolg sterk case-afhankelijk (Sikosana et al., 2019).

Aerobe behandeling kan o.a. gebeuren in een trickling filter, aeratiebekken of andere configuratie (Gerba & Pepper, 2019). Een moderne trickling filter bestaat uit plastic dragermateriaal waarop MO in een biofilm aanwezig zijn. Het afvalwater wordt traag over het dragermateriaal gesproeid zodat bacteriën en andere MO het OM kunnen capteren en aeroob afbreken aan het oppervlak van de biofilm (Muralikrishna & Manickam, 2017). De BOD verwijdering m.b.v. een trickling filter bedraagt bij benadering 75-90% en wordt vooral gebruikt voor afvalwater met een lage tot gemiddelde concentratie zwevende stof om verstoppingen te vermijden (Gerba & Pepper, 2019; Muralikrishna & Manickam, 2017). Meestal wordt echter gebruik gemaakt van een bacterierijke slurry die actief slib genoemd wordt, vandaar ook de naam conventional activated sludge system (CAS). Lucht wordt doorheen het water-slibmengsel gepompt om de MO het OM te laten afbreken. Een groot deel van het gevormde secundaire slib wordt gerecirculeerd in het aeratiebekken. Zo is de food-to-microorganism ratio (F/M) laag en worden de aanwezige MO uitgehongerd. Dit leidt tot een efficiënte en snelle verwijdering van de BOD. Ook nutriënten kunnen verwijderd worden in een aeratiebekken. Door periodiek te beluchten en zo afwisselend periodes van nitrificatie gevolgd door denitrificatie te creëren, kan de aanwezige N via nitraat omgezet worden naar stikstofgas en verwijderd worden uit het afvalwater (Rabaey & Verstraete, 2016). De verdubbelingstijd gerelateerd aan de groeisnelheid van nitrificerende bacteriën moet lager zijn dan de SRT om uitspoeling te voorkomen; dit kan bereikt worden door een hoge slibleeftijd te hanteren.

Fosfor kan uit het afvalwater verwijderd worden d.m.v. biologische en/of chemische processen om eutrofiëring van de waterlopen te voorkomen. Alleen al door de groei van biomassa, wordt reeds 30-40% van de aanwezige P verwijderd (Egle et al., 2016). De resterende P kan biologisch verwijderd worden met fosfor accumulerende micro-organismen (Gerba & Pepper, 2019). Deze zijn in staat om onder specifieke omstandigheden P te accumuleren tot meer dan 5% van hun droog gewicht, andere bacteriën doen dit slechts voor 1-2%. Dit proces wordt enhanced biological phosphorus removal (EBPR) genoemd. Meestal wordt P in Europa echter verwijderd door chemische precipitatie met FeCl3 of

analoge verbindingen met Fe3+_{, Al}3+ _{etc (Egle et al., 2015). Ook membraan bioreactoren (MBR), rotating} biological contactors (RBC), sequencing batch reactor (SBR) en andere varianten van aerobe behandeling komen voor, maar worden hier verder niet besproken (Gerba & Pepper, 2019).

Afvalwater kan ook anaeroob behandeld worden in o.a. een upflow anaerobic sludge blanket (UASB), expanded granular sludge bed (EGSB) en andere configuraties (Sikosana et al., 2019). Anaerobe vergisting (AD) kan opgesplitst worden in volgende deelprocessen: hydrolyse, acidogenese, acetogenese en methanogenese. Anaerobe vergisting is een complex proces dat strikt anaerobe condities nodig heeft en sterkt afhangt van verschillende groepen micro-organismen om OM om te zetten naar CO2 en CH4 (Appels et al., 2008). Standaard is het huishoudelijk afvalwater dat in de RWZI als influent toekomt, niet voldoende geconcentreerd om efficiënt behandeld te worden met AD. Dit influent bestaat gemiddeld immers voor 1/3 uit huishoudelijk afvalwater, 1/3 regenwater en 1/3 infiltrerend grondwater. De AD wordt in een RWZI bijgevolg vooral gebruikt om het primaire en secundaire slib te verwerken (Appels et al., 2008).

2.1.3. Tertiaire behandeling

De finale stap van het zuiveringsproces, nl. de tertiaire behandeling, verzekert een goede effluentkwaliteit voor hergebruik en lozing. Hierbij worden OM, turbiditeit, N, P, zware metalen en pathogenen verder verwijderd. Dit kan o.a. gebeuren door physico-chemische behandeling als coagulatie, filtratie, actief kool adsorptie, omgekeerde osmose en desinfectie (Gerba & Pepper, 2019).

2.1.4. Slibverwerking

Indien er een primaire zuivering plaatsvindt, wordt het primaire slib dat hierbij geproduceerd wordt meestal samen verwerkt met het secundaire slib afkomstig van de biologische zuivering. In Figuur 1 wordt dit weergegeven als actief slib. Er wordt gemiddeld 60-90 g DSI/IE/j aan slib geproduceerd, dit komt overeen met in de EU jaarlijks 10 miljoen ton DS slib. Actief slib heeft voor het behandeld wordt een drogestof percentage van ongeveer 1-2%, wat zorgt voor een zeer grote hoeveelheid aan slib dat moet verwerkt worden (Appels et al., 2008). Slibverwerking bedraagt immers gemiddeld 50% van de totale operationele kosten van een RWZI (Appels et al., 2008).

In Figuur 2 wordt een stroomschema van een veelgebruikte methode voor de verwerking van slib afkomstig van een CAS RWZI weergegeven (Appels et al., 2008). Het slib wordt eerst ingedikt tot een drogestof percentage van ongeveer 7-12% (Gerba & Pepper, 2019). Dit kan gravitair gebeuren, via bijvoorbeeld een bandfilterpers (VITO, 2010). Zo wordt reeds een volumereductie van 70% en meer verkregen. Het supernatans dat afgescheiden wordt, teruggestuurd als influent in de RWZI. Na deze voorbehandeling volgt een stabilisatiestap die meestal bestaat uit anaerobe vergisting, maar ook

vermeden. Biogas is een duurzame energiebron die direct kan gevaloriseerd worden in een WKK, of kan geüpgraded worden tot zuiver methaan door verwijdering van CO2 en sporenconcentratie H2S (Appels et al., 2008). Het residuele slib wordt mechanisch ontwaterd tot een drogestof percentage van 25-35%. Verdere verwerking gebeurt door een toepassing van één of meerdere van volgende technieken: verbranding in een gefluïdiseerd bed of samen met andere brandstoffen in een energiecentrale, verbranding in een cementoven of andere technieken (Appels et al., 2008).

Figuur 2. Stroomschema van een veelgebruikte methode voor slibverwerking van een CAS RWZI.

Eenheidsprocessen worden als grijze blokken weergegeven in het diagram. Vertaald naar het Nederlands, (Appels et al., 2008)

2.2. Conventionele actief slibinstallatie: toch niet de beste keuze?

Een CAS installatie is een performant systeem dat erin slaagt polluenten in voldoende mate uit het afvalwater te verwijderen en voldoet aan de stringente effluentkwaliteitsnormen, maar een groot elektriciteitsverbruik, een lage herwinningsgraad van nutriënten en een lage kostenefficiëntie heeft (Ødegaard, 2016; Verstraete & Vlaeminck, 2011).

Eén van de meest uitgebreide Europese studies over het energieverbruik van WWTP is deze van Vaccari et al. (2018). De specifieke energieconsumptie van een WWTP kan uitgedrukt worden in verschillende eenheden, nl. kWh/IE/j, kWh/m³ en kWh/kgCOD. Energiegebruik uitdrukken in kWh/m³ is – ondanks dat deze eenheid veelvuldig gebruikt wordt en intuïtief een logische keuze lijkt – niet aan te raden wegens de verdunningseffecten door variatie in hoeveelheid regenwater en infiltratie van grondwater; de eenheid kWh/IE/j geniet eerder de voorkeur (Vaccari et al., 2018). In Figuur 3 wordt uit het onderzoek van Vaccari et al. (2018) de cumulatieve frequentieverdeling van het elektriciteitsverbruik van 241 Italiaanse RWZI’s die het water van 9+ miljoen inwoners zuiveren in installaties van verschillende grootte weergegeven. Er werd gekozen om uit de cumulatieve frequentieverdeling in Figuur 3 de 25% percentielen te rapporteren omdat dit kan gezien worden als een haalbaar doel zonder excessieve kosten teweeg te brengen. De resultaten van het 25% percentiel na benchmarking worden weergegeven in Tabel 1.

Tabel 1. Benchmarks van het 25% percentiel van het energieverbruik (in kWh/IE/j) voor

rioolwaterzuiveringsinstallaties van verschillende grootte (Vaccari et al., 2018)

Klasse van de grootte van de RWZI Benchmark (25% percentiel) (kWh/IE/j)

>100 000 IE 23

10 000 - 100.000 IE 42

2 000 - 10.000 IE 48

< 2 000 IE 76

De resultaten in deze studie komen overeen met het elektriciteitsverbruik in RWZI gerapporteerd in Oostenrijkse, Australische, Luxemburgse en Belgische studies (De Haas et al., 2015; Haslinger et al., 2016; Torregrossa et al., 2017; Verstraete & Vlaeminck, 2011). In een RWZI is elektriciteit de belangrijkste energiebron, deze bedraagt 25-50% van de totale operationele kosten in en ongeveer 1% van het elektriciteitsverbruik van een land (Foladori et al., 2015). De elektriciteit gaat vooral naar aeratie van het slib-watermengsel (mixed liquor) (55-70%), pompen in de primaire en secundaire bezinking (15.6%) en slibontwatering (7%) (Gandiglio et al., 2017). Om de RWZI zelfvoorzienend te maken op vlak van energie en zo kosten te besparen is een combinatie van aanpassingen in verschillende secties van de RWZI nodig (Verstraete & Vlaeminck, 2011). Enerzijds is een reductie van het elektriciteitsverbruik nodig; de grootste impact kan hierbij bereikt worden door reduceren van aeratie en pompgebruik en het optimaliseren van de aeratie door gebruik te maken van hoog-efficiënte air diffusers en compressoren (Rittmann, 2013). Anderzijds is het belangrijk om zo veel mogelijk energie te recupereren d.m.v. anaerobe vergisting van het waterzuiveringsslib en het biogas te valoriseren in een warmtekrachtkoppeling (WKK). Biogasproductie kan geoptimaliseerd worden door COD-rijker slib te produceren, een voorbehandeling van het slib of d.m.v. covergisting met keukenafval (Gandiglio et al., 2017).

Een CAS RWZI kent een lage kostenefficiëntie. De investeringen in rioleringen en in de zuiveringsinstallatie (capex) en de operationele kosten (opex) zijn immers hoog en de installatie herwint tot op heden slechts een kleine fractie van wat geïnvesteerd wordt (Verstraete & Vlaeminck, 2011). Het installeren van een volledig nieuwe CAS RWZI kost bij benadering €2350a_{/j voor grote} landen (I, UK, F, D, USA) en €4340 IE/j voor kleine landen (DK, CH, A); de operationele kosten bedragen afhankelijk van de arbeidskost en de slibverwerking €24-59 IE/j waarvan 30% gebruikt wordt voor onderhoud van de rioleringen en 70% voor de RWZI zelf (Maurer, 2013). De opex is ook afhankelijk van land tot land, in Oostenrijk bedraagt deze respectievelijk €14.6/IE-COD120/j en €24 /IE-COD120/j voor installaties groter en kleiner dan 100.000 IE, respectievelijk, wat opmerkelijk minder is dan de waarden gerapporteerd in Maurer (2013) (Haslinger et al., 2016).

In een CAS RWZI worden N en P gewoonlijk uit het afvalwater verwijderd zonder enige vorm van recuperatie; N wordt verwijderd via nitrificatie-denitrificatie als N2-gas en P wordt met behulp van fosfor-accumulerende MO of chemische precipitatie via het slib uit het afvalwater geëlimineerd (Rabaey & Verstraete, 2016). In het kader van de circulaire economie is het echter noodzakelijk om nutriënten voor hergebruik te recupereren uit afvalwater en zo de materialenkringloop te sluiten. Minerale meststoffen bestaande uit N en P liggen hierdoor zwaar onder vuur. De N wordt immers geproduceerd via het Haber-Bosch proces waarbij ammoniak geproduceerd wordt uit stikstofgas en waterstofgas in aanwezigheid van een Fe-katalysator bij een druk van 20-40 MPa en temperatuur van 400-600°C. Hiervoor is 14.4 kWh per kg geproduceerde NH3, of equivalent 17.5 kWh per kg N nodig (Notman, 2012; Osman & Sgouridis, 2018; Rauch et al., 2013). Het energie-intensieve Haber-Bosch proces is zo jaarlijks verantwoordelijk voor meer dan 1% van het totale globale energiegebruik (Notman, 2012). De N aanwezig in het afvalwater kan gerecupereerd worden via ion exchange, struviet precipitatie Mg(NH4)PO4·6(H2O) of stripping. Uit het onderzoek van Verstraete & Vlaeminck (2011) blijkt dat indien 50% van de N gerecupereerd kan worden uit het huishoudelijk afvalwater en keukenafval dit in het beste scenario slechts zal voldoen aan 15% van de wereldwijde vraag aan stikstofgebaseerde meststoffen.

Fosfor is een essentiële bouwsteen voor het DNA en RNA van organismen. Het is het limiterende nutriënt voor de groei van planten, maar veroorzaakt bij te hoge concentraties eutrofiëring in de waterlopen (Egle et al., 2015; Kok et al., 2018). Om de opbrengst van de oogst te doen stijgen, worden akkers bemest met organische meststoffen of synthetische - ook wel minerale meststoffen genoemd - zoals bijvoorbeeld diammoniumfosfaat (DAP) (Kok et al., 2018). De fosfor in minerale meststoffen wordt geproduceerd op basis van ruwe fosfaatertsen (Malila et al., 2019). Dit is een eindige, niet-hernieuwbare grondstof waarvan geschat wordt dat deze over 30 jaar een piek in productie zal bereiken en waarvan de economisch rendabele extraheerbare fosforreserves schaars of uitgeput zullen zijn over 50-100 jaar (Cordell, 2013; Kok et al., 2018). Quasi alle fosfaaterts wordt geïmporteerd van buiten de EU waardoor fosfaaterts één van de 27 Europese kritische grondstoffen is. Het gros van alle P-ertsen, nl. 74%, bevindt zich immers in Marokko en de Westelijke Sahara. China heeft de 2de grootste reserve aan fosfaatertsen, ook al bedraagt deze slechts 5% van de totale voorraad. Door het feit dat de VS en Zuid-Afrika enkel laagwaardige fosfaatertsen bezitten, en China zijn ertsen voorbehoudt voor eigen gebruik, hebben Marokko en de Westelijke Sahara een monopolie op de P-markt wereldwijd (Kok et al., 2018; Saerens, 2017). Dit veroorzaakt samen met de huidige mensenrechtenconflicten sterke geopolitieke spanningen in de regio (Malila et al., 2019; Saerens, 2017). Bovendien is er een trend van stijgende cadmiumconcentraties in de fosfaatertsen merkbaar; in sedimentaire en gestolde fosfaatertsen worden gemiddeld respectievelijk 21 en 2 mg Cd/kg erts teruggevonden. Afhankelijk van het type erts dat gebruikt wordt om de minerale meststof te

De evolutie van de nominale prijs van fosfaatertsen en diammoniumfosfaat per ton P worden weergegeven in Figuur 4. In augustus 2019 bedroeg de prijs voor diammoniumfosfaat €266/tonDAP, equivalent aan €1.13/kg P (Indexmundi, 2019). Dit komt overeen met de standaardwaarde voor minerale meststoffen van €1.kg-1 P gerapporteerd in de literatuur (De Vrieze et al., 2019).

Figuur 4. Evolutie van de nominale prijs van fosfaaterts en diammoniumfosfaat in USD/ton (Kok et al., 2018).

Er wordt voorspeld dat fosforrecuperatie uit afvalwater niet alleen economisch rendabel maar ook noodzakelijk zal zijn om aan de stijgende P-vraag te kunnen voldoen (Cordell, 2013; Egle et al., 2015). Indien P kan gerecupereerd worden met een efficiëntie van 90% uit het huishoudelijk afvalwater en keukenafval, kan de gerecupereerde P voldoen aan 55% van de huidige vraag (Verstraete & Vlaeminck, 2011). Om N- en P-recuperatie te faciliteren is het interessant om aan bronscheiding van het afvalwater en decentralisatie te doen. Geconcentreerde, gescheiden stromen vergemakkelijken immers de recuperatie van de nutriënten uit het afvalwater (Malila et al., 2019).

Tegen 2050 zal er globaal ernstige water- en fosforschaarste zijn en zullen broeikasgasemissies sterk moeten dalen om de planeet leefbaar te houden (Verstraete & Vlaeminck, 2011). De sterk stijgende populatie- en economische groei zorgen voor een grotere vraag naar bonnen van grondstoffen en energie, waardoor er meer druk komt op de natuurlijke bronnen en het leefmilieu (Marlow et al., 2013; van der Hoek et al., 2016). Afvalwater zal bijgevolg niet langer als risicovol afval beschouwd mogen worden, maar wel als een opportuniteit om waardevolle grondstoffen uit te herwinnen. Een transitie van een RWZI met als doel het zuiveren van het afvalwater naar een water resource recovery facility (WRRF) is absoluut noodzakelijk om aan deze veranderende noden te kunnen blijven voldoen (Saerens, 2017; van der Hoek et al., 2016).

3. De waterzuivering van de toekomst

Het zuiveren van afvalwater in een grote, gecentraliseerde installaties is tot op heden de meest gebruikte vorm voor de zuivering van huishoudelijk afvalwater. Meestal is dit gebaseerd op een CAS aerobe zuivering, zonder enige vorm van terugwinning van nutriënten zoals N en P. Dat de huidige installaties allemaal vrij gelijkaardig zijn qua technologie, is grotendeels te verklaren door het feit dat er weinig volledig nieuwe installaties geplaatst worden, maar vooral verbeteringen en/of aanpassingen aan bestaande installaties uitgevoerd worden. De installatie van een volledig nieuwe waterzuivering voor een volledig nieuwe wijk of stadsdeel is eerder uitzonderlijk, dus wordt vooral verder gefinetuned aan bestaande installaties. Toch kan het interessant zijn om de huidige werkingsmethode wat meer in vraag te stellen. In de volgende paragrafen worden enkele out-of-the-box en reeds sterk ingeburgerde concepten verder toegelicht: anaerobe vergisting als middel voor energierecuperatie, AB-proces, nutriëntenrecuperatie uit huishoudelijk afvalwater, decentralisatie en bronscheiding.

3.1. Energie recuperatie d.m.v. anaerobe vergisting

Anaerobe vergisting (AD) is een biologisch proces waarbij organisch materiaal onder anaerobe omstandigheden door micro-organismen afgebroken en gestabiliseerd wordt door omzetting naar biogas (een mengsel van koolstofdioxide en methaan) en microbiële biomassa (Chen et al., 2008). Er is reeds aangetoond dat biogasproductie uit verschillende substraten zoals mest, waterzuiveringsslib, voedselafval e.d. een efficiënte bron van hernieuwbare energie is die over de hele wereld kan toegepast worden (Franke-Whittle et al., 2014). Vooral voor de behandeling van slibs afkomstig van huishoudelijke RWZI’s is AD reeds wijdverspreid en veelvuldig geïmplementeerd (Chen et al., 2008). Biogas geproduceerd in een RWZI bestaat gemiddeld uit 55-70% CH4, 30-45% CO2 en sporenconcentraties H2S, H2 en N2 (Priebe et al., 2016). Theoretisch zal uit elke ton DS actief slib 350 m³ biogas geproduceerd worden, maar dit is sterk afhankelijk van de omstandigheden en het type slib. Het biogas kan dan vervolgens omgezet worden naar 820 kWh elektrische energie in een WKK (Grosser & Neczaj, 2018).

3.1.1. Stappen in anaerobe vergisting

Anaerobe vergisting (AD) is een complex proces dat onder strikt anaerobe condities moet doorgaan en afhangt van een complexe microbiële associatie voor de productie van biogas. Het is een meerstapsproces dat verdeeld kan worden in 4 opeenvolgende stappen: hydrolyse, acidogenese, acetogenese en methanogenese (Zaher et al., 2004). In Figuur 5 wordt dit meerstapsproces

volgt de acidogenese, waarbij de componenten gevormd tijdens hydrolyse verder gesplitst worden in azijnzuur, vluchtige korteketen vetzuren (VFA), waterstofgas en koolstofdioxide. (3) De derde stap is acetogenese, waarbij deze componenten verder omgezet worden tot azijnzuur, H2 en CO2 (Zaher et al., 2004). (4) De bekomen producten na acetogenese, worden finaal door de methanogenen gebruikt om biogas te produceren. Methanogenen zijn echter geen bacteriën, maar behoren tot het domein van de Archaea (Demirel & Yenigün, 2002). Methanogene Archaea kunnen opgedeeld worden in twee groepen, nl. de acetoclastische en hydrogenotrofe methanogenen. Hierbij zullen ze respectievelijk azijnzuur of waterstofgas in combinatie met koolstofdioxide gebruiken om methaan te vormen (Zaher et al., 2004). Normaliter is de laatste stap, nl. de methanogenese, de snelheidslimiterende stap. Bij afvalwaters rijk aan organisch materiaal, zoals RWZI slib, kan ook hydrolyse de snelheidsbepalende stap zijn (Gavala et al., 2003).

Zoals reeds eerder vermeld, kent anaerobe vergisting vele voordelen. Er is een kleine slibproductie, een lage energiebehoefte en mogelijkheid tot energie recuperatie door de productie van biogas (Chen et al., 2008). Anaerobe vergisting is echter een complex proces dat snel kan verstoord raken. Methanogene Archaea zijn immers veel gevoeliger dan acidogene en acetogene bacteriën, wat kan leiden tot problemen met de biogasproductie bij ongunstige omstandigheden. Zo kan methanogenese geïnhibeerd worden door de aanwezigheid van het ammoniumion en vrije ammoniak. Afhankelijk van het species worden methanogenen geïnhibeerd bij ammoniakconcentraties van 4.2-10 g/L (Chen et al., 2008). Ammoniaktoxiciteit, hoge zoutconcentraties en de aanwezigheid van recalcitrante moleculen zijn frequent voorkomende problemen bij AD die tot op heden verder onderzoek vereisen (Acosta & De Vrieze, 2018). Zware metalen (ZM) kunnen ook een probleem vormen bij methanogenese. Deze zijn niet biodegradeerbaar en kunnen bijgevolg accumuleren in het slib tot mogelijks toxische concentraties (Chen et al., 2008).

Figuur 5. Opeenvolging van de stappen in het meerstapsproces van anaerobe vergisting. Vertaald naar het

3.1.2. Belangrijke parameters bij anaerobe vergisting van slib

Anaerobe vergisting is een complex geheel van processen en interacties tussen micro-organismen, dat enkel de belangrijkste factoren in het kader van deze literatuurstudie zullen besproken worden. Algemeen kan gesteld worden dat ideale C/N-ratio voor anaerobe vergisting 15-20 bedraagt. De pH bedraagt voor acidogenen idealiter 5.5-8 en voor methanogenen eerder 7 (Bo et al., 2019).

Anaerobe vergisting kan zowel bij mesofiele (30-38°C), thermofiele (50-57°C) als zelfs hyperthermofiele (>65°C) omstandigheden doorgaan (Appels et al., 2008; Zhang & Ma, 2019). Mesofiele AD wordt wegens zijn lage operationele kost, goede stabiliteit en makkelijke controle het meest gebruikt. Toch kan vergisting bij hogere temperaturen significant de biogasproductie en de maximaal mogelijke organische belasting verhogen (Bo et al., 2019), dit om verschillende redenen. (1) Thermofiele micro-organismen hebben immers een hogere groeisnelheid en de biochemische omzettingen gebeuren sneller dan bij mesofiele AD, ondanks de lagere diversiteit in de microbiële gemeenschap (Zábranská et al., 2000). (2) Bij een hogere temperatuur zijn bovendien substraten makkelijker biodegradeerbaar doordat het oplossen van deze substraten tot opgeloste COD beter verloopt (Bo et al., 2019). (3) Bovendien vergroot de reactiesnelheid bij hydrolyse van het OM bij hogere temperaturen (De Vrieze et al., 2016a). (4) Ook daalt de hoeveelheid pathogenen in het effluent bij hogere temperaturen (Kim et al., 2002).

Thermofiele vergisting is echter minder stabiel en gevoeliger voor inhibitie (Bo et al., 2019). Bij deze hogere temperaturen worden methanogene Archaea immers sneller geïnhibeerd dan bij vergisting onder mesofiele omstandigheden. Er is meer vrije ammoniak aanwezig afkomstig van bijvoorbeeld eiwitten in het substraat. Bij hogere temperatuur worden deze substraten beter afgebroken en wordt bijgevolg meer ammoniak vrijgesteld (De Vrieze et al., 2016a). Ook extra geurhinder is mogelijk door de aanwezigheid van H2S en NH3 (Appels et al., 2008). De effluentkwaliteit is lager bij gebruik van thermofiele AD dan bij mesofiele AD. Het effluent bevat immers hogere concentraties COD door instabiliteit van het proces (De Vrieze et al., 2016a). Ten slotte heeft thermofiele AD ook een hogere energie-input; er is meer energie nodig om de vergisting bij thermofiele omstandigheden te laten plaatsvinden (De Vrieze et al., 2016a).

Algemeen kan gesteld worden dat thermofiele slibvergisting energetisch enkel voordelig is als de verhoogde biogasproductie meer energie oplevert dan de extra energie nodig voor het verhitten van de reactor. Voor slibvergisting is het risico op ammoniaktoxiciteit eerder beperkt omdat slib maximum 3.0 g Kjeldahl N per liter bevat en de pH lager dan 7.5 blijft. Of thermofiele slibvergisting economisch interessant is hangt dus af van de efficiëntie van de conversie naar biogas, wat op zijn beurt sterk afhankelijk is van de specifieke slibkarakteristieken (De Vrieze et al., 2016a).

3.1.3. Co-vergisting van actief slib met andere afvalstromen

Mono-vergisting van RWZI slib heeft vaak te kampen met een niet gebalanceerde koolstof-stikstofverhouding, ongunstige VS verwijdering en zoals eerder gezegd ammoniak accumulatie (Bo et al., 2019). Slib heeft een ratio van 10 en dus een hoog gehalte aan N, terwijl voor AD een C/N-ratio van 30 gewenst is. Het lijkt dus een interessant idee om slib samen te vergisten met ander koolstofrijk organisch materiaal om zo o.a. de ideale C/N-ratio te bereiken (Chen et al., 2008). Bovendien zorgt covergisting ook voor een hogere VS afbraak, een betere pH buffering, verdunningseffecten van toxische componenten zoals ammoniak en optimalisatie van de capaciteitsgebruik van overgedimensioneerde vergisters (Fonoll et al., 2015; Grosser, 2018). Mogelijke substraten voor covergisting met slib zijn: vetten en oliën, cellulose afvalstromen, dierlijke mest, micro-algen, afvalstromen uit de voedselverwerkende industrie, glycerol, huishoudelijk organisch afval, etc. (Bo et al., 2019). Door het samen vergisten van bijvoorbeeld fruit- en groentenresten met het actief slib kan er door middel van een CHP 180% van de elektriciteitsconsumptie van de CAS RWZI on site geproduceerd worden, met een toename van slechts 5-10% in vast residu na vergisting (Liu et al., 2020b).

Vetrijke substraten zoals afkomstig van de vetvang (grease trap waste) van een RWZI zijn een interessante optie voor covergisting met slib (Grosser & Neczaj, 2018). Bij flotatieprocessen in RWZI wordt in de vetafscheider een schuimlaag afgescheiden die bestaat uit een mengsel van verschillende types oliën en vetten. Dit vetrijke substraat moet volgens de wet gestabiliseerd worden vooraleer het kan gestort worden, dit om o.a. geurhinder te vermijden. Anaerobe vergisting kan gebruikt worden om het vet samen te behandelen met actief slib (Donoso-Bravo & Fdz-Polanco, 2013). Bij covergisting van slib met vetrijk materiaal kan immers tot 0.327 m³ CH4/kg VS bekomen worden in vergelijking met bij monovergisting van slib met 0.143 m³ CH4/kg VS. Langeketen verzuren kunnen dan echter wel accumuleren en zo de microbiële activiteit inhiberen, biomassa doen uitspoelen en problemen veroorzaken met bulking slib (Grosser, 2018). De biodegradeerbaarheid van vetrijke substraten bij covergisting met slib kan verbeterd worden door toevoeging van lipasen. Deze enzymen helpen vetten te degraderen door de hydrolyse van vetzuurketens te katalyseren. Ze zijn biodegradeerbaar en niet schadelijk voor AD en aquatische ecosystemen; hun bijdrage aan BOD is verwaarloosbaar (Donoso-Bravo & Fdz-Polanco, 2013).

Huishoudelijk organisch afval of food waste (FW) is een andere interessante optie om samen met slib te vergisten. De C/N-ratio van FW is hoger dan die van slib. Zo kan door een mengsel van beide te nemen de optimale C/N-ratio van 20-25 bekomen worden. Groenten- en fruitafval is het meest aantrekkelijk voor covergisting met slib door zijn grote VS gehalte, goede biodegradeerbaarheid en brede beschikbaarheid ervan (Bo et al., 2019). Uit onderzoek van Fonoll et al. (2015), Serrano et al. (2014) en Habiba et al. (2009) blijkt dat de ideale mengverhouding voor covergisting 20-30% groenten- en fruitafval bedraagt. Bij deze ratio wordt immers een hogere VS reductie (65-68%) en biogasproductie (165-400 mL CH4/gVS toegevoegd) bereikt in vergelijking met de monovergisting van

slib die slechts 60-250 mL CH4/gVS toegevoegd bereikt (Fonoll et al., 2015; Habiba et al., 2009; Serrano et al., 2014).

In een interview met Bart Saerens (Aquafin NV, 2019) werd verduidelijkt dat covergisting van slib met afvalstromen die afkomstig zijn van buiten de RWZI’s van Aquafin tot op heden verboden is. Aquafin NV mag in zijn slibvergisters geen externe afvalstromen bijmengen, enkel afvalstromen uit eigen beheer mogen samen het met slib covergist worden. Zo is het wel toegelaten om vet van de vetvang van de RWZI en gras vanop de eigen site te covergisten met het actief slib, maar is het niet toegestaan organische reststromen uit de industrie aan de slibvergisters toe te voegen.

3.1.4. Toepassingsmogelijkheden anaerobe vergisting voor het zuiveren van

afvalwater

Zowel bij behandeling van huishoudelijk als industrieel afvalwater is er een belangrijke plaats weggelegd voor anaerobe vergisting. Niet alleen voor de directe behandeling van het afvalwater in bijvoorbeeld een UASB, maar zeker ook bij de slibverwerking na aerobe behandeling, speelt anaerobe vergisting een belangrijke rol (Acosta & De Vrieze, 2018). Indien de RWZI goed geopereerd wordt, kan door gebruik te maken van o.a. AD een energie neutrale RWZI bewerkstelligd worden (Ødegaard, 2016). In de huidige context van het streven naar een meer bio-gebaseerde economie, kan AD echter meer bijdragen dan enkel elektriciteit- en warmteproductie door verbranding van het biogas in een WKK. Anaerobe vergisting biedt immers perspectieven voor (1) het herwinnen van hernieuwbare energie, (2) nutriëntenrecuperatie en (3) de productie van bio-gebaseerde chemicaliën (Acosta & De Vrieze, 2018).

3.2. AB-proces

Het ‘Adsorptions-Belebungsverfahren’ proces, ook wel Adsorptie/Bio-oxidatie proces of AB-proces genoemd is een tweestaps waterzuiveringsproces. Het AB-proces bestaat uit een actief slib reactor met een hoge organische belasting (A-stage) en een actief slib reactor met een lage organische belasting (B-stage), met elk zijn eigen bezinker. In Figuur 6 wordt dit AB-proces schematisch weergegeven (Meerburg, 2016)

Figuur 6. Schematische voorstelling van een typisch AB-proces. In de actief slib reactor van de A-stage wordt een

hoge slibbelasting (sludge loading rate, SLR) en lage slibleeftijd (sludge retention time, SRT) toegepast. In de tweede actief slib reactor, de B-stage, wordt een lage slibbelasting (SLR) en een hoge slibleeftijd (SRT) toegepast. Vertaald naar het Nederlands, (Meerburg, 2016).

In de eerste fase, de A-stage, ligt de focus op directe opslag van COD uit het afvalwater onder de vorm van energierijk A-slib (Liu et al., 2020a). In deze fase wordt gewerkt met een slibleeftijd (sludge retention time, SRT) kleiner dan 3 dagen in een high-rate A-stage. Er is een hoge slibbelasting (sludge loading rate, SLR). In de A -stage wordt de organische koolstof aanwezig in het afvalwater zo veel mogelijk opgeslagen in het high-rate slib via adsorptie en in mindere mate via nieuwsgevormde biomassa, in plaats van een biologische oxidatie van de COD in een CAS (De Vrieze et al., 2016a; Zhang & Ma, 2019). Het energierijke A-slib wordt dan vergist in een mesofiele of thermofiele anaerobe vergister voor de productie van biogas. De tweede fase, de B-stage is ontworpen om op energie-efficiënte wijze N en P uit het afvalwater te verwijderen (Liu et al., 2020a).

Er zijn verschillende voordelen verbonden aan het AB-proces. Het A-slib heeft een hoge biodegradeerbaarheid (COD omzettingsefficiëntie naar biogas van 70-90%), waardoor de energiebalans sterk kan verbeterd worden (De Vrieze et al., 2016a). In het doctoraat van Meerburg (2016) werd berekend dat de energieconsumptie van een high-rate A-stage gecombineerd met B-stage bestaande uit nitrificatie-denitrificatie een energieconsumptie van 18.5 kWh/IE/j had, wat veel lager is dan bij een CAS RWZI (42 kWh/IE/j). De A-stage zorgde door de lage SRT ook voor een volumereductie van de aerobe tank en er was minder nood aan aeratie (Jenkins, 2014)

3.3. Nutriëntenrecuperatie uit huishoudelijk afvalwater

In het kader van de schaarste van ruwe fosfaatertsen en de dalende kwaliteit ervan, wordt het steeds interessanter om P uit afvalwater te recupereren. Bijgevolg stellen uitbaters van RWZI zich veelvuldig de vraag wat de meest geschikte technologie op technologisch, ecologisch en economisch vlak is om P uit afvalwater te recupereren. Op deze vraag is echter geen eenduidig antwoord mogelijk. Er bestaat geen miraculeuze oplossing of technologie die in alle situaties de meest geschikte zal zijn. De mate van fosforrecuperatie en -hergebruik hangt immers o.a. af van het type RWZI, van de aanwezige concentratie en vorm waarin de P gebonden zit (Egle et al., 2015).

In Figuur 7 worden de verschillende stromen waaruit P kan herwonnen worden tijdens of na de behandeling van afvalwater en/of slib weergegeven. Fosfor kan zo herwonnen worden uit urine, secundair behandeld effluent, primair slib, supernatans van de vergister, niet-behandeld slib, ingedikt slib, ontwaterd slib en uit de assen die overblijven na slibverbranding. Zowel gecommercialiseerde als technieken die zich nog in een experimentele fase bevinden worden weergeven in Figuur 7 en in Egle et al. (2015).

In Tabel 2 worden de karakteristieken zoals het debiet, P-concentratie, hoe de P gebonden zit en het herwinningspotentieel van de stromen waaruit P kan herwonnen worden weergegeven. Deze gegevens zijn essentieel om inschattingen te maken uit welke stromen P met de hoogste efficiëntie of het hoogste rendement kan herwonnen worden.

Tabel 2. Karakteristieken van de mogelijke stromen in een RWZI waaruit P kan gerecupereerd worden. Data uit (Montag, 2008). Bron Debiet P of PO4-P concentratie P specificaties Recuperatie (%)

Influent WWTP 200 L/IE/d ~ 10 mgP/L Gebonden (ch/bio)/opgelost

100

(1) Urine ~ 1.5-2 L/IE/d ~ 150-250 mgPO4-P/L

Opgelost 30-50

(2) Secundair behandeld effluent

200 L/IE/d ~ 5-10 mgPO4-P/d Opgelost 50-70

(3.1) Slib na vergisting (~ 3.5% TS) 1.6 L/IE/d 20-400 mgPO4-P/L (opgelost) Deels opgelost (10-30%) 10-30 (3.2) Supernatant van de vergister

1-10 L/IE/d 20-400 mg PO4-P/L Opgelost 10-30

(4.1) Slib na vergisting (~ 3.5% TS)

1.6 L/IE/d 1.4 gP/kg slib Gebonden

(ch/bio)/ opgelost 90

(4.2) Ingedikt slib 0.6 L/IE/d 4 gP/kg slib Gebonden (ch/bio)

90

(4.3) Ontwaterd slib 0.2 L/IE/d 12 gP/kg slib Gebonden (ch/bio)

90

(5) Assen na slibverbranding

0.02 L/IE/d 50-130 g P/kgTS Gebonden (ch) ~ 90

In paragraaf 2.1.2 wordt beschreven hoe P gewoonlijk verwijderd wordt uit het afvalwater. De techniek die door Aquafin het meest toegepast wordt, nl. chemische precipitatie, minimaliseert echter de opties om P te herwinnen uit de waterige fase en het slib. De metaal-fosfaatcomplexen die gevormd worden na precipitatie met bijvoorbeeld FeCl3 zijn immers slecht oplosbaar en ook uit de assen van de verbranding zijn ze op deze manier moeilijk te recupereren (Egle et al., 2016).

Momenteel worden slechts twee herwinningstechnieken succesvol in volle schaal installaties toegepast, nl. kristallisatie (a) en recuperatie van P uit de assen (b).

(a) Fosfor uit afvalwater wordt vooral gerecupereerd uit afvalwater door kristallisatie in de vorm van magnesiumammoniumfosfaat, ook wel struviet genoemd (MgNH4PO4·6H2O) (Egle et al., 2015). Dit is

een witte kristallijne substantie die bestaat uit equimolaire concentraties van magnesium, ammonium en fosfaat, gecombineerd met 6 moleculen water (Vanhoof & Tirez, 2014). De chemische reactie voor de vorming van struviet wordt weergegeven in vergelijking (1), de waarde van n is afhankelijk van de pH waarbij de kristallisatie gebeurt (Le Corre et al., 2009).

𝑀𝑔2++ 𝐻𝑛𝑃𝑂4𝑛−3+ 𝑁𝐻4++ 6𝐻2𝑂 = 𝑀𝑔𝑁𝐻4𝑃𝑂4. 6𝐻2𝑂 + 𝑛𝐻+ (1)

Herwinning van P als kristallijn struviet is een breed gedragen en vaak toegepaste techniek, omdat struviet door zijn elementaire samenstelling als meststof in de landbouw kan gebruikt (Shih & Yan,

2016). Bovendien heeft struviet een lage oplosbaarheid en bevat het slechts een geringe hoeveelheid zware metalen (Kofina & Koutsoukos, 2005). Struvietvorming kan gewenst zijn, maar kan ook een onbedoeld schadelijk effect zijn. Zo is het immers mogelijk dat struviet spontaan in de leidingen van een RWZI of andere installatie gevormd wordt. Er wordt dan een harde, ongewenste aangroei op de onderdelen van de installatie gevormd en deze veroorzaakt verstoppingen (Vanhoof & Tirez, 2014). Dit wordt weergegeven in Figuur 8.

Figuur 8. Ongewenste vorming van struviet in leidingen (Vanhoof & Tirez, 2014).

Fosfor kan ook uitkristalliseren als calciumfosfaat (Ca3PO4) in plaats van struviet. De reacties voor de vorming van calciumfosfaat worden weergegeven in vergelijking (2) t.e.m. (4).

5𝐶𝑎2+_{+ 3 𝐻𝑃𝑂} 42++ 𝑂𝐻−= 𝐶𝑎5(𝑃𝑂4)3𝑂𝐻 (2) 𝐶𝑎2+_{+ 𝐻𝑃𝑂} 42−= 𝐶𝑎𝐻𝑃𝑂4 (3) 3𝐶𝑎2+_{+ 2𝑃𝑂} 42−= 𝐶𝑎3(𝑃𝑂4)2 (4)

(b) Fosfor kan ook gerecupereerd worden uit de assen die overblijven na verbranding van waterzuiveringsslib (Egle et al., 2015). Mono-verbranding, waarbij slib afzonderlijk verbrand wordt van andere afvalstromen, is preferentieel om verdunning te vermijden en met andere woorden het fosforgehalte in de assen zo hoog mogelijk te houden (Melia et al., 2017). Fosfaat is immers thermisch stabiel en volatiliseert niet tijdens het verbrandingsproces. Pathogenen, persistente organische polluenten (POPs) en organisch materiaal worden wel afgebroken, wat voordelig is voor de kwaliteit van het herwonnen product. Zo accumuleert 97-99.9% van de fosfor aanwezig in waterzuiveringsslib in de assen en wordt dit geconcentreerd tot gemiddeld 11.6% P2O5, een vorm die gelijkaardig is aan fosfaaterts (Egle et al., 2015; Melia et al., 2017). Dit kan door het hoge gehalte aan zware metalen en de beperkte bio-beschikbaarheid van 26% (deze vorm is immers niet oplosbaar in water), niet rechtstreeks toegepast worden in de landbouw (Melia et al., 2017). Hoe de P dan verder uit de assen

3.4. Centrale vs. Decentrale behandeling van afvalwater

Om de problemen of beperkingen waarmee een conventionele actief slib gebaseerde RWZI te kampen krijgt aan te pakken is het interessant om de mogelijkheden van decentrale afvalwaterzuiveringsunits te onderzoeken. Decennialang werden kleinere zuiveringsinstallaties stelselmatig vervangen door grotere RWZI om te genieten van een schaalvoordeel. Meer en meer wordt hier de dag van vandaag echter op teruggekomen.

Er zijn verschillende redenen waarom decentrale waterzuiveringsinstallaties interessant kunnen zijn. Eerst en vooral is nog steeds een klein deel van de Belgische gezinnen niet aangesloten op het rioleringsstelsel. Meestal gaat het om één of meerdere gezinnen die te ver wonen van een centrale zuivering en zo niet op een kostenefficiënte wijze kunnen aangesloten worden aan het bestaande net. Vele RWZI’s of rioleringen komen aan het einde van hun levensduur (gemiddeld 50-70 jaar), waardoor grote investeringen nodig zijn. De bevolking blijft toenemen en naast de in eerste instantie verhoogde pompkosten wordt vaak ook de limiet van de capaciteit van de installatie bereikt, ondanks de initiële overdimensionering. Burgers staan bovendien weigerachtig tegenover grote infrastructuurwerken die noodzakelijk zijn voor volgende generaties wegens de grote hinder die deze veroorzaken (Tchobanoglous & Leverenz, 2013).

Decentrale afvalwaterzuiveringsinstallaties worden gebruikt om relatief kleine volumes afvalwater, afkomstig van één of een kleine groep gezinnen, dichtbij de bron te behandelen (gemiddeld minder dan 3-5 km) en zijn niet verbonden met het rioleringsstelsel en centrale RWZI’s. Decentrale RWZI hebben nog steeds nood aan een lokaal opvang- en transportsysteem, maar dit is veel kleinschaliger en goedkoper dan voor een conventionele RWZI, zeker wanneer grijs waterb _{en zwart water apart} kunnen behandeld worden (Capodaglio, 2017). Decentrale RWZI’s kunnen op verschillende schaalgroottes voorkomen. Zowel alleenstaande huizen (on site decentrale RWZI), een volledige wijk (cluster type decentrale RWZI) als een kleine gemeenschap (community type decentrale RWZI) kunnen onder de noemer decentrale afvalwaterzuiveringsinstallatie vallen, zolang deze voor maximum 2000 IE geschikt zijn (Tchobanoglous & Leverenz, 2013).

Decentrale zuiveringsinstallaties bieden een oplossing op maat voor een specifieke afvalwaterstroom; er kan immers perfect ingespeeld worden op de noden ter plaatse. Deze on-site behandeling van het afvalwater bevordert het lokale hergebruik van de grondstoffen aanwezig in het afvalwater. In de eerste plaats wordt het water herwonnen, maar ook nutriënten- of energieherwinning zijn mogelijk (Cecconet et al., 2019). Decentrale installaties dragen zo bij aan het sluiten van de kringlopen in het kader van een circulaire economie (Capodaglio, 2017). Het afvalwater hoeft niet noodzakelijk gezuiverd worden tot drinkwaterkwaliteit, maar kan ook na een minder intensieve zuivering hergebruikt worden in de landbouw, voor koelwater of andere toepassingen (Capodaglio, 2017). Door de kleinere afstanden waarover het afvalwater naar de decentrale installatie moet getransporteerd

worden, wordt verdunning door regenwater en grondwaterintrusie vermeden. De concentratie belasting stijgt, terwijl de te behandelen debieten kleiner zijn. Ook is bronscheiding makkelijker te implementeren bij decentrale installaties (Tchobanoglous & Leverenz, 2013).

Vaak is de energie-input per eenheid afvalwater groter doordat kleinere installaties minder efficiënt werken dan grotere installaties en ook meer overdimensionering nodig hebben. Dit wordt echter gecompenseerd door de innovatieve technologieën die in dergelijke installaties kunnen toegepast worden. Algemeen genomen vereisen decentrale systemen meer aandacht, betrokkenheid en participatie van de lokale gebruikers dan centrale RWZI’s. In Duitsland en Nederland (De Sneek) bevinden zich reeds innovatieve, decentrale zuiveringsinstallaties die als model kunnen dienen voor andere landen. In deze projecten worden zowel water, energie als verschillende grondstoffen herwonnen; dit in nauwe samenwerking met de bewoners van het project. Enkele van deze projecten worden verder besproken in paragraaf 4 van deze literatuurstudie.

3.5. Bronscheiding van afvalwater

3.5.1. Verschillende stromen bij bronscheiding

Nieuwe sanitatieconcepten gebaseerd op bronscheiding (source separation) en on-site behandeling van huishoudelijk afvalwater worden erkend als één van de meest veelbelovende methodes om grondstoffen te herwinnen (resource recovery) (McConville et al., 2017). Met deze aanpak, kan een hogere herwinningsefficiëntie bereikt worden door minder verdunning (met grond- en regenwater) en kan een hogere kwaliteit van het gerecupereerde product gerealiseerd worden door het scheiden van verschillende stromen (Tervahauta, 2014). Huishoudelijk afvalwater kan zo onderverdeeld worden in (1) zwart water, afkomstig van het toilet, (2) grijs water afkomstig van douche en bad, wassen van kledij en poetsactiviteiten en (3) gemalen keukenafval van de kitchen shredder . Deze verschillende stromen bij bronscheiding worden weergegeven in Figuur 9.

Gemalen keukenafval is afkomstig van een voedselvermaler die onder de wasbak in de keuken gemonteerd wordt. Zo wordt het afvalwater van de keuken vermengd met het gemalen keukenafval tot een dikke pulp rijk aan organisch materiaal. In de Verenigde Staten hebben veel huishoudens zo'n vermaler, maar in de meeste Europese landen zijn deze verboden. De Europese waterzuiveringssystemen –die ouder zijn dan de Amerikaanse- zijn niet aangepast om dergelijke stromen te verwerken. Ook in België is het op de markt brengen en gebruiken van een machine die voedselresten vermaalt en dan loost in het water of in een netwerk voor waterinzameling en waterzuivering verboden. Dit gebeurde met het Koninklijk Besluit van 10 augustus 2015 betreffende

Figuur 9. Verschillende stromen bij bronscheiding van huishoudelijk afvalwater: zwart water, grijs water en

gemalen keukenafval.

Tabel 3, 4, 5 en 6 wordt de karakteristieken van respectievelijk grijs water, urine, faeces en excreta (de combinatie van faeces en urine) weergegeven (Meinzinger & Oldenburg, 2009). De data is afkomstig van 135 studies van brongescheiden afvalwaterstromen uit 20 verschillende landen. De meerderheid van de data is afkomstig uit Europa en dan vooral uit Duitsland en Zweden. De karakteristieken van deze verschillende stromen worden vergeleken in een staafdiagram in Figuur 10.

Figuur 10. De verdeling van COD en nutriënten in brongescheiden afvalwaterstromen. De waarden in de

staafdiagrammen zijn uitgedrukt in g/IE/d , de relatieve verhouding tussen de verschillende stromen wordt weergegeven op de y-as als een percentage. Vertaald naar het Nederlands, (Meinzinger & Oldenburg, 2009).

3.5.2. Samenstelling van grijs water

Grijs water bevat gewoonlijk het effluent van keukens en badkamers. De karakteristieken van grijswater zijn sterk afhankelijk van de gewoontes van de gebruiker en het type zepen en detergenten die gebruikt worden. Dit wordt weergegeven in Tabel 3. Ook het kraanwater zelf heeft een invloed. Grijswater is meestal hygiënisch vrij veilig, met slechts uitzonderlijk een hoog gehalte aan E. coli tot 107_{, deze contaminatie is meestal afkomstig door douchen of het wassen van luiers in de wasmachine} (Meinzinger & Oldenburg, 2009). In grijs water bevinden zich vaak ook relatief hoge gehaltes aan P. Dit komt door het gebruikt van P in wasmiddelen en in stijgende mate in vaatwasproducten. In Europa is er de laatste decennia een dalende trend in P-gehalte in huishoudelijk afvalwater door een verbod op het gebruik van fosfaten in wasproducten in verschillende landen. Deze fosfaten worden steeds meer vervangen door organische P-verbindingen. Door het verhoogde gebruik van vaatwasproducten leidt dit echter toch weer tot een stijging in P-concentraties in het grijs water (Meinzinger & Oldenburg, 2009).

Tabel 3. Karakteristieken van grijs water. Links wordt de belasting per inwonersequivalent per dag weergegeven, rechts de concentraties. Datakwaliteit: - slecht (of de data is niet beschikbaar), + voldoende, ++ goed. Vertaald naar het Nederlands, (Meinzinger & Oldenburg, 2009).

URINE Eenheid Mediaan Bereik

(min-max)

Data- kwaliteit

Eenheid Mediaan Bereik

(min-max) Data- kwaliteit Volume l/(IE.d) 110 69 – 150 + + TSS g/(IE.d) 65 2 – 135 + + g/l 228 - - BOD5 g/(IE.d) 17 1 -31 + g/l 329 205 - 449 + COD g/(IE.d) 46 7 – 102 + + g/l 535 350 – 783 + N g/(IE.d) 1.0 0.1 - 1.7 + + g/l 13.0 6.7 – 2.2 + P g/(IE.d) 0.5 0.1 - 2.2 + + g/l 4.6 0.4 – 8.2 + K g/(IE.d) 1.0 0.2 – 4.1 + + g/l 8.8 - - S g/(IE.d) 2.9 0.5 – 7.7 + g/l 72 - -