Slibproduktie en effluentkwaliteit bij ladingsgewijze zuivering van afvalwater

(1)

Slibproduktie en effluentkwaliteit bij ladingsgewijze zuivering van afvalwater

Inleiding

De meest toegepaste wijze van afvalwaterbehandeling is een continu proces waarin het afvalwater een beluchte reactieruimte gevuld met actief slib doorstroomt, waarna in een nabe/.inkingstank het gezuiverde water van het actief slib wordt gescheiden.

Het is echter ook mogelijk het afvalwater discontinu te behandelen in een ladingsgewijze of batch-proces. In dit geval wordt er slechts één tank gebruikt die

afwisselend dienst doet als reactieruimte

'•"7 i

Th. J. NIEUWSTAD Technische Universiteit Delft, Faculteit der Civiele Techniek Vakgroep Gezondheids techniek en Waterbeheersing

J. Tl. KOP

Technische Universiteit Delft, Faculteit der Civiele 'Techniek Vakgroep Gezondheidstechniek en Waterbeheersing

en als bezinktank. Daar er in de bezink- fase geen stroming optreedt, zijn de bezinkomstandigheden welhaast ideaal [1].

Het batch-proces is een cyclisch proces waarin verschillende fasen zijn te her- kennen. Als eerste fase wordt doorgaans beschouwd de tijd waarin de te

behandelen hoeveelheid water bij het reeds in de tank aanwezige actief slib wordt gevoegd: de vultijd. In het ideale batchproces is de vultijd zeer kort en stroomt het water snel toe uit een buffervat. Het is ook mogelijk zonder buffervat te werken en de tank geleidelijk aan te vullen, waarbij de vultijd wordt bepaald door de aangeboden hoeveelheid water.

Samenvatting

Ladingsgewijze en continue waterbehandeling werden op laboratorium-, semitechnische- en praktijkschaal bestudeerd, met als doel de slibproduktie en de effluentkwaliteit van beide processen met elkaar te vergelijken.

Literatuurgegevens, die voor het ladingsgewijze proces een zeer lage slibproduktie vermelden, konden niet worden bevestigd. Afhankelijk van de slibbelasting en van de fractie van de cyclusduur die het slib belucht, produceert het ladingsgewijze proces zelfs meer slib dan de continue behandeling. Beide typen behandeling volgden echter het Lawrence-McCarty model voor slibgroei.

De effluentkwaliteit bij ladingsgewijze behandeling is sterk afhankelijk van de duur van de aërobe en anoxisch/anaërobe perioden binnen de behandelings- cyclus. Als de beluchte en niet beluchte perioden lang genoeg zijn om volledige nitrificatie en denitrificatie te bereiken, dan kan een hoge graad van stikstofverwijdering worden gehaald.

Het is niet onmogelijk dat ook een hoge mate van biologische fosfaatverwijdering gehaald kan worden, maar uit de uitgevoerde proeven is het niet duidelijk geworden welke omstandigheden dan precies gekozen moeten worden.

Men spreekt dan van het semi-batchproces.

Reeds tijdens het vullen kan met het beluchten woden begonnen, en nadat een zekere tijd is belucht, volgt na uit-

schakelen van de beluchting de bezink- fase. Nadat het slib voldoende ver is bezonken, wordt de heldere bovenlaag als effluent afgetapt, waarbij een eventuele drijflaag in de tank kan achterblijven.

Zo men dit wenst, kunnen in de cyclus een of meer anoxische en anaërobe fasen worden ingelast [2, 4], Tijdsduur en volgorde van aërobe, anoxische en anaërobe perioden en van de totale cyclus hebben invloed op de BZV-verwijdering, de stikstofverwijdering [2, 4, 8, 10, 11], de fosfaatverwijdering [4, 5, 12, 15, 16] en op de bezinkingseigenschappen van het slib.

Uit een door Chin en Ng [3] verricht onderzoek aan een hoogbelast batchproces voor behandeling van varkensmest bleek, dat er een uitzonderlijk lage slibgroei van slechts 0,11 kg droge stof/kg

CZV op kan treden, overeenkomend met ongeveer 0,25 kg droge stof/kg BZV. Voor de behandeling van rioolwater vonden zij eveneens lage slibopbrengsten in de orde van 0,18 kg droge stof/kg CZV (ongeveer 0,4 kg droge stof/kg BZV) bij een CZV en kjeldahl-stikstof verwijdering van respectievelijk 85-90% en 58-63%.

De door Chin en Ng gemeten lage slibopbrengst wordt in beperkte mate door andere onderzoeken bevestigd. Batch- gewijze behandeling van niet voorbezonken afvalwater levert 0,9-1,1 kg droge stof/kg BZV [5]; van voorbezonken afvalwater 0,49-082 kg droge stof/kg BZV [6, 7, 8], waarden die overeenkomen met de slibopbrengst bij continue behandeling.

De slibopbrengst bij de zuivering van brouwerijafvalwater komt met 0,4 kg droge stof/kg BZV [9] echter redelijk overeen met de door Chin en Ng genoemde waarde.

De door Chin en Ng [3] en Wilderer en Fedder [9] gevonden lage slibproduktie TABEL 1 - Procesvoering batch-proces op laboratorium- en semitechnische schaal.

l.aboratoriumschaalb

Run 1 Run 2 Run 3 Run 4

Semitechnische schaal Run 1

Run 2 Run 3 Run 4 Run 5 Run 6 Praktijkschaal Run 1 en 2L

Cyclus duur

h

6 6 6 6

6 H 8 12 12 6

8

V lie]

Uit h

- -- - - -

1,5 1,5 1,5 1,0

-

ulier jchti

;

ng Aan

h

- -- -

1,5 2,0

-- - -

1,5

Aan h

4,75 3,00 1,75

-

3,0 4,5 5,0 6,5 5,5

-

1,5

Reageren Beluchting

Uit h

-

1,25 2,50 3,25

- - -1,5 2,5 2,0

l.ll

Aan h

-

0,50 0,50 1,50

- - -

1,0 1,0 1,5

1,0 Bi en

szinken aflaten

h

1,25 1,25 1,25 1,25

1.5 1,5 1,5 1,5 1,5 1,5

3,0

Tractie cyclusduur

belucht

0,792 0,583 0,375 0,250

0,750 0,813 0,625 0,625 0,542 0,250

0,500

Batch-grootte"

bij s laag

m '

0,038 0,031 0,032 0,026

ilibbelasting

13 21 15 15 15 10

300 hoog

tr.3

0,037 0,048 0,039 0,037

ü Toe te voegen aan 0,076; 25 of 1.900 m' bezonken slib voor respectievelijk laboratorium-, semitechnische en prakijkschaal.

b Vultijd steeds erg kort, < 0,1 h.

c Run 1 blower beluchting in laag toeren, run 2 in hoog loeren.

(2)

zou, ten opzichte van het continue proces, bij batchgewijze behandeling van afvalwater tot een aanzienlijke besparing op de spuislibverwerking kunnen leiden.

Daarom is door het uitvoeren van experimenten op laboratorium-, semitechnische- en praktijkschaal onderzocht of bij de behandeling van stedelijk afvalwater onder de in Nederland gebruikelijke laagbelaste omstandigheden batchgewijze behandeling tot een lagere slibproduktie kan leiden dan continue behandeling.

Tegelijkertijd is nagegaan of het ladingsgewijze proces ten aanzien van de effluentkwaliteit voordelen biedt ten opzichte van een continue bedrijfsvoering.

Experimenteel Proefinstallaties

De experimentele opstellingen en de aan- passingen van de gebruikte praktijk- installatie aan het ladingsgewijze proces zijn in detail beschreven in een

Mededeling van de Vakgroep Gezond- heidstechniek en Waterbeheersing [20] en in een drietal afstudeerverslagen [21-23].

De proefopstelling op laboratoriumschaal bestond uit een ladingsgewijze en een continue installatie die ieder 4-8 l/h aan

voorbezonken afvalwater kregen te ver- werken. Het nuttige volume van de beluchtingstanks was 114 1, de grootte van de batch, die steeds in een buffervat werd verzameld, ongeveer 36 1.

Voor de proefopstelling op semitechnische schaal werd gebruik gemaakt van de proefinstallatie voor zuivering van afvalwater van het Laboratorium voor Gezond- heidstechniek. In de zuiveringsstraat met twee beluchtingstanks van elk 60 m! in serie is het continue proces gehandhaafd als referentie. De andere straat met een beluchtingstank van 60 m3 werd

omgebouwd tot een batch-installatie. Het volume van de behandelde batch liep uiteen van 13-21 m3 voorbezonken afvalwater, overeenkomend met een debiet van 1,25-2,6 m3/ h, afhankelijk van de procesvoering.

Belangrijk verschil met de laboratorium- installatie is dat de vultijd afhankelijk is van de batchgrootte. Het is nu immers niet mogelijk de veel grotere semitechnische batch in een buffervat op te vangen en gedurende korte tijd in de beluchtingstank te laten stromen. Daar de batch-installatie nu slechts een deel van de dagaanvoer verwerkt, is vergelijking

met de continue installatie minder goed mogelijk.

Proeven op praktijkschaal werden uitgevoerd in de rwzi Glanerbrug, in beheer bij het Waterschap Regge en Dinkel.

Belangrijkste argument voor de keuze van deze installatie was de aanwezigheid van een afzonderlijk voortstuwings-

mechanisme waarmee het mogelijk was na uitschakeling van de beluchting het slib in suspensie te houden. Per dag werden drie batches van 300 ms behandeld, overeenkomend met een debiet van 37,5 m3/h. Te Glanerbrug wordt het afvalwater niet voorbezonken.

Voor gegevens over monstername en analyse wordt verwezen naar de reeds eerder genoemde uitgebreide rapportage [20],

Procesvoering

Gegevens over de procesvoering van het ladingsgewijze proces zijn samengevat in tabel I. Er zijn op laboratoriumschaal twee series proeven uitgevoerd die verder zullen worden aangeduid als 'lage' en 'hoge' belasting.

De afwisseling van beluchte en niet beluchte perioden alsmede de variatie in

TABEL II - Slibbelasting, praktijkschaal.

Omschrijving Laboratoriumschaal, laag belast

Run 1, Batch Continu Run 2, Batch

Continu Run 3, Batch

Continu Laboratoriumschaal, hoog belast Run 1, Batch

Continu Semitechnische schaal Run 1, Batch

Run 2, Batch R u n 3, Batch Run 4, Batch Run 5, Batch R u n 6, Batch Continu Praktijkschaal Run 1, Batch Run 2, Batch Continu1'

slibgroei en influent- en cjfluei

Slibbel:

B/.Y

0,08 0,10 0,06 0,07 0,08 0,07 0,05 0,07

0,15 0,21 0,25 0,26 0,35 0,37 0,35 0,37

0,14 0,15 0,13 0,06 0,07 0,11 0,19

-- -

istinga

C/.V

0,17 0,21 0,10 0,13 0,17 0,15 0,10 0,12

0,30 0,40 0,61 0,62 0,64 0,67 0,65 0,69

0,22 0,23 0,17 0,09 0,11 0,19 0,30

0,18 0,58 0,12

itkwaliteit bij continue en ladingsgewijze

Slibgroei"

BZV

0,83 0,86 1,22 0,52 1,02 0,44 1,04 0,65

1,47 1,24 1,60 1,47 0,91 0,98 1,39 1,17

0,52 0,33 0,51 0,31 0,59 0,87 0,88

-- -

CZV

0,44 0,34 0,71 0,31 0,55 0,26 0,64 0,49

0,79 0,67 0,71 0,66 0,56 0,60 0,82 0,65

0,35 0,23 0,42 0,24 0,42 0,55 0,66

0,42 0,36 0,36

BZV g 02/ m3

286 286 214 214 215 215 232 232

200 200 264 264 384 384 378 378

375 406 467 352 261 330 376

-- -

(batch) behat

Influentkwaliteit CZV

g t V m

611 61 1 39}

59?

446 446 125 125

412 412 633 633 700 700 695 695

594 621 618 505 407 576 580

1224 2490 634

! g N / m '

88 88 75 75 96 96 85 85

73 73 92 92 118 118 101 104

81 85 89 91 58 86 82

75 102 69

ideling van afvalwatc)

' ' . O !

g l V m '

14,1 14,1 8,8 8,8 15,1 15,1 14,6 14,6

13,1 13,1 15,0 15,0 15,5 15,5 17,3 17,3

15,9 17,3 18,1 10,3 8,3 13,6 16,9

15,9 25,8 15,2

BZV

g02/m3

7,5 12,9 26 26 6,2 18,8 4,7 14,1

6,5 8,7 13,8 14,0 29

11,5 60

54

10,9 9,7 6,8 3,7 4,1 10,9 18,7

-- -

• op laboratorium-, si mutechniK

Llïluentkwaliteit CZV

g 02/ m3

85 107 72 78 58 120 54 135

50 57 72 79 122 86 158 77

56 61 54 51 13 68 104

92 70 77

g N / m3

74

<s,s

52 73 39 79 27 80

19 50 58 64 70 68 83 6 S

40 37 26 36 27 29 53

41 20 33

g P / m3

10,8 14,7 3,6 7,8 5,6 12,1 5,2 14,1

6,0 8,3 3,3 5,6 3,3 3,2 4,3 3,6

10,0 9,0 8.5 6,2 6,1 7,2 10,7

4,2 2.9 9,0

he- en

Zw. stol g/m3

56 69 9 11 7 16 14 78

13 17 17 21 39 16 8 18

10 11 6 5 5 7 16

12 6 9

a In kg substraat/kg slibdag

b In kg slib/kg substraat

1 Gemiddeld over het jaar 1986.

(3)

462

duur van de diverse perioden dienen om informatie ie verkrijgen over de mogelijkheden tot stikstofverwijdering door nitrificatic en denitrificatie. Binnen een niet beluchte periode kan nog onderscheid worden gemaakt tussen de tijd dat nitraat aanwezig is (anoxisch) en de tijd dat noch nitraat noch zuurstof in het water voorkomt (anaëroob).

Een periode waarin in de proces-

omstandigheden geen veranderingen zijn aangebracht, wordt verder aangeduid als een 'run'.

Resultaten

Gegevens over de slibbelasting, de slibgroei en de gemiddelde influent- en etfluentkwaliteit per run zijn verzameld in tabel II. Verdere gegevens zijn elders gerapporteerd [20].

De slibbelasting is berekend op de hoeveelheid aangeboden BZV of CZV, waarbij voor het ladingsgewijze proces de tijd nodig voor bezinken en aflaten niet als procestijd is beschouwd en dus niet is meegerekend.

Discussie Slibgroei

Uit tabel II blijkt dat bij de proeven op laboratoriumschaal, uitgezonderd voor run 3 bij hoge belasting, de slibgroei (of slibproduktie) per kg afgebroken substraat voor het batchproces altijd hoger is dan die voor het continue proces, met de tendens tot relatief kleinere verschillen bij hogere slibbelasting. Op semitechnische schaal is het niet mogelijk per run een vergelijking te maken. Uit tabel II blijkt echter dat in alle gevallen het ladingsgewijze proces minder slib per kg afgebroken substraat produceert dan het continue. Gedeeltelijk zou dit echter geweten kunnen worden aan het feit dat bij het batchproces de slibbelasting altijd lager is dan bij het continue proces.

Op praktijkschaal is de slibgroei per kg afgebroken substraat gelijk aan (run 2) of hoger dan (run 1) de waarde die geldt voor het jaargemiddelde bij normale bedrijfsvoering. Het verschil tussen beide runs is de intensiteit van de beluchting.

Tijdens run 1 draait de blower in laag toeren, tijdens run 2 in hoog toeren, waardoor de gemiddeld betere zuurstof- voorziening kennelijk leidt tot een lagere slibproduktie dan tijdens run 1 werd gemeten.

De verschillen in slibgroei kunnen worden verklaard met behulp van het door Lawrence-McGarty [13] beschreven model voor de slibhuishouding bij het continue aërobe actief-slibproces:

l / öc = Y U - k , (1)

Waarin:

6C = sliblceftijd, d

U = slibbelasting, kg substraat afgebroken/kg droge stof-d

Y = slibopbrengstfactor, kg droge stof/kg substraat

kdb = aërobe slibverteringsconstante, l/d

De waarde van U, de slibbelasting betrokken op afgebroken substraat, is een andere dan de in de tabel II gegeven slibbelasting, die is betrokken op de hoeveelheid aangevoerd substraat en is

gecorrigeerd voor de fractie van de tijd waarin niet wordt bezonken of afgelaten, dus is berekend op de zuivere procestijd.

De slibopbrengstfactor Y betreft hier de werkelijke (bruto) slibgroei, exclusief de slibvertering, terwijl de in de tabel II gegeven slibgroei de netto slibopbrengst inclusief de slibvertering is.

In het Lawrence-McGarty model wordt de groei van autotrofe nitrificerende organismen niet afzonderlijk beschouwd, wat verantwoord lijkt omdat hun bijdrage aan het slibgehalte doorgaans klein is.

In principe kan voor het ladingsgewijze proces een aangepast Lawrence-McGarty model worden opgesteld:

1/0C:

kda 'a _ Kdbcz 'bcz fb + fan + fa + fbcv. = 1

Y U - kd b fb

-krf

kdan 'an

(2) (3) Waarin:

ffej fan! fa> fbcz = fractie van de tijd waarin respectievelijk het slib wordt belucht, anoxisch is (nitraat aanwezig), anaëroob is (noch nitraat noch zuurstof) of wordt bezonken (dimensieloos).

kdb. Klam kda, kdbez = slibverteringsconstante ( l / d ) in beluchte, anoxische, anaërobe en bezinkingsfase.

De slibopbrengstfactor Y is onafhankelijk van de zuurstofbron [14] en de aangroei van het slib wordt slechts bepaald door de hoeveeelheid substraat die is omgezet.

De aard van het slib maakt dat er tijdens een mogelijke anaërobe periode en tijdens het bezinken weinig slibvertering zal plaatsvinden omdat er in het eerste geval geen oxydatiemiddel aanwezig is en in het tweede geval vrijwel geen stofoverdracht zal plaatsvinden zodat eventuele restanten zuurstof of nitraat slechts langzaam worden verbruikt. Aan kda en kdluv kan dus een waarde nul worden toegekend, leidend tot:

l/ö^c = Y U - k^{d b}f^b- k^{d a n}f^a, 4 De waarden van 0O U en fb zijn bekend uit de experimenten. De anoxische periode is onbekend daar niet is nagegaan

Aß). 1 - Reciproke waarde van het Produkt van sliblceftijd en fractie van de tijd die het slib is belucht als Junctie van de slibbelasting gedeeld door diezelfde fractie van de tijd.

wanneer tijdens een niet beluchte periode wel en geen nitraat aanwezig was.

Als fan bekend zou zijn, zouden uit de set waarnemingen de best passende waarden voor Y, kdb en kden berekend kunnen worden.

Uit de tabel II valt af te lezen dat voor alle runs de restconcentratie van stikstof- verbindingen in het effluent aanzienlijk is.

Dit houdt in dat onder de proef- omstandigheden lang geen volledige nitrificatie/denitrificatie heeft plaats- gevonden. Daarom zal de bijdrage van de term -kd a n fln in vergelijking (4)

waarschijnlijk ondergeschikt zijn aan die van de aërobe slibverteringsterm.

Vergelijking (4) vereenvoudigt nu tot:

l / öc = Y U - kd bfb (5)

Omwerken levert:

l / ( öcfb) = Y ( U / fb) - kd b (6) Voor de ladingsgewijze (variabele fb) en

de continue experimenten (fb = 1) gezamenlijk kan nu de waarde van

1/(0C fb) worden uitgezet als functie van U/fb (zie afb. 1) voor zowel de BZV als voor de CZV.

Uitgezonderd de waarnemingen op praktijkschaal, die met een ander type afvalwater zijn uitgevoerd, worden voor de regressielijnen de volgende verglijkingcn gevonden:

Voor BZV (23 punten) :

1/(6>C fb) = ( 1 , 3 5 + / - 0,24) U / f „ - (0,061 + / - 0,071); r = 0,968 Voor CZV (23 punten):

1/(0C fb) = (0,79 + / - 0,06) U/fb - (0,061 + / - 0 , 0 3 3 ) ; r = 0,986

Bezwaar tegen de regressie is de onregel- matige verdeling van de meetpunten. De slibverteringsconstante in beluchte toestand is alleen voor GZV statistisch

(4)

zeker van nul verschillend. Afgezien van de fout komt de waarde van de slibverteringsconstante redelijk overeen met de vaak in de literatuur genoemde waarde van 0,05 l/d, zie bijvoorbeeld [19].

Nagegaan kan nu worden in hoeverre de tijdens de praktijkproeven gevonden waarden, hoewel deze gelden voor een ander afvalwater, bij de bovengevonden resultaten passen. Dit kan door de theoretische slibleeftijd te berekenen en deze te vergelijken met de gemeten waarden.

Voor het continue proces wordt berekend 6Q = 46 d en is gemeten 28 d. Voor run 1 en 2 worden respectievelijk berekend 0C = 18,5 en 4,1 d en is gemeten respectievelijk 6C= 18 en 17 d. Voor run 1 is de

overeenkomst goed, maar gezien het slechte resultaat voor beide andere berekeningen kan dit een toevalstreffer zijn.

Samenvattend kan gesteld worden dat de slibgroei tijdens ladingsgewijze

behandeling van afvalwater waarschijnlijk op dezelfde wijze beschreven kan worden als bij continue behandeling. In de literatuur gerapporteerde lage slib- produkties zijn waarschijnlijk een gevolg van zodanige procesvoering (lage belasting) dat een flinke slibvertering optreedt.

De bezinkbaarheid van het slib

Als maat voor de bezinkbaarheid van het slib is de slibvolume-index (SVI) gemeten, maar de waarden zijn niet opgenomen in tabel II. Hoewel bij proeven op

laboratoriumschaal bij lage slibbclasting de SVI voor het batchproces schommelde tussen de zeer lage waarden van

19-39 ml/g, werd dergelijk goed bczink- baar slib in geen der andere experimenten gevonden. Ook bleek er geen samenhang tussen een lage slibindex en de procesvoering te bestaan, zodat samenvattend wordt geconcludeerd dat er geen harde aanwijzingen zijn voor betere bezinkbaarheid van het slib bij ladingsgewijze behandeling.

Effluentkwaliteit

Op grond van de in tabel II gegeven effluentkwalitcitsparameters is het moeilijk om tot een duidelijke uitspraak over voor en/of nadelen van het ladingsgewijze proces te komen. Statistische toetsen door paarsgewijze vergelijking zijn door het niet precies gelijk zijn van de slibbelastingen weinig zinvol. Door grote verschillen in de in- en effluentkwaliteiten (grote standaarddeviaties per run) worden andere tests (bijvoorbeeld de 'pooled s2 t-test) zeer ongevoelig en kunnen

nauwelijks verschillen aangetoond worden.

TABEL III - Procentuele fosfaatvencijderinga bij ladingsgewijze en continue behandeling van afvalwater.

run 1 2 3 4 5 6

Laag bel Continu

0 11 20 3

F Laboratoriumschaal asi

Hatch 23 59 63 64

H o o g Continu 37 6 3 79 79

osfaatverwijd

belast Batch

54 78 79 75

sring in procent Semitechnische

schaal Continu

37

Batch 37

18 53 40 27 47

Praktijk schaal

Continu Batch 41 74

89

a Voor de eindconcentraties zie tabel II.

Voor de organische somparameters BZV en CZV is in tabel II te zien dat ladingsgewijze behandeling meestal tot lagere effluentconcentratics leidt. Het grootste voordeel is gevonden bij proeven op laboratoriumschaal bij lage slibbclasting.

Bovendien is voor de CZV het voordeel iets meer uitgesproken dan voor BZV.

Bij ladingsgewijze behandeling blijkt totaal-stikstof meestal verder verwijderd te worden dan in het continue proces. Dat de verwijdering lang niet volledig is, vindt zijn oorzaak in het feit dat onder de toegepaste omstandigheden de perioden waarin werd belucht of niet belucht (anoxisch/anacroob) niet waren afgestemd op het bereiken van volledige nitrificatie en denitrificatie. Bij goed ontwerp kan de in de literatuur [2]

genoemde N-totaal verwijdering van 94%

waarschijnlijk wel worden gehaald.

Speciale aandacht vraagt de fosfaatverwijdering, waarvoor de verwijderings- percentages zijn opgenomen in tabel III.

Bij de continue experimenten op laboratoriumschaal wordt bij de lage slibbelasting hooguit 20% van het fosfaat verwijderd, terwijl bij ladingsgewijze behandeling meer dan 60% geëlimineerd kan worden. Bij de wat hogere slibbelasting is dit verschil minder duidelijk met 37-79% reductie bij continue

behandeling en 54-79% bij ladingsgewijze zuivering. Op semitechnische schaal is weer een trend tot verbeterde fosfaatverwijdering waar te nemen met 37% voor het continue proces en 37-53% voor het batchproces. De proeven op praktijkschaal laten zelfs een fosfaatverwijdering van 74-89% zien bij ladingsgewijze

behandeling tegenover 4 1 % bij continue behandeling.

De bevordering van de fosfaatverwijdc- ring bij ladingsgewijze behandeling is mogelijk een gevolg van de afwisseling van aërobe en anoxische fasen waardoor de biologische fosfaatverwijdering bevorderd zou kunnen worden. Het is, gezien de hier behaalde resultaten, niet onmogelijk dat bij een goede strategie het in de literatuur genoemde fosfaat-

verwijderingspercentage van 95% [15, 16]

gehaald zou kunnen worden.

Over alle experimenten genomen bevat het effluent van het ladingsgewijze proces meestal minder zwevende stof dan dat van een continue proces. Dit komt omdat bij batchbehandeling de bezinkomstandigheden ideaal zijn.

Verdere bestudering van de tabellen II en III laat zien dat de voordelen vooral zijn te behalen bij lage slibbclasting. Voor de proeven bij hoge slibbelasting op laboratoriumschaal, op semitechnische schaal en op praktijkschaal vallen de voor- en nadelen ongeveer tegen elkaar weg.

Tegenover de bij lage slibbelasting ten aanzien van de effluentkwaliteit te behalen voordelen staat het nadeel van de hoge slibproductie bij ladingsgewijze

behandeling vergeleken met het continue proces. lichter, dit kan voorkomen worden door de slibbelasting extra laag te kiezen.

Het is nog niet te overzien welke consequenties dit heeft voor de grootte van de tanks en de daarmee gepaard gaande bouw- en onderhoudskosten.

Conclusies

De in de literatuur op enkele plaatsen [3, 9] genoemde lage slibopbrengst bij ladingsgewijze afvalwaterbehandeling is onder de hier geldende omstandigheden niet bevestigd. Lage slibopbrengsten zijn waarschijnlijk te verwachten bij lange beluchtingstijden, waarbij door zelf- vertering de slibproduktie wordt verlaagd.

Dit geldt echter evenzeer voor het continue proces.

De trend tot, vergeleken met het continue proces, betere effluentkwaliteit kon bij slibbelastingen lager dan 0,2 kg BZV/(kg droge stof-d) worden bevestigd. Hchter, de hier uitgevoerde proeven zijn bij lange na niet geoptimaliseerd ten aanzien van stikstof- en fosfaatverwijdering.

Bezien op de hier geldende condities is te concluderen dat voor de beste resultaten (laboratoriumschaal laag belast en semi- technisch) met globaal hetzelfde beluchte volume een betere effluentkwaliteit

(5)

464

behaald kan worden bij ladingsgewijze behandeling dan bij continue behandeling.

De hier uitgevoerde praktijkproeven, die moesten vallen binnen de mogelijkheden van de rwzi Glanerbrug en daardoor geen optimaal inzicht hebben gegeven in de mogelijkheden van het batchproces, hebben aangetoond dat dit ook kan gelden voor praktijkomstandigheden.

Voordeel van de ladingsgewijze werkwijze is dat een nabezinkingstank wordt uit- gespaard. Daartegenover staat als nadeel dat voorzieningen moeten worden getroffen om een continue en in wisselend debiet en samenstelling binnenkomende afvalwaterstroom te kunnen behandelen.

Hoe het ontbreken van een nabezinkingstank en het treffen van de voorzieningen voor de inname van water doorwerken in de kosten van het ladingsgewijze zuiveringsproces en hoe deze kosten mogelijk weer worden beïnvloed door op de lozingsheffing te behalen besparingen, valt buiten het kader van dit verhaal. In de literatuur is hier echter reeds enige aandacht aan geschonken [17].

Aanbevelingen

De hier uitgevoerde experimenten, samen met literatuurgegevens, wijzen in de richting van een betere kwaliteit van effluenten van ladingsgewijze processen dan van continue processen. Vooral voor stikstof-en fosforverbindingen zijn bij goede strategie zeer hoge verwijderings- percentages haalbaar.

Ter vaststelling van die strategie kan nuttig gebruik worden gemaakt van wis- kundige modellen voor continue en ladingsgewijze behandeling die numeriek worden opgelost [14, 18]. De stikstof- huishouding kan in zo'n model goed worden geregeld; voor de fosfor- huishouding is dit nog niet het geval.

Literatuur

1. Irvine, R. I.. en Richter, R. O. (1976). Computer simulation and design of sequencing batch biological reactors. Proc. 31ste P u r d u e Waste Conference, 1080-1089.

2. Pallis, J. C. en Irvine, R. 1.. ; 1985). Nitrogen removal m a low-loaded single tank sequencing batch reactor.]. Water Pollut. Control Fed. 57, 82-86.

3. Chin, K. K. en Ng, Vi'. J. ; 1985";. Biooxidatiou and de nitrification study using the sequencing batch reactors.

Adv. in Water Eng., Proc. Int. Svmp., Univ.

Birmingham, Jul. 15-19, (Ed. Tebbutt, T.H.Y.).

4. Okada, M. en Sudo, R. f 1986). Performance of sequencing batch reactor activated sludge processes for simultaneous removal of nitrogen and HOD as applied to small community sewage treatment Wat. Sei. Tech.

18,363-370.

5. Irvine, R. L., Murthy, 1). V. S., Arora, M. 1.., C o p e m a n , J. I., en H e i d m a n , J. A. {1987). Analysis of full-scale SBR operation at Grundy Center. linea. |.

Water Pollut. Control Fed. 59, 132-138.

6. Irvine, R. I.„ Ketchum, I.. II., Arora, M I,, en Barth, F. F. (1987). An organic loading study of full-scale sequencing batch reactors. J. Water Pollut.

Control Fed. 57, 847-853.

7. Irvine, R. L. (1985). Technology assessment report for sequencing batch reactors. US EPA.

8. Silverstein, J. A. en Schroeder, E. D. (1983).

Performance ofSBR activated sludge processes with nitrification/'denitrification.]. Water Pollut. Control Fed. 55, 377-384.

9. Wilderer, P. A. en F'edder, K. ( 1 9 8 4 ' L SBR Verfahren zur biologischen Reinigung von Maelzereiabwasser. Die Brauwelt 38, 1624-1631.

10. Miller, G. (1979). Single cell sequencing batch treatment of rural domestic wastewater - utilization of soluble and particulate fractions of sewage. MS Thesis, Univ. of Notre D a m e , Ind., USA.

11. Alleman, J. E. en Irvine, R. L. ; 1980). Storage- induced denitrification using sequencing batch reactor operation. Water Res. 14, 1483-1488.

12. Ketchum, E. II., Irvine R. I.., Breyfolge R. E. en Manning, J. F., Jr. (1987). A comparison of biological and chemical phosphorus removals in continuous and sequencing batch reactors. J. Water Pollut. Control Fed. 59, 13-18.

13. Lawrence, A. W. en McCarty. P. (1970). Unified basis for biological treatment design and opération.

J. San Eng. Div. 96 (SA3), 757-778.

14. Hidstrup S. M. en Crady, C. P. L., Jr. (1988).

SSSP - Simulation of single sludge processes. J. Water Pollut. Control Fed. 60, 351-361.

15. Manning, J. F., Irvine, R. L., Barth, E. F. en Chiesa, S. C. (1985). 'Plie biological removal of phosphorus in a sequencing batch reactor. Water Sei.

Technol. 17, 311-312.

16. M a n n i n g J . F. en Irvine, R. L. (1985). The biological removal of phosphorus in a sequencing batch reactor.]. Water Pollut. Control Fed. 57, 87-94.

17. Ketchum, L. II., Jr., Ping-Chau Liao en Irvine, R. E. (1978). Economic evaluation of sequencing batch biological reactors. Proc. 33 rd Purdue Industrial Waste Conference, 357-376.

18. Irvine, R. I., en Richter, R. Ü. ( 1978).

Comparative evelualion of sequencing batch reactors.

J. Env. Eng. Div. 104 (EE3), 503-514.

19. Lauria, D. T., Uunk, J. li. en Schacfer.J. K.

(1977). Activated sludge process design.]. Env. Eng.

Div. 103, EE4, 625-645.

20. Nieuwstad, Th. J., Wortel, N. C , Bout, F'. N., van den en Alting, B. J. ( 1989). Een vergelijking tussen ladingsgewijze en continue zuivering van afvalwater. M e d e d e l i n g van de Vakgroep Gezondheidstechniek en Waterbeheersing. Nr. 27, in voorbereiding.

21. Wortel, N. C. (1986). Slibproduktie bij laagbelasle batch-gcwijze behandeling van afvalwater. Afstudeer- verslag Vakgroep Gezondheidstechniek en Water- beheersing, juli 1986.

22. Bout, F. N., van den (1988). Slibproduktie en zuiveringsresultaten van de sequencing batch reactor.

Afstudeerverslag Vakgroep Gezondheidstechniek en Waterbeheersing, juni 1988.

23. Alting, B.J. (1988). Batchgcwijzc acticf- slibbehandeling van afvalwater op praktijkschaal.

Afstudeerverslag Vakgroep Gezondheidstechniek en Waterbeheersing, september 1988.

• • •

Wegzijging uit vennen

• Slot van pagina 459

waterstanden beneden de venbodem. Dus in die gevallen waarbij de totale

stromingsweerstand hoofdzakelijk wordt bepaald door de venbodem. Bij diepe grondwaterstanden onder de venbodem of bij een kleiner contrast tussen de

verzadigde doorlatendheden van de venbodem en de ondergrond treden aanzienlijke verschillen op, zoals blijkt uit afb. 9.

Conclusies

Om de wegzijging uit een ven goed te kunnen voorspellen moeten de parameters die de wegzijging bepalen, nauwkeurig, en zo mogelijk met behulp van een veldstudie, worden vastgesteld.

De wegzijging uit een ven is sterk

afhankelijk van de dikte en de doorlatend- heid van de venbodem. Het grondwater- niveau beneden de venbodem en de ven- diepte zijn in mindere mate bepalend voor de wegzijging. Wanneer deze parameters bekend zijn, kan, als eerste benadering

(worst-case), de wegzijging worden berekend uit de weerstand van de slecht doorlatende venbodem en het potentiaal- verschil over deze laag.

De hier beschreven methode om de wegzijging te berekenen gaat uit van de wet van Darcy waarbij, voor stationaire omstandigheden, de bij een bepaalde grondwaterstand behorende flux wordt berekend. Hij deze procedure wordt rekening gehouden met de mogelijkheid dat de venbodem niet over de gehele dikte verzadigd is en met het mogelijke effect van bodemfysische eigenschappen van de ondergrond. Deze methode geeft daarom een nauwkeuriger voorspelling van de wegzijging dan de eerder genoemde worst-case benadering.

Literatuur

Breslcr, E. (1978). Analysis of trickle irrigation with application to design problems. Irrig. Sei. 1:3-17.

Dekker, E. W., Bannink, M. H. en Booy, A. 11.

(1986). Bodemfysisch en hydrologisch onderzoek naar de invloed van grondwaterstandsverlaging op weg- zijging van water uit vennen nabij Seilingen. Rapport nr. 1859, Stiboka, Wageningen.

Hendrickx, J. M. H., Dekker, E. W. en Bannink, M.

H. et al. (1988). Significance of soil survey for agrohvdrological studies. Agr. Water Managern. 14:

195-208.

KNMI (1985). Jaaroverzicht van het weer m Nederland: 1982. D e Bilt.

Richter, J. (1980). A simple numerical solution for the vertical flow equation of water through unsaturated soils. Soil Sei. 129: 138-144.

Rijtema, P. E. (1969). Soil moisture forecasting. Nota 513. ICW, Wageningen.

1'akagi, S. ( 1960). Analysis of the vertical downward flow of water through a two-layered soil. Soil Sei. 90:

98-103.

Wosten, J. II. M., Bannink, M. II. en B e u v i n g J . ( 1987). Waterretentie- en doorlatendhcids- karakteristieken van boven- en ondergronden in Nederland: de Staringreeks. I C W - r a p p o r t 18, Stiboka-rapport 1932 (herziene versie).

Wageningen, 75 biz.

• • •