Actief slib
Actief slibprocessen zijn een onderdeel van een complex afvalwaterbehandelingssysteem (U.S. EPA 2002) . Ze worden gewoonlijk gebruikt na een primaire behandeling (inclusief screening voor de verwijdering van bezinkbare vaste stoffen), omvatten een of meer grote beluchte behandelingskamers, beluchtingsinrichtingen, een inrichting voor adequate menging om het slib in suspensie te houden, een secundaire bezinker om de biomassa van het behandelde effluent te scheiden en de bezonken biomassa te verzamelen, doorgaans een niet-lineair, zeer complex circulatieregime (bv. recirculatielussen, by-passing enz.) en worden soms gevolgd door een laatste polijstingsstap (zie tertiaire filtratie en desinfectie). De biologische processen die optreden zijn doeltreffend bij het verwijderen van oplosbare, colloïdale en deeltjesvormige materialen. De reactor kan worden ontworpen voor biologische nitrificatie en denitrificatie, alsmede voor biologische fosforverwijdering.
Het ontwerp moet gebaseerd zijn op een nauwkeurige schatting van de samenstelling en het volume van het afvalwater. De zuiveringsefficiëntie kan ernstig in het gedrang komen als de installatie onder- of overgedimensioneerd is. Afhankelijk van de temperatuur varieert de retentietijd voor vaste stoffen (SRT) in de reactor van 3 tot 5 dagen voor BZV-verwijdering, tot 3 tot 18 dagen voor nitrificatie.
Het overtollige slib moet worden behandeld om het watergehalte en het gehalte aan organische stoffen te verminderen en een gestabiliseerd product te verkrijgen dat geschikt is voor eindgebruik of definitieve verwijdering. Het is van belang met deze stap rekening te houden in de planningsfase van de zuiveringsinstallatie).
Met grote hoeveelheden geïnjecteerde zuurstof kunnen aërobe omstandigheden worden gehandhaafd en kan de actieve biomassa optimaal worden vermengd met het te behandelen afvalwater. Om een relatief hoog gehalte aan actieve micro-organismen te handhaven dat nuttig is voor de verwijdering van organische stoffen uit het afvalwater, wordt het slib van het effluent gescheiden door bezinking in een secundaire klaringsinstallatie (UNEP 2004) of door membraanfiltratie en in het proces gehouden door recirculatie naar de beluchtingstank. Er zijn verschillende wijzigingen van dit basisproces ontwikkeld, waaronder verschillende beluchtingsinrichtingen, verschillende manieren om slib op te vangen en te recycleren naar de beluchtingstank of de primaire klaringsinstallatie, en procesverbetering door de toevoeging van een inerte media waarop een biofilm kan groeien (gecombineerd vast-film/suspended-growth-proces).
Hoewel aërobe bacteriën de meest dominante micro-organismen in het proces zijn, kunnen andere aërobe, anaërobe en/of nitrificerende bacteriën aanwezig zijn, samen met hogere organismen. Naast de verwijdering van organisch materiaal kunnen nutriënten (organisch ammoniak, fosfor) dus ook biologisch worden verwijderd door nitrificatie/denitrificatie en biologische opname van fosfor. De precieze samenstelling van de micro-organismen hangt af van het reactorontwerp, de omgeving en de kenmerken van het afvalwater (TILLEY et al. 2008). Om optimale omstandigheden voor zowel organische als nutriëntenverwijdering te bereiken, wordt gebruik gemaakt van een opeenvolging van wisselende aerobe en anaerobe kamers.
Gedetailleerd behandelingsproces
Na screening worden zand en soortgelijke zware deeltjes vervolgens verwijderd in een gritkamer waar ze op de bodem bezinken. Deze kamer wil alleen grof gruis verwijderen en het afvalwater brengt er slechts een relatief korte periode (enkele minuten) in door (UNEP & MURDOCH 2004). Kleinere vaste stoffen worden verwijderd in een bezinkings- of bezinktank. In deze eenheid brengt het afvalwater meer tijd door (ongeveer een uur) om een goede afscheiding mogelijk te maken. Het slib uit deze mechanische primaire behandeling (inclusief zeving en bezinking in de gritkamer en de bezinktank) wordt primair slib genoemd en vereist, net als alle overtollig slib, een geavanceerde verdere behandelingsketen.
Na deze primaire behandeling volgt de hoofdeenheid met het actief slib. Het voorbehandelde afvalwater wordt in een beluchte tank gemengd met het geconcentreerde actieve slib uit de secundaire klaringsinstallatie. De beluchting gebeurt ofwel door mechanische oppervlakte-roerwerken, ofwel door ondergedompelde diffusoren met perslucht (WSP 2008). Door beluchting krijgt het actieve slib zuurstof en worden het slib en het afvalwater grondig gemengd (UNEP & MURDOCH 2004). Tijdens de beluchting en menging vormen de bacteriën kleine clusters of vlokken (TILLEY et al. 2008). Onder deze omstandigheden breken de bacteriën in het actief slib de organische stoffen in het afvalwater af. Zij gebruiken de organische stof voor energie, groei en voortplanting. De eindproducten zijn kooldioxide (CO2), water (H2O) en nieuwe cellen.
Na een paar uur in de beluchtingskamer komt het mengsel in de secundaire bezinktank (klaringsinstallatie), waar de uitgevlokte micro-organismen bezinken en uit de effluentstroom worden verwijderd. De bezonken micro-organismen (het actief slib) worden vervolgens gerecycleerd naar het vooreinde van de beluchtingstank om opnieuw met afvalwater te worden gemengd en verder te groeien en nieuw slib te vormen en organische stoffen af te breken. Om een optimale hoeveelheid slib in het systeem te houden, varieert de recirculatiesnelheid van het bezonken slib van 20 tot 100%. Het overtollige slib dat elke dag wordt geproduceerd (actief slib) moet samen met het slib van de primaire zuiveringsinstallaties in een verdere behandelingsketen worden verwerkt. Een conventionele keten voor de behandeling van overtollig slib bestaat uit anaërobe gisting, indikking, verbranding en veilige verwijdering, b.v. op een stortplaats. Een duurzamere manier zou zijn het slib te composteren (hetzij vóór, hetzij in plaats van gisting) om de nutriënten opnieuw te gebruiken in de landbouw.
Hydraulische verblijftijden in de gehele systemen variëren van enkele uren tot verscheidene dagen voor de vloeibare fase. De verwerking van overtollig slib kan iets langer duren, afhankelijk van het toegepaste type indikking en anaërobe gisting. Het effluent van een goed ontworpen en functionerende actief-slibinstallatie is van hoge kwaliteit en heeft gewoonlijk BZV- en TSS-concentraties van 10 mg/L of minder (CRITES & TCHOBANOGLOUS 1998). De verwijdering van zowel biologisch zuurstofverbruik (BZV) als gesuspendeerde vaste stoffen (TSS) ligt over het algemeen tussen 80 en 100%, afhankelijk van de influentconcentraties, de systeemopstelling en de temperatuur (UNEP 2004; SANIMAS 2005; WSP 2008).
Nutriënten zoals stikstof en fosfor worden ook verwijderd in het actiefslibproces, maar vereisen een opstelling van verschillende beluchte en niet-beluchte kamers in hybride actiefslibsystemen. Biologische verwijdering van stikstof wordt eerst bereikt door de omzetting van organische stikstof in ammoniak, gevolgd door de aërobe omzetting van ammoniak (NH4+) in nitriet (NO2-) en vervolgens nitraat (NO3-) en de anaërobe omzetting van nitraat in gasvormig stikstof (N2), dat vervolgens in de atmosfeer terechtkomt. De omzetting van ammoniak in nitraat via een tussenstap van nitriet wordt nitrificatie genoemd. De omzetting van nitraat in gasvormig stikstof wordt denitrificatie genoemd. Er is dus een combinatie van beide, aërobe en anaërobe (anoxische) processen nodig om stikstof volledig uit het afvalwater te verwijderen. In veel actiefslibbehandelingssystemen wordt een anaërobe tank geïntegreerd na het beluchtingsbekken en vóór de zuivering (post-denitrificatie); of juist vóór de beluchtingstank (pre-denitrificatie). In het geval van pre-denitrificatie vindt de nitrificatie plaats in het beluchte bassin na het beluchte voorbassin. Denitrificatie treedt pas op wanneer het nitriethoudende effluent uit de beluchte tank opnieuw in circulatie wordt gebracht zoals het slib.
De verwijdering van fosfor in actiefslibsystemen kan chemisch of biologisch gebeuren. Biologische verwijdering van fosfor in conventionele afvalwaterbehandelingssystemen vindt plaats door de opname van fosfor door sommige bacteriecellen. Op deze manier kan echter slechts weinig fosfor worden verwijderd, aangezien de fosformassafractie in vluchtig slib slechts ongeveer 2,5% bedraagt (HAANDEL&LUBBE 2007). Dit resulteert in een effluentconcentratie van ongeveer 2 tot 7 mg P/L voor stedelijk afvalwater met een CZV-concentratie van 500 mg/L (HAANDEL&LUBBE 2007). In het algemeen zal het echter nodig zijn de fosforconcentratie in het effluent te verlagen tot een waarde ≤ 1 mg P/L.
Een ander biologisch proces is de verbeterde biologische fosforverwijdering. Verbeterde biologische fosforverwijdering is gebaseerd op de kweek van enkele speciale fosfor accumulerende bacteriën, die in vergelijking met 2,5% P in conventioneel actief slib, tot 38% van de P accumulatie in het slib kunnen leiden (HAANDEL&LUBBE 2007).
Wanneer zowel stikstof als fosfor moet worden verwijderd, wordt de combinatie nog complexer. Verbeterde biologische fosforverwijdering vereist over het algemeen een anaerobe fase (voor PAO-teelt), een anoxische fase (voor denitrificatie) en een aerobe fase (voor nitrificatie en fosforaccumulatie) in serie.
Nu worden actiefslibsystemen, waarbij waardevolle nutriënten (fosfor en stikstof) en organisch materiaal worden verbrand in plaats van gerecirculeerd naar de voedselproductie in de landbouw, niet meer als duurzaam beschouwd. De invoering van stikstofverwijdering in een actiefslibinstallatie vergroot het reactorvolume aanzienlijk en leidt tot een hoger energieverbruik van ongeveer 60 tot 80% voor de beluchting (MAURER 2003). De verwijdering van fosfor vereist ofwel de toevoeging van chemicaliën en de daaropvolgende verwijdering van anorganisch slib, ofwel een toename van de complexiteit en het reactorvolume voor verbeterde biologische fosforverwijdering.
Om specifieke effluentdoelstellingen voor BZV, stikstof en fosfor te bereiken, zijn verschillende aanpassingen en wijzigingen aangebracht aan het basisontwerp van actief slib. Bekende modificaties omvatten sequencing batch reactoren (SBR), oxidatie greppels, diepe schachten, uitgebreide beluchting, bewegende bedden en membraan bioreactoren.
Sequentiële Batchreactoren (SBR’s)
Het proces kan in batches worden uitgevoerd, waarbij de verschillende condities allemaal in dezelfde reactor worden bereikt, maar op verschillende tijdstippen (UNEP & MURDOCH 2004). De behandeling bestaat uit een cyclus van vijf fasen: vullen, reageren, bezinken, aftappen en stationair draaien. Tijdens het reactietype wordt zuurstof toegevoegd door een beluchtingssysteem. Tijdens deze fase oxideren bacteriën het organisch materiaal, net als in actiefslibsystemen. Daarna wordt de beluchting stopgezet om het slib te laten bezinken. In de volgende stap worden het water en het slib gescheiden door decanteren en wordt de heldere laag (supernatant) uit de reactiekamer afgevoerd (METCALF & EDDY 2007). Afhankelijk van de snelheid van de slibproductie kan ook een deel van het slib worden gezuiverd. Na een fase van stilstand wordt de tank gevuld met een nieuwe partij afvalwater (UNEP & MURDOCH 2004). Er zijn ten minste twee tanks nodig voor de batchmodus, aangezien continu influent moet worden opgeslagen tijdens de werkingsfase. (Zeer) kleine systemen (bv. voor kleine woonkernen) mogen slechts één tank gebruiken. In dat geval moet het influent ofwel worden opgeslagen in een bekken, ofwel continu worden afgevoerd naar de bodem van de tank om de bezinkings-, zuig- en stationaire fasen niet te verstoren. SBR’s zijn geschikt voor lagere debieten omdat de grootte van elke tank wordt bepaald door het volume afvalwater dat tijdens de behandelingsperiode in de andere tank wordt geproduceerd (UNEP & MURDOCH 2004). Voor meer informatie over SBR-systemen met geactiveerd slib, zie WSP (2007) of U.S. EPA (1999).
Oxidatiesloten
Oxidatiesloten zijn grote ronde of ovale sloten (kanaalreactoren) met een of meer horizontale beluchters om de zuurstoftoevoer te garanderen, en om de inhoud te mengen en te verplaatsen in de sloot. Het gezeefde influent komt in de oxidatiesloot terecht, wordt belucht en circuleert met een snelheid van ongeveer 0,25 tot 0,35 m/s (SANIMAS 2005). De werking kan continu of intermitterend zijn. Primaire bezinking is meestal niet vereist, maar secundaire bezinktanks worden doorgaans wel gebruikt. Het vereiste behandelingsvolume per inwoner bedraagt ongeveer 1 m³ (SANIMAS 2005). Oxidatiegoten zijn geschikt voor gebieden waar veel grond beschikbaar is. Ze hebben het voordeel dat ze relatief gemakkelijk te onderhouden zijn en bestand zijn tegen schokbelastingen die zich vaak voordoen in kleinere gemeenschappen (bv. tijdens het ontbijt en ’s avonds). De typische hydraulische verblijftijd bedraagt tussen 24 en 48 uur met een slibleeftijd van 12 tot 20 dagen (Wikipedia 2010). Voor meer informatie over oxidatiesloten wordt verwezen naar U.S. EPA (2000), WSP (2007) of WSP (2008).
Diepe schachten
Waar grond schaars is, kan rioolwater worden behandeld door injectie van zuurstof in een onder druk staande stroom retourslib, die wordt geïnjecteerd in de bodem van een diepe kolomvormige tank die in de grond is ingegraven. Dit type actief-slibreactor wordt diepe schacht genoemd. Dergelijke schachten kunnen tot 100 m diep zijn. Terwijl het afvalwater opstijgt, breekt de zuurstof die door de druk aan de basis van de schacht in oplossing wordt gedwongen, uit als moleculaire zuurstof. Dit levert een zeer efficiënte zuurstofbron op voor de micro-organismen in het actief slib. De opstijgende zuurstof en het geïnjecteerde retourslib zorgen voor het fysische mechanisme voor vermenging. Het gemengde slib en het influent van het afvalwater worden aan de oppervlakte gedecanteerd en gescheiden in supernatant en slibcomponenten. De efficiëntie van diepe schachtbehandeling kan hoog zijn, maar ze vereisen geschoolde vakmensen voor de bouw, de werking en het onderhoud; en bovendien een grote hoeveelheid energie (aangepast van Wikipedia (2012)).
