Valorisatie van geconcentreerd A-slib door middel …...filtratie/membraanunit en vervolgens het anaeroob vergisten van het A-slib, vielen binnen het studiegebied van deze scriptie

Faculteit Bio-ingenieurswetenschappen

Academiejaar 2012 – 2013

Valorisatie van geconcentreerd A-slib door middel van anaerobe vergisting

Kristof Plovie Promotoren: Prof. dr. ir. Korneel Rabaey & Prof. dr. ir. Arne Verliefde Tutoren: ir. Jo De Vrieze & ir. Arnout D’Haese

Masterproef voorgedragen tot het behalen van de graad van

Master in de bio-ingenieurswetenschappen: milieutechnologie

Auteursrechten

I

Auteursrechten

“De auteur en de promotor geven de toelating deze scriptie voor consultatie beschikbaar te stellen en

delen ervan te kopiëren voor persoonlijk gebruik. Elk ander gebruik valt onder de beperkingen van het

auteursrecht, in het bijzonder met betrekking tot de verplichting de bron te vermelden bij het

aanhalen van resultaten uit deze scriptie.”

“The author and the promoter give the permission to use this thesis for consultation and to copy parts

of it for personal use. Every other use is subject to the copyright laws, more specifically the source

must be extensively specified when using results from this thesis.”

Universiteit Gent, 7 juni 2013

De promotoren,

Prof. Dr. ir. Korneel Rabaey

Prof. Dr. ir. Arne Verliefde

De auteur,

Kristof Plovie

Woord vooraf

II

Woord vooraf

Met het voltooien van dit werk, rond ik naast dit boeiende thesisjaar ook mijn vijfjarige academische

loopbaan als student op ons geliefde Boerekot af, weliswaar met gemengde gevoelens. Enerzijds blij

vanwege het beëindigen van mijn scriptie en langs de andere kant toch wat onwennig dat het mooie

studentenleven er zo goed als opzit.

Het realiseren van deze scriptie, gepaard met bijna 9 maanden onderzoek, kon natuurlijk niet zonder

de bijstand van de talrijke mensen die het afleggen van deze weg vergemakkelijkten. Vandaar dat

een korte bedanking hier wel op zijn plaats is.

In de eerste plaats wil ik mijn dankwoord richten tot mijn twee promotoren, professor Rabaey en

professor Verliefde. Elk van hen reikte met niet-aflatende enthousiasme, vanuit zijn eigen specifieke

kijk op het onderwerp, een fris idee of oplossingen aan. Daarnaast stond professor Boon me bij met

raad rond zijn stokpaardje, MRM. Bedankt hiervoor. Mijn tutoren, Jo en Arnout, waren een welkome

helpende hand. Jo, je leerde me de kneepjes van het labowerk. Als expert in de anaerobe vergisting

bracht je me waardevolle kennis bij en toonde me hoe bedreven een milieutechnoloog wel niet kan

zijn in moleculair werk. Arnout, jouw IT-kennis en membraanknowhow bleken handig van pas te

komen in het andere luik van mijn scriptie, vandaar een welgemeende bedankt!

Daarnaast wil ik ook nog iedereen bij LabMET en Paint bedanken, in het bijzonder Tim Lacoere en

Quenten Denon voor de hulp, het laboratorium voor analytische chemie en toegepaste ecochemie

voor de gedane analyses en de collega thesisstudenten en mede-warmtekloppers van de K32 in het

bijzondere. Bedankt voor de fijne tijd en hulp het afgelopen jaar.

Tenslotte wil ik graag mijn mama, broer, familie en vrienden bedanken, voor de niet aflatende steun,

leuke discussies en grappige noten tussendoor wanneer de zaken minder vlot verliepen.

Misschien als allerlaatste nog een klein bedankje voor professor Verstraete die me twee jaar terug

tijdens zijn laatste lessen enthousiasmeerde voor de talrijke microbiologische processen binnen de

milieutechnologie en zo mijn verdere studierichting en scriptiekeuze beïnvloedde.

Samenvatting

III

Samenvatting

De huidige afvalwaterbehandeling schiet tekort op vlak van duurzaamheid en dreigt niet te kunnen

instaan voor de toenemende globale waterconsumptie en afvalwaterproductie. Hierdoor is een

nieuwe kijk op afvalwater als grondstof een vereiste. In het ZeroWasteWater concept wordt getracht

een oplossing te bieden voor deze waterproblematiek uitgaande van een kringloopvisie. Afvalwater

wordt zodoende een bron van drink-, irrigatie- en proceswater, nutriënten, waardevolle

componenten en energie. Bij de maximalisatie van deze recuperatie, vertrekkend van afvalwater

komen o.a. het Adsorptie/Bio-oxidatie (A/B) proces, membraanprocessen en anaerobe vergisting

naar voren. Het maximaliseren van de slibproductie in een A-stage, het concentreren ervan in een

filtratie/membraanunit en vervolgens het anaeroob vergisten van het A-slib, vielen binnen het

studiegebied van deze scriptie. Elkeen van deze processen werd afzonderlijk verder geoptimaliseerd.

De mogelijkheid om een A-stage, de 1e stap in het A/B proces, aan een vijf- tot tienmaal hogere

totale vaste stof (17,47 g TS L-1) te lopen dan normaal, werd eerst onderzocht. Dit gebeurde a.d.h.v.

een compleet gemengde reactor (CSTR; 10L) die gelopen werd als sequence batch reactor (SBR) met

als inkomende stroom brouwerij afvalwater (5L cyclus-1; 4,60 g TS L-1). Zowel bezinking als

centrifugatie volstonden echter niet om het actieve slib in de reactor te onderhouden aan een hoge

TS-concentratie.

Andere concentratiestappen dan bezinking en centrifugatie na adsorptie van het organisch materiaal

in de A-stage, werden dan ook overwogen. Zo werd elektrofiltratie, als voorbehandelingsstap voor

membraanprocessen zoals forward osmosis, toegepast op (reeds geconcentreerd) A-slib (3,01 ± 0,18

g TS L-1 tot 11,17 ± 1,00 g TS L-1) om een (nog) hoger TS-gehalte te verkrijgen. Preventie van

membraanvervuiling en filterkoekvorming op het roestvrijstalen geweven filtergaas (50 µm opening)

werd bereikt door het opleggen van een elektrisch veld (20 V cm-1). Steunend op de elektroforetische

mobiliteit van het slib behoedde dit E-veld het filtratieproces gedeeltelijk van fluxdaling vanwege

fouling.

Het geconcentreerde A-slib (19,90 ± 0,15 tot 30,34 ± 3,10 g TS L-1) werd vervolgens vergist al dan niet

samen met keukenafval of melasse in anaerobe fed-batch reactoren (CSTR, 800mL, 10 g VSS L-1)

onder mesofiele omstandigheden (34°C). Additie van A-slib als co-substraat bij vergisting van

keukenafval leverde nl. een hogere biogasproductie, processtabiliteit en mogelijkheid tot remediatie

van reeds verzuurde anaerobe reactoren. Het stabiliserende effect van geconcentreerd A-slib kon

niet gelinkt worden aan het hoge ijzergehalte van het A-slib of het steeds fed-batch gewijs ‘bij-

Samenvatting

IV

inoculuren’ van bepaalde micro-organismen aanwezig in het A-slib aan de reactoren op basis van de

uitgevoerde experimenten.

De verworven kennis en resultaten bekomen tijdens het onderzoek vormen, mits verder onderzoek,

een brug naar de toekomstige, meer energieneutrale afvalwaterbehandeling.

Abstract

V

Abstract

The current wastewater treatment seems insufficient to deal with the upcoming water problems

such as water scarcity and water pollution. Mainly due to the low sustainability (energy demand,

costs) there is a need for a different approach. The ZeroWasteWater concept (ZWW) tries to turn

these current problems into future opportunities, while getting an added value out of the

wastewater. The wastewater becomes in that way firstly a source of potable or process water and

energy and on the other hand a renewable source of nutrients and other valuables. Key technologies

within the ZWW concept are anaerobic digestion (AD), the two-phase ‘Adsorptions-Belebungs-

verfahren’ or A/B activated sludge system and membrane processes. The maximization of the sludge

production in an A-stage, concentration in a filtration unit and subsequently digestion of this sludge,

were part of the research within this thesis. Each one of these processes was further optimized as

such.

An attempt was made to achieve an A-stage, the first step in the A/B process, at five to ten times the

normal total solid amount (17,47 g TS L-1 ). The research was performed in a completely stirred tank

reactor (CSTR; 10L) used as a sequence batch reactor (SBR) with brewery wastewater (5L cyclus-1;

4,60 g TS L-1) as the influent. Both settling and centrifugation were however not sufficient to maintain

the activated sludge at this high concentration in the reactor.

Other concentration techniques, besides settling and centrifugation, were considered after

adsorption of the organic matter in an A-stage. Electrofiltration, a pretreatment step implemented

before membrane processes, was tested, making use of (concentrated) high-rate activated sludge or

A-sludge (3,01 ± 0,18 g TS L-1 to 11,17 ± 1,00 g TS L-1) to gain higher TS values. Prevention of

membrane fouling and filter cake formation on the stainless steel finely-woven wire mesh (pore size:

50 µm) was obtained by applying an electric field (20 V cm-1). This E-field promoted a higher flux in

the filtration process, based on the electrophoretic mobility of the sludge.

The concentrated A-sludge (19,90 ± 0,15 to 30,34 ± 3,10 g TS L-1) was further digested, whether or

not as co-substrate with kitchen waste or molasses, in anaerobic fed-batch digesters (CSTR, 800mL,

10 g VSS L-1) under mesophilic conditions (34°C). Co-digestion of kitchen waste with A-sludge

provided more biogasformation and a more stable process, besides the possible remediation of

failed reactors. The stabilization of AD by concentrated A-sludge could not be associated, based on

these experiments, with the high iron content nor with the micro-organisms present in the A-sludge

that was constantly fed to the reactors (re-inoculation).

Abstract

VI

The acquired knowledge and results of this thesis can, when subjected to further research, become

essential to solve the puzzle of obtaining a more sustainable, energy-friendly, water treatment

system.

Inhoudsopgave

VII

Inhoudsopgave

Lijst van afkortingen en symbolen ............................................................................................... XII

Lijst van figuren ......................................................................................................................... XIV

Lijst van tabellen ....................................................................................................................... XVI

Deel I - Literatuurstudie ................................................................................................................ 1

1. Waterzuivering: een positieve balans..................................................................................... 1

1.1 Conventionele waterzuivering ................................................................................................ 1

1.2 ZeroWasteWater: het concept ................................................................................................ 4

2. Alternatief: het A/B proces .................................................................................................... 8

2.1. A/B proces: het concept .......................................................................................................... 8

2.2. A-stage ..................................................................................................................................... 9

2.3. B-stage ..................................................................................................................................... 9

2.4. Voor- en nadelen ................................................................................................................... 10

3. Membraantechnologie ........................................................................................................ 11

3.1. Algemeen .............................................................................................................................. 11

3.2. Voor- en nadelen van membraanprocessen ......................................................................... 13

3.3. Membraanreiniging ............................................................................................................... 14

3.4. Forward osmosis of directe osmose ..................................................................................... 14

4. Slibfiltratie in aanwezigheid van een elektrisch veld ............................................................. 16

4.1. Effecten ................................................................................................................................. 16

4.2. Elektrofiltratie ....................................................................................................................... 17

5. Valorisatie van componenten in afvalwater ......................................................................... 18

5.1. Anaerobe vergisting .............................................................................................................. 18

5.1.1. Algemeen ...................................................................................................................... 18

5.1.2. Microbiële processen .................................................................................................... 19

5.1.3. Procesparameters ......................................................................................................... 20

Inhoudsopgave

VIII

5.1.4. Reactortypes .................................................................................................................. 22

5.2. Co-vergisting .......................................................................................................................... 23

Doelstellingen ............................................................................................................................. 24

Deel II - Materiaal en methoden .................................................................................................. 25

1. Experimentele opstellingen .................................................................................................. 25

1.1. Inoculum en gebruikte afvalstromen .................................................................................... 25

1.1.1 Inoculum vergisters ....................................................................................................... 25

1.1.2 Gebruikte afvalstromen ................................................................................................. 25

1.2. Operatie A-stage als SBR aan een hoog TS-gehalte............................................................... 26

Experimentele opstelling en operatie ........................................................................................... 26

1.3. Concentratiestap met behulp van elektrofiltratie ................................................................. 27

1.3.1. Referentiesituatie: vergelijking van twee identieke EF-modules .................................. 27

1.3.2. Elektrische veld: vergelijking tussen waterflux bij aan- of afwezigheid van E-veld ...... 31

1.4. Valorisatie: anaerobe vergisting onder mesofiele omstandigheden .................................... 33

1.4.1. Fed-batch co-vergisting van A-slib met keukenafval of melasse................................... 33

1.4.2. Fed-batch vergisting van keukenafval met A-slib of ijzeradditieven ............................. 35

2. Algemene analytische methoden ......................................................................................... 37

2.1. (Elektro)chemische en fysische parameters .......................................................................... 37

2.1.1. pH................................................................................................................................... 37

2.1.2. Elektrische grootheden: stroom (I), potentiaalverschil (ΔV) ......................................... 37

2.1.3. TS, VS, TSS en VSS .......................................................................................................... 37

2.1.4. Chemische zuurstofvraag (COD) .................................................................................... 38

2.1.5. Stikstofbepalingen (TAN, TKN) ...................................................................................... 38

2.1.6. Vluchtige vetzuren (VVZ) ............................................................................................... 39

2.1.7. Fosfor- en IJzergehalte .................................................................................................. 39

2.1.8. Partikelgrootteverdeling ................................................................................................ 40

Inhoudsopgave

IX

2.1.9. SVI .................................................................................................................................. 40

2.2. Biogasbepalingen .................................................................................................................. 40

2.3. Moleculaire microbiële technieken....................................................................................... 40

DGGE (Denaturating gradient gel electrophoresis) ...................................................................... 40

3. Berekeningen en statistische analyses ................................................................................. 41

3.1. Gasvolume en methaanopbrengst ........................................................................................ 41

3.1.1. Gasvolume ..................................................................................................................... 41

3.1.2. Methaanopbrengst........................................................................................................ 41

3.2. Stikstofbepalingen (TAN, TKN) .............................................................................................. 42

3.3. Totale vluchtige vetzuur concentraties ................................................................................. 42

3.4. Energie-input ......................................................................................................................... 42

3.5. Dataverwerking ..................................................................................................................... 42

Deel III - Resultaten .................................................................................................................... 43

1. Operatie A-stage als SBR aan een hoog TS-gehalte ............................................................... 43

1.1. Karakterisatie initiële A-slib en brouwerij afvalwater ........................................................... 43

1.2. Performantie van de A-stage ................................................................................................ 44

1.2.1. Algemeen ...................................................................................................................... 44

1.2.2. TS-gehalte in de reactor en effluentkarakteristieken ................................................... 44

1.3. Conclusie ............................................................................................................................... 44

2. Concentratiestap: elektrofiltratie ......................................................................................... 45

2.1. Karakterisatie van het A-slib ................................................................................................. 45

2.2. Referentiesituatie: vergelijking van twee identieke EF-modules .......................................... 45

2.3. Elektrisch veld: vergelijking tussen performantie bij aan- of afwezigheid ........................... 47

2.3.1. Afwisselend E-veld ........................................................................................................ 47

2.3.2. E-veld t.o.v. de referentiesituatie ................................................................................. 50

2.4. Partikelgrootteverdeling ....................................................................................................... 52

Inhoudsopgave

X

2.5. Conclusie ................................................................................................................................ 53

3. Valorisatie: fed-batch co-vergisting van A-slib met keukenafval of melasse ........................... 54

3.1. Substraatkarakterisatie en inoculum .................................................................................... 54

3.2. Performantie reactoren ......................................................................................................... 55

3.2.1. Algemeen ....................................................................................................................... 55

3.2.2. Methaanproductie en procesparameters ..................................................................... 56

3.3. Analyse van de bacteriële gemeenschap .............................................................................. 61

3.3.1. Range-richness (Rr) ........................................................................................................ 61

3.3.2. Dynamica (Dy) ................................................................................................................ 62

3.3.3. Community Organisation (Co) ....................................................................................... 63

3.3.4. Vergelijking tussen de verschillende reactoren............................................................. 65

3.4. Conclusie ................................................................................................................................ 66

4. Valorisatie: fed-batch vergisting van keukenafval met A-slib of Fe-additieven ....................... 67

4.1. Substraatkarakterisatie en inocula ........................................................................................ 67

4.2. Performantie reactoren ......................................................................................................... 67

4.2.1. Algemeen ....................................................................................................................... 67

4.2.2. Methaanproductie en procesparameters ..................................................................... 69

4.3. Conclusie ................................................................................................................................ 75

Deel IV - Discussie ....................................................................................................................... 77

1. Inleiding .............................................................................................................................. 77

2. Valorisatie: fed-batch co-vergisting van A-slib met keukenafval of melasse ........................... 78

2.1. Biogasproductie en performantie van de reactoren ............................................................. 78

2.2. Invloed autoclaveren A-slib: evolutie van de bacteriële gemeenschap ................................ 79

2.3. Invloed substraten voor vergisting ........................................................................................ 80

2.3.1. A-slib .............................................................................................................................. 80

2.3.2. Keukenafval ................................................................................................................... 80

Inhoudsopgave

XI

2.3.3. Melasse ......................................................................................................................... 81

3. Valorisatie: fed-batch vergisting van keukenafval met A-slib of Fe-additieven ....................... 83

3.1. Biogasproductie en performantie van de reactoren ............................................................. 83

3.2. Rol van ijzer in de processtabiliteit ....................................................................................... 84

3.3. Perspectieven en uitdagingen ............................................................................................... 85

4. Concentratiestap: elektrofiltratie ......................................................................................... 86

4.1. Optimalisatie van reactorconfiguratie en bedrijfsvoering .................................................... 86

4.2. Invloed van het opgelegde elektrisch veld ............................................................................ 86

4.3. Perspectieven en uitdagingen ............................................................................................... 87

Algemene conclusie .................................................................................................................... 89

Deel V - Referenties ........................................................................................................................

Deel VI - Addenda ...........................................................................................................................

Valorisatie TEST 1: Methaanopbrengst ........................................................................................... i

Valorisatie TEST 1: VVZ concentraties ........................................................................................... iii

Valorisatie TEST 1: Moleculaire microbiële technieken ................................................................ vii

Valorisatie TEST 2: Methaanopbrengst ........................................................................................ xii

Valorisatie TEST 2: VVZ concentraties .......................................................................................... xiv

Elektrofiltratie: Vergelijking van twee identieke EF-modules .........................................................xx

Elektrofiltratie: Afwisselend E-veld, elektrische parameters ......................................................... xxi

Elektrofiltratie: Continu E-veld, elektrische parameters .............................................................. xxii

Elektrofiltratie: Continue aan- of afwezigheid van E-veld ........................................................... xxiii

Elektrofiltratie: Partikelgrootteverdeling .................................................................................. xxvii

Lijst van afkortingen en symbolen

XII


A/B Adsorptie / Bio-oxidatie AD Anaerobe vergisting CAS Conventioneel actief slibsysteem CP Concentratiepolarisatie CSTR Continuously stirred tank reactor DGGE Denaturerend gradiënt gelelektroforese EF Elektrofiltratie KA Keukenafval M Melasse MBR Membraanbioreactor MRM Microbial resource management PCR Polymerase kettingreactie SBR Sequence batch reactor SHE Standaard waterstofelektrode STP Standaard temperatuur en druk UASB Upflow anaerobic sludge blanket VVZ Vluchtige vetzuren WKK Warmtekrachtkoppeling BOD Biologische zuurstofvraag g L-1 Bx Slibbelasting kg BOD (kg VSSbiomassa d)-1 COD Chemische zuurstofvraag g L-1 HRT Hydraulische verblijftijd d ORP Oxidatie-reductie potentiaal V OVB Organische volumetrische belasting g COD L-1 d-1 pH Zuurtegraad - SRT Slibverblijftijd d TAN Totale ammoniakale stikstof mg N L-1 TKN Totale organische Kjeldahl-stikstof g N L-1 TS Totale stof g L-1 TSS Totale zwevende stof g L-1 VS Vluchtige stof g L-1 VSS Vluchtige zwevende stof g L-1 Steekproefgemiddelde µ Elektroforetische mobiliteit m² V-1 s-1 Co Gemeenschapsorganisatie (MRM) - Dy Dynamica (MRM) - E Elektrische veldsterkte V m-1 Ean/kat Anode- of kathodepotentiaal V ECE/WE Potentiaal van de counter- of werkelektrode V I Stroom A Lr Liter reactor L M Molair mol L-1 P Vermogen W Rr Rijkheid (MRM) - t Tijd u


XIII

tpm Toeren per minuut min-1 v Snelheid m s-1 Y Opbrengstcoëfficiënt gVSSbiomassa (gCODinfluent)

-1 ΔG0 Verschil in Gibbs vrije energie kJ mol-1 ΔV Potentiaalverschil V εw Permittiviteit water 6,95 x 10-10 C2 (N m²)-1 ζ Zeta potentiaal V ηw Dynamische viscositeit water 8,90 x 10-4Pa s σ Standaardafwijking

Lijst van figuren

XIV

Lijst van figuren

FIGUUR 1.1: HET ZEROWASTEWATER CONCEPT, NAAR VERSTRAETE EN VLAEMINCK (2011). .................................................... 4

FIGUUR 1.2: MOGELIJK PROCESSCHEMA VAN EEN A/B SYSTEEM. AANGEPAST NAAR HAIDER ET AL. (2003) ................................... 8

FIGUUR 1.3: MOGELIJKE CONFIGURATIES VAN MEMBRAANBIOREACTOREN (MBR). AANGEPAST NAAR LIN ET AL. (2012). ............. 12

FIGUUR 1.4: HET PRINCIPE VAN ELEKTROFILTRATIE (EF). AANGEPAST NAAR LEE ET AL. (2007). ................................................ 16

FIGUUR 1.5: VOEDSELWEB VAN METHANOGENE ANAEROBE VERGISTING. NAAR ANGENENT ET AL. (2004). ................................. 21

FIGUUR 1.6: VEELVOORKOMENDE REACTORCONFIGURATIES BIJ ANAEROBE VERGISTING, NAAR BOUALLAGUI ET AL. (2005). ........... 23

FIGUUR 2.1: OPERATIE VAN EEN A-STAGE IN SBR MODE ................................................................................................... 26

FIGUUR 2.2: OPBOUW VAN DE ELEKTROFILTRATIEMODULE ................................................................................................. 28

FIGUUR 2.3: OPSTELLING GEBRUIKT TER VERGELIJKING VAN DE 2 IDENTIEKE ELEKTROFILTRATIEMODULES. .................................... 30

FIGUUR 2.4: AANSLUITINGSCONFIGURATIE POTENTIOSTAAT ............................................................................................... 30

FIGUUR 2.5: OPSTELLING VAN DE ELEKTROFILTRATIETEST MET STROOMBRON. ........................................................................ 32

FIGUUR 2.6: SET-UP VOOR FED-BATCH VERGISTING ONDER MESOFIELE OMSTANDIGHEDEN (34°C) (ROJAS, 2010). ...................... 33

FIGUUR 3.1: TOTALE VASTE STOF (TS) VERLOOP A-STAGE .................................................................................................. 45

FIGUUR 3.2: FLUXVERLOOP BIJ FILTRATIE VAN A-SLIB VOOR TWEE EF-MODULES ..................................................................... 46

FIGUUR 3.3: FLUXVERLOOP BIJ (ELEKTRO)FILTRATIE VAN A-SLIB (E-VELD VS. REF.) .................................................................. 47

FIGUUR 3.4: CUMULATIEVE FILTRAAT BIJ (ELEKTRO)FILTRATIE VAN A-SLIB (E-VELD VS. REF.) ..................................................... 48

FIGUUR 3.5: FLUXVERLOOP BIJ (ELEKTRO)FILTRATIE VAN GECONCENTREERD A-SLIB (E-VELD VS. REF.) ........................................ 49

FIGUUR 3.6: CUMULATIEVE FILTRAAT BIJ (ELEKTRO)FILTRATIE VAN GECONCENTREERD A-SLIB (E-VELD VS. REF.) ........................... 49

FIGUUR 3.7: FLUXVERLOOP BIJ ELEKTROFILTRATIE VAN GECONCENTREERD A-SLIB .................................................................... 50

FIGUUR 3.8: FILTERKOEK OP HET ROESTVRIJSTALEN GEWEVEN FILTERGAAS ............................................................................. 51

FIGUUR 3.9: PARTIKELGROOTTEVERDELING CUMULATIEF UITGEZET VOOR HET ORIGINELE A-SLIB EN EFFLUENT (EF) ....................... 52

FIGUUR 3.10: PARTIKELGROOTTEVERDELING CUMULATIEF UITGEZET VOOR HET ORIGINELE A-SLIB EN EFFLUENT (E-VELD VS. REF) .... 53

FIGUUR 3.11: ORGANISCHE VOLUMETRISCHE BELASTING VOOR DE VERSCHILLENDE REACTOREN (TEST 1) ..................................... 56

FIGUUR 3.12: VOLUMETRISCHE METHAANPRODUCTIE VOOR DE VERSCHILLENDE REACTOREN (TEST 1) ........................................ 57

FIGUUR 3.13: TOTALE VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIE VOOR DE VERSCHILLENDE REACTOREN (TEST 1) ................................. 58

FIGUUR 3.14: ZUURTEGRAAD, PH (-) VOOR DE VERSCHILLENDE REACTOREN (TEST 1) .............................................................. 59

FIGUUR 3.15: TOTALE AMMONIAKALE STIKSTOF, TAN VOOR DE VERSCHILLENDE REACTOREN (TEST 1) ........................................ 60

FIGUUR 3.16: RIJKHEID (RR) VAN DE MICROBIËLE GEMEENSCHAP IN DE 8 VERSCHILLENDE REACTOREN (TEST 1) ............................ 62

FIGUUR 3.17: DYNAMICA (DY) VAN DE MICROBIËLE GEMEENSCHAP IN DE 8 VERSCHILLENDE REACTOREN (TEST 1)......................... 63

FIGUUR 3.18: FUNCTIONELE ORGANISATIE (CO) VAN DE MICROBIËLE GEMEENSCHAP IN DE 8 VERSCHILLENDE REACTOREN (TEST 1) .. 64

FIGUUR 3.19: RELATIEVE SAMENSTELLING VAN DE MICROBIËLE GEMEENSCHAP (TEST 1)........................................................... 65

FIGUUR 3.20: EFFECT VAN HET AUTOCLAVEREN VAN HET SUBSTRAAT (TEST 1) ....................................................................... 66

FIGUUR 3.21: ORGANISCHE VOLUMETRISCHE BELASTING (TEST 2) ....................................................................................... 68

FIGUUR 3.22: VOLUMETRISCHE METHAANPRODUCTIE VOOR DE VERSCHILLENDE TYPES REACTOREN (TEST 2) ............................... 70

Lijst van figuren

XV

FIGUUR 3.23: TOTALE VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIE VOOR DE VERSCHILLENDE TYPES REACTOREN (TEST 2) ........................ 72

FIGUUR 3.24 EN 3.25: ZUURTEGRAAD, PH (-) EN TOTALE AMMONIAKALE STIKSTOF (TEST 2) ................................................... 73

FIGUUR A.1 EN A.2: METHAANOPBRENGST (TEST 1) ........................................................................................................... I

FIGUUR A.3 EN A.4: METHAANOPBRENGST (TEST 1) .......................................................................................................... II

FIGUUR A.5 EN A.6: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R1 EN R2 ...................................................... III

FIGUUR A.7 EN A.8: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R3 EN R4 ..................................................... IV

FIGUUR A.9 EN A.10: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R5 EN R6 .................................................... V

FIGUUR A.11 EN A.12: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R7 EN R8 ................................................. VI

FIGUUR A.13: DGGE-PROFIEL (TEST 1) .......................................................................................................................... VII

FIGUUR A.14: PCR-PRODUCT OP EEN 1% AGAROSEGEL (TEST 1) ........................................................................................ VIII

FIGUUR A.15: DYNAMICA (DY) VAN DE MICROBIËLE GEMEENSCHAP (TEST 1) ........................................................................ VIII

FIGUUR A. 16: RELATIEVE SAMENSTELLING VAN DE MICROBIËLE GEMEENSCHAP (TEST 1; R4, R5, R7) .......................................... IX

FIGUUR A. 17: RELATIEVE SAMENSTELLING VAN DE MICROBIËLE GEMEENSCHAP (TEST 1; R1, R8) ............................................... IX

FIGUUR A.18 EN A.19 : METHAANOPBRENGST VOOR DE VERSCHILLENDE TYPES REACTOREN (TEST 2) ......................................... XII

FIGUUR A.20 EN A.21: METHAANOPBRENGST VOOR DE VERSCHILLENDE TYPES REACTOREN (TEST 2) ......................................... XIII

FIGUUR A.22 EN A.23: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R1 EN R2 (TEST 2) .................................... XIV

FIGUUR A.24 EN A.25: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R3 EN R4 (TEST 2) ..................................... XV

FIGUUR A.26 EN A.27: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R5 EN R6 (TEST 2) .................................... XVI

FIGUUR A.28 EN A.29: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R7 EN R8 (TEST 2) ................................... XVII

FIGUUR A.30 EN A.31: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES VOOR RESP. REACTOR R9 EN R10 ............................................ XVIII

FIGUUR A.32: VLUCHTIGE VETZUUR CONCENTRATIES (MG COD L-1

) VOOR REACTOR R11 ........................................................ XIX

FIGUUR A.33 EN A.34: CUMULATIEVE FILTRAAT EN ONDERDRUK ΔP (BAR) BIJ FILTRATIE VAN A-SLIB ........................................... XX

FIGUUR A.35 EN A.36: ELEKTRISCHE PARAMETERS BIJ (ELEKTRO)FILTRATIE (E-VELD VS. REF.) .................................................. XXI

FIGUUR A.37: ELEKTRISCHE PARAMETERS BIJ ELEKTROFILTRATIE (E1) .................................................................................. XXII

FIGUUR A.38: ELEKTRISCHE PARAMETERS BIJ ELEKTROFILTRATIE (E2) .................................................................................. XXII

FIGUUR A.39: ELEKTRISCHE PARAMETERS BIJ ELEKTROFILTRATIE (E3) ................................................................................. XXIII

FIGUUR A.40: CUMULATIEVE FILTRAAT BIJ FILTRATIE VAN A-SLIB (E1) ................................................................................ XXIII

FIGUUR A.41: FLUXVERLOOP BIJ FILTRATIE VAN A-SLIB (REF. 1) ........................................................................................ XXIV

FIGUUR A.42: CUMULATIEVE FILTRAAT BIJ FILTRATIE VAN A-SLIB (REF.1). .......................................................................... XXIV

FIGUUR A.43: FLUXVERLOOP BIJ ELEKTROFILTRATIE VAN A-SLIB (E2) .................................................................................. XXV

FIGUUR A.44: CUMULATIEVE FILTRAAT BIJ ELEKTROFILTRATIE VAN A-SLIB (E2) ..................................................................... XXV

FIGUUR A.45 EN A.46: FLUXVERLOOP EN CUMULATIEVE FILTRAAT BIJ FILTRATIE VAN GECONCENTREERD A-SLIB (REF. 2). ............ XXVI

FIGUUR A.47 EN A.48: PARTIKELGROOTTEVERDELING VAN HET EFFLUENT EN HET INITIËLE A-SLIB BIJ (ELEKTRO)FILTRATIE. .......... XXVII

Lijst van tabellen

XVI

Lijst van tabellen

TABEL 1.1: POTENTIELE WATER-, NUTRIËNTEN- EN ENERGIERECUPERATIE UIT AFVALWATER EN KEUKENAFVAL (KA) ......................... 3

TABEL 2.1: VOEDINGSREGIMES DOORHEEN HET EXPERIMENT VOOR DE VERSCHILLENDE REACTOREN ........................................... 36

TABEL 3.1: KARAKTERISATIE VAN HET GEBRUIKTE A-SLIB EN BROUWERIJ AFVALWATER ............................................................. 43

TABEL 3.2: KARAKTERISATIE VAN HET A-SLIB (A1, A2) EN INOCULUM GEBRUIKT TIJDENS TEST 1 ................................................ 54

TABEL 3.3: KARAKTERISATIE VAN DE VERSCHILLENDE CO-SUBSTRATEN GEBRUIKT TIJDENS TEST 1 ................................................ 55

TABEL 3.4: GEMIDDELDE METHAANPRODUCTIE, METHAANOPBRENGST EN MAXIMALE TOTALE VVZ CONCENTRATIES (TEST 1).......... 60

TABEL 3.5: KARAKTERISATIE VAN HET KEUKENAFVAL, A-SLIB EN INOCULUM GEBRUIKT TIJDENS TEST 2 ........................................ 67

TABEL 3.6: GEMIDDELDE METHAANPRODUCTIE, METHAANOPBRENGST EN MAXIMALE TOTALE VVZ CONCENTRATIES (TEST 2).......... 74

TABEL A.1: SIMILARITEITSMATRIX .................................................................................................................................... X

Deel I - Literatuurstudie

Deel I - Literatuurstudie

Deel I Literatuurstudie

1

1. Waterzuivering: een positieve balans

1.1 Conventionele waterzuivering

De huidige afvalwaterbehandeling schiet tekort op verschillende vlakken en dreigt zo niet te kunnen

instaan voor de toenemende globale waterconsumptie en afvalwaterproductie. Dit mede door een

stijgende wereldbevolking die in 2050 naar verwachting ongeveer 9 miljard zal bedragen (Economic

en Affairs, 2004; Lutz en Samir, 2010), een toenemende verstedelijking en levenstandaard en lokale

langdurige droogte vanwege de potentiële klimaatsveranderingen van antropogene en natuurlijke

oorsprong (Corcoran, 2010; Vorosmarty et al., 2010; Field et al., 2012; Leflaive, 2012). Deze

problemen spelen zich bovendien vooral af in de ontwikkelingslanden waar de gemeenschap de

zuiveringskosten van afvalwater en drinkwaterdistributie niet kan dragen onder zijn huidige vorm en

dit de socio-economische ontwikkeling van die landen in de weg staat.

Het conventioneel actief slibsysteem (CAS) is momenteel wereldwijd de meest toegepaste

biologische afvalwaterzuivering (Verstraete en Vlaeminck, 2011). CAS is gebaseerd op een vrij

eenvoudig principe waarbij een gemengde microbiële gemeenschap bestaande uit o.a. bacteriën,

archaea, fungi en enkele hogere organismen zoals raderdieren (Rotifera) via een aeroob proces het

organisch materiaal uit het influent metaboliseren. De aanwezige organismen brengen immers de

organische fractie van het influent, veelal uitgedrukt in chemische zuurstofvraag (COD), in suspensie

of zetten het om in koolstofdioxide (CO2). Het grote voordeel van het microbiologisch proces bestaat

erin dat eveneens de opgeloste organische fractie zo alsnog kan verwijderd worden. Bovendien

zorgen de micro-organismen ervoor dat ongeveer de helft van het organische materiaal wordt

omgezet naar water, mineralen en CO2 door respiratie (mineralisatie). De andere helft wordt

omgezet in microbiële biomassa (Opbrengstcoëfficiënt: YCOD ≈ 0,45 gVSSbiomassa (gCODinfluent)-1), hier

uitgedrukt in vluchtige zwevende stof (VSS), en eindigt dus als secundair slib. Een deel hiervan wordt

gerecirculeerd om de actieve biomassa in de reactor, uitgedrukt in totale zwevende stof (3-4 g TSS L-

1), op peil te houden en een gepaste slibverblijftijd (SRT ≈ 10-25d) te bekomen. De rest wordt gespuid

(Henze, 2008). De verdere verwerking van het secundaire slib staat vaak in voor 40-60% van de totale

kosten van de waterzuivering. Naast deze hoge kosten zijn eveneens ecologische overwegingen en

wetgeving de drijfveer tot het minimaliseren van de slibproductie zodat verbranding of storten van

het slib kan vermeden worden (Low en Chase, 1999; Mahmood en Elliott, 2006; Verstraete en

Vlaeminck, 2011). Het beoogde doel van een CAS bestaat dus in een zo klein mogelijke

biomassagroei, gerelateerd met een zo klein mogelijke hoeveelheid geproduceerd slib uitgedrukt in

Literatuurstudie Deel I

2

kilogram droge stof (DS) per inwonersequivalent (IE) per jaar (20 kg DS IE−1 jaar−1), te verkrijgen in de

reactor en de mineralisatie te optimaliseren (Wei et al., 2003; Appels et al., 2008; Henze, 2008). De

slibbelasting (Bx), dit is de hoeveelheid substraat (uitgedrukt in biologisch zuurstofverbruik (BOD))

beschikbaar per dag voor de micro-organismen, dient ongeveer 0,25 kg BOD (kg VSSbiomassa d) -1 te

bedragen (Salvado en Gracia, 1993; Matsuda et al., 2003; Rabaey et al., 2012). Door de lage Bx

ondervinden de micro-organismen in het CAS een zware (honger)stress waardoor effluentwaarden

die voldoen aan de vooropgestelde normen (VLAREMII) haalbaar zijn (Henze, 2008).

Naast de hoge kostprijs (17-40 euro IE-1 jaar-1), lage kostenefficiëntie en grote ecologische voetafdruk

van het CAS wordt doorgaans ook nagelaten om de aanwezige nutriënten zoals stikstof en fosfor

(N,P) en de inherente energie uit het afvalwater te recupereren (Zessner et al., 2010; Verstraete en

Vlaeminck, 2011). Daardoor gaat een belangrijke inkomstenbron verloren. Kwantificatie van de

potentiele terugverdienbare waarde uit afvalwater kwam op een geschatte monetaire waarde van

0,35 euro m-3 neer vooral afkomstig uit drinkwater-, energie- en warmteproductie naast

nutriëntenrecuperatie. Daarnaast komt afvalwaterbehandeling volgens het voorgestelde

ZeroWasteWater concept (sectie 1.2) overeen met een vergelijkbare afvalwaterbehandelingskost

(1,0 euro m-3) als in de conventionele afvalwaterbehandeling (Tabel 1.1) (Verstraete et al., 2009;

Verstraete en Vlaeminck, 2011). Momenteel wordt in het beste geval fosfor gerecupereerd van de as

na verbranding van het geproduceerde slib met bijkomende problemen met zware metalen (Barnard,

1976; Stark et al., 2006; Mattenberger et al., 2008) tot gevolg. Daarnaast kan men energie

terugwinnen via anaerobe vergisting (AD) van het (in)actief, gestabiliseerde en hierdoor slecht

vergistbare secundaire slib. Gemiddeld kan hiermee (slechts) 20% van de energievraag van de

afvalwaterbehandelingsinstallatie gerecupereerd worden (Müller en Kobel, 2004). CAS is immers vrij

energie-intensief (> 33 kWhel IE-1 jaar-1), vanwege o.a. de aeratie- (50%), mixing- en pompvereisten

(Low en Chase, 1999; Müller en Kobel, 2004; Wett et al., 2007). Bovendien is het CAS systeem

complexer geworden doorheen de jaren vanwege de strengere effluentnormen (VLAREM II) en

mogelijke problemen met farmaceutische producten en hormoonverstorende stoffen (Verstraete en

Vlaeminck, 2011; Zupanc et al., 2012; Li et al., 2013). De noodzakelijke implementatie van een

nitrificatie/denitrificatie systeem (Van Rijn et al., 2006; Henze, 2008), (bio-)P-verwijdering en/of

mogelijke recuperatie als bioplastiek onder de vorm van polyhydroxbutyraat (PHB) of de productie

van kunstmest (Le Corre et al., 2009; Rodgers en Wu, 2010) droegen bij tot die toename in

complexiteit. Daarnaast zorgden eveneens allerlei secundaire en tertiaire behandelingen zoals

membraanprocessen (Mulder, 1996; Meng et al., 2009) en adsorptie van contaminanten op actief

kool voor deze ontwikkeling (Kovalova et al., 2013). Doorgaans is de COD/N/P verhouding te laag


3

voor nutriëntenverwijdering op een biologische manier waardoor er een extra externe koolstofbron

vereist is, met bijkomende kosten tot gevolg (Isaacs et al., 1994). Verschillende economische en

ecologische levenscyclusanalyses (LCA) tonen daarnaast aan dat het CAS niet de beste oplossing

vormt voor onze hedendaagse waterproblematiek vanwege het kostenplaatje en de hoge

energievraag (Tsagarakis et al., 2003; Gallego et al., 2008; Muga en Mihelcic, 2008; Clauwaert et al.,

2010; Pasqualino et al., 2011). Zodoende past het CAS onder zijn huidige vorm niet meer in het kader

van een duurzaam wereldbeeld. Er dient dus gezocht te worden naar een betere, meer integrale

benadering van afvalwaterbehandeling waaruit de maatschappij zowel sociaal, economisch alsook

ecologisch gezien voordeel haalt. Een kringloopvisie waarin men afvalwater ziet als een bron van

goedkope koolstof, nutriënten en energie naast een bron van louter proper water, is aangewezen

(Angenent et al., 2004; LeBlanc et al., 2008; Verstraete et al., 2009). Dit is zeker zo uitgaande van de

hypothese dat tegen 2050 vermoedelijk de helft van de wereldbevolking te maken zal hebben met

een ernstig watertekort (Alcamo et al., 2007).

Tabel 1.1: Potentiele water-, nutriënten- en energierecuperatie uit afvalwater en keukenafval (KA) volgens het ZeroWasteWater concept uitgedrukt per inwonersequivalent (IE) en per jaar in Europa aangepast naar Verstraete et al. (2009); Verstraete en Vlaeminck (2011).


4

1.2 ZeroWasteWater: het concept

Vanwege de stijgende waterconsumptie en afvalwaterproductie en de hoge kosten van de

traditionele waterzuivering is er nood aan een nieuwe benadering van de afvalwaterbehandeling

(Alcamo et al., 2007). Het ZeroWasteWater concept (ZWW) (Figuur 1.1) voorgesteld door Verstraete

en Vlaeminck (2011) tracht een oplossing te bieden voor deze toekomstige waterschaarste door

gebruik te maken van gezuiverde afvalwater als bron voor drink-, irrigatie- en proceswater. De ZWW

benadering is mogelijk op een veilige manier, waarbij de gezondheidsrisico’s vanzelfsprekend

vermeden worden door het verwijderen van de organische fractie, pathogenen en polluenten, zoals

zware metalen (Dewettinck et al., 2001). Tegelijk worden de energie, nutriënten en andere mogelijke

waardevolle bestanddelen van het afvalwater maximaal gerecupereerd en daarnaast de

afvalproductie geminimaliseerd. (Pasqualino et al., 2011; Verstraete en Vlaeminck, 2011). Gezien de

publieke opinie rond het hergebruik van afvalwater als drinkwater eerder omzichtigheid predikt

(Dolnicar et al., 2011; Grant et al., 2012), zal grondwater eerder opgepompt worden voor consumptie.

Het gezuiverd (afval)water wordt dan via infiltratie gebruikt om de aquifer opnieuw aan te vullen

(Dewettinck et al., 2001; Van Houtte en Verbauwhede, 2008; Van Houtte en Verbauwhede, 2013).

Figuur 1.1: Het ZeroWasteWater concept, naar Verstraete en Vlaeminck (2011).

Bekijkt men de mogelijkheden vertrekkend van het geproduceerde huishoudelijk afvalwater en

keukenafval (Tabel 1.1), dan is duidelijk dat het recupereren van het water zelf als drink- of

proceswater de hoogste monetaire waarde biedt. Daarnaast zal de warmterecuperatie van de

waterstroom die op een iets verhoogde temperatuur staat (gemiddeld 17°C), de tweede hoogste

marktwaarde garanderen. Deze warmte kan men recupereren door gebruik te maken van een

warmtepomp of een warmtewisselaar, al dan niet geïnstalleerd voor of liefst na de zuivering van het


5

afvalwater, gelet op het effect van een temperatuurdaling op de biologische waterzuivering en de

mogelijke verstopping van de warmtewisselaar (Wanner et al., 2005; Verstraete en Vlaeminck, 2011).

Het verder energieneutraal maken van de waterzuiveringsinstallatie berust op het valideren van het

aanwezige organisch materiaal door omzetting naar biogas via AD (Wett et al., 2007). Met behulp

van een warmtekrachtkoppeling (WKK) wordt er zowel elektrische (Eel) als thermische energie (Eth)

bekomen met een efficiëntie van resp. 36 en 50% (Onovwiona en Ugursal, 2006). De geproduceerde

warmte is doorgaans vereist om de vergistingsinstallatie op te warmen tot mesofiele condities (34°C)

om een goede werking van AD te garanderen. Installaties ontworpen naar het ZWW concept

produceren gemiddeld ongeveer 40 kWhel IE-1 jaar-1 aan elektriciteit (Tabel 1.1), wat tot vier keer

meer is dan een CAS uitgerust met een vergistingsinstallatie voor het slib (Siegrist et al., 2008;

Verstraete en Vlaeminck, 2011).

Het organisch materiaal dat overblijft na vergisting, kan door pyrolyse eventueel omgezet worden

naar biochar. Dat heeft naast een functie van bodemverbeteraar ook nog eens een positief effect op

de broeikasgasproblematiek door middel van CO2-sequestratie (Lackner, 2003; Lehmann, 2007;

Lehmann et al., 2009; Lehmann en Joseph, 2012).

Binnen het ZWW concept valt ook de maximale recuperatie van de aanwezige nutriënten, met

stikstof (4,7 kg N IE-1 jaar-1) en fosfor (0,91 kg P IE-1 jaar-1) als de belangrijkste (Tabel 1.1). Deze

kunnen dan ingezet worden als kunstmest in de landbouw. Conventionele nitrificatie/denitrificatie in

het CAS vraagt 12 kWhel IE-1 jaar-1 aan energie voor aeratie en pompen, waardoor veel energie

verloren gaat voor enkel de verwijdering van stikstof uit afvalwater (Maurer et al., 2003; Siegrist et

al., 2008). Gezien de marktwaarde zou recuperatie van stikstof via een strippingkolom,

ionenwisselaars of via struvietvorming positief bijdragen tot de daling van de waterfactuur. Het

uitkristalliseren van struviet (Mg(NH4)PO4 · 6(H2O)) is bovendien een manier om eveneens fosfor te

recupereren. Daarnaast kan apatietvorming (Ca5(PO4)3(F,Cl,OH)), P-rijke biochar of de gedroogd niet-

gecontamineerd asrest van slib dienst doen om de fosfor te recupereren en opnieuw te gebruiken als

een vorm van kunstmest (Le Corre et al., 2009). Recuperatie van fosfor is immers belangrijk omdat in

tegenstelling tot de productie van stikstof, waarvoor bij de productie van stikstofkunstmest (via het

Haber-Boschproces) stikstof gehaald wordt uit onuitputtelijk atmosferische stikstofgas, fosfor

gehaald dient te worden uit fosfaatrots (apatiet) die eindig is. Terwijl de fosforvoorraden

vermoedelijk slechts nog 50-100 jaar zullen meegaan, wordt fosfor uit afvalwater tot op heden

zelden gerecupereerd (Cornel en Schaum, 2009; Cordell, 2013). Mede vanwege de extra kost voor

implementatie van P-recuperatie (2-6 € IE-1 jaar-1), wordt deze zelden toegepast en komt de fosfor via

biologische sorptie of precipitatie door middel van chemische agentia (FeSO4) in het spuislib terecht


6

en wordt, al dan niet na verbranding, gestort (Cornel en Schaum, 2009; Verstraete en Vlaeminck,

2011).

Het voornaamste probleem dat zich vormt rond de maximale recuperatie van energie en

grondstoffen uit afvalwater, is de te sterke verdunning van het afvalwater (factor 3,4) waardoor AD

niet meer zelfonderhoudend is in zijn energievraag om te voldoen aan mesofiele condities. Die

verdunning (gemiddeld genomen van 750 naar 225 mg COD L-1) gebeurt gedeeltelijk in de

huishoudens zelf (lage belasting), maar vooral onderweg naar de waterzuivering in de riolering door

regenwater. Naast het vermijden van regenwater infiltratie en microbiële activiteit in de riolering en

de implementatie van een gescheiden rioleringsstelsel voor verschillende afvalstromen, is een

concentratiestap voor de afvalwaterbehandeling nog steeds absoluut noodzakelijk (Brombach et al.,

2005; Verstraete en Vlaeminck, 2011) om een voldoende hoge COD/BOD-inhoud te bekomen.

Daarnaast bestaat er nog de mogelijkheid om de COD-concentratie additioneel op te trekken met 70%

door het toevoegen van keukenafval dat door een shredder gemalen wordt en met het huishoudelijk

afvalwater afgevoerd wordt, zoals nu al in de Verenigde Staten toegepast wordt (Verstraete en

Vlaeminck, 2011).

De benodigde concentratiestap voor de zuivering dient de COD-concentratie te verhogen tot

minstens 5g L-1 zodat de warmte-input voor vergisting teruggewonnen kan worden a.d.h.v. de

biogasproductie (Verstraete et al., 2009). Dit kan gebeuren door gebruik te maken van o.a. primaire

membraanfiltratie, dynamische zandfiltratie, flotatie, primaire sedimentatie gestimuleerd door

chemicaliën, biologische adsorptie, poly-elektrolyt dosering of een combinatie van verschillende

technieken. Bij deze technieken geniet de biologische adsorptie recentelijk opnieuw veel aandacht

(Wett et al., 2007; Verstraete en Vlaeminck, 2011). De A-stage als 1e stap in het Adsorptie/Bio-

oxidatie (A/B) proces ‘nach der Technologie des Adsorptions-Belebungs-Verfahrens’ (Versprille et al.,

1985; Boehnke et al., 1997a; Boehnke et al., 1997b), zorgt voor een zeer snelle omzetting van de COD

naar goed vergistbare microbiële biomassa en vooral sorptie van het organisch materiaal op de

slibvlokken. AD samen met de implementatie van het OLAND (Mulder, 2003; Pynaert et al., 2003;

Vlaeminck et al., 2009) voor stikstofverwijdering op de biomassa van de A-stage levert een

energiebesparing op t.o.v. de conventionele nitrificatie/denitrificatie stikstofverwijdering en

afwezigheid van AD. De waterzuivering in Strass, Oostenrijk is hiervan een mooi voorbeeld waarbij

zelfs verder gestreefd wordt dan enkel energieneutraliteit van de installatie, maar dus ook een netto

surplus aan elektrische energie geproduceerd wordt die op het net kan worden gestoken (Wett et al.,

2007).


7

Verschillende voorbeelden geven dus aan dat het ZWW concept zowel technisch als economisch

haalbaar is, echter de beoogde concentratiefactor blijft moeilijk. De afvalwaterbehandelingskost (1,0

euro m-3) volgens het ZWW concept is vergelijkbaar met de afvalwaterbehandelingskost bij het CAS

samen met de tertiaire behandelingen waarbij net als in het ZWW concept eveneens drinkwater

bekomen wordt. Daarenboven biedt het ZWW concept, naast drinkwaterproductie, de mogelijkheid

om energie en grondstoffen te recupereren wat op de conventionele manier wordt nagelaten

(Verstraete et al., 2009; Verstraete en Vlaeminck, 2011).

Enkele belangrijke technieken die dienen geoptimaliseerd te worden binnen het ZWW verhaal zijn

o.a. de concentratiestap - eventueel door middel van het A/B proces al dan niet via het gebruik van

membranen - en eveneens de energieproductie onder de vorm van AD. Deze processen komen aldus

in de volgende secties aan bod.


8

2. Alternatief: het A/B proces

2.1. A/B proces: het concept

In het kader van het ZeroWasteWater concept als een alternatief voor de conventionele

waterzuivering, plaatsten enkele onderzoekers het Adsorptie/Bio-oxidatie (A/B) proces opnieuw in

de aandacht (Wett et al., 2007; Verstraete en Vlaeminck, 2011). Het A/B of Boehnke proces (Figuur

1.2) is een tweetraps actief slibsysteem (Versprille et al., 1985; Boehnke et al., 1997a; Boehnke et al.,

1997b). Het bestaat uit enerzijds een A-stage met een hoge slibconcentratie en korte slibretentietijd,

waarin het grootste deel van de organische fractie wordt verwijderd en anderzijds de B-stage waarin

de residuele organische fractie samen met de overgebleven polluenten en nutriënten, voornamelijk

N, worden verwijderd (of mogelijks gerecupereerd). Doorgaans is een voorbezinking afwezig, in

tegenstelling tot vele CAS installaties (Salomé, 1990).

Het bekomen van een aanvaardbare effluentkwaliteit, kleinere voetafdruk van de installatie en een

mogelijkheid tot energieneutrale afvalwaterbehandeling mede door de lage energieconsumptie en

de energierecuperatie van het makkelijk vergistbare A-slib (t.o.v. secundair CAS slib), worden aan het

A/B proces toegeschreven (Wett et al., 2007; Verstraete en Vlaeminck, 2011). Bovendien zorgt het

proces ervoor dat dankzij de chemisch-biologische adsorptie in de A-stage het afvalwater wordt

gescheiden in twee deelstromen, nl. een geconcentreerde stroom met veel organische materiaal en

een relatief propere waterstroom. Deze laatste wordt verder behandeld in de B-stage.

Figuur 1.2: Mogelijk processchema van een A/B systeem aangepast naar Haider et al. (2003). Met rooster (R), A-stage met lage slibverblijftijd (SRT: 0,5-2 d), intermediaire bezinker, B-stage (SRT > 10 d) en secundaire nabezinker. Het slib afkomstig van de A-stage (SS1), wordt het A-slib genoemd. De hoeveelheid slib geproduceerd in de B-stage (SS2) is veel kleiner en vergelijkbaar met het secundaire slib van een conventioneel actief slibsysteem.


9

2.2. A-stage

De A-stage (adsorptie) vormt de 1e stap in het A/B proces. Hierbij maakt men gebruik van een zeer

hoge specifieke slibbelading (Bx = 2-15 kg BOD (kg VSSbiomassa d) -1; slibconcentraties: 2-4 g VSS L-1) en

zeer korte slib- (SRT = 0,5-2 d) en hydraulische verblijftijd (HRT) van hoogstens enkele uren in de

reactor waarbij een COD-verwijdering van 60%-70% wordt gehaald uit de inkomende waterstroom

die daarna richting de B-stage gaat (Versprille et al., 1985; Boehnke et al., 1997a; Boehnke et al.,

1997b; Boehnke et al., 1998; Wett et al., 2007). De COD-verwijdering gebeurt voornamelijk via

chemisch-biologische adsorptie aan het slib. Deze adsorptie die plaatsvindt, is mogelijk dankzij het

inherente vermogen van actief slibvlokken om op een zeer korte tijd (Na 1-10 minuten, resp. tot 40-

70% adsorptie) de opgeloste organische fractie uit het afvalwater te adsorberen zonder dat daarbij

zuurstof aanwezig hoeft te zijn (Boehnke et al., 1997a; Aksu, 2005). De zuurstofconcentratie dient

echter wel toereikend te zijn voor celonderhoud (respiratie) en voor regeneratie van het slib (Salomé,

1990). Het proces houdt hoofdzakelijk de omzetting van (opgeloste) organische bestanddelen uit het

afvalwater naar microbiële biomassa in (YCOD ≈ 0,6 gVSSbiomassa (gCODinfluent)-1)(Verstraete en Vlaeminck,

2011). Het in de A-stage geproduceerde slib wordt gemakkelijkheidshalve A-slib genoemd en bevat

gemakkelijk beschikbare COD aangezien nauwelijks mineralisatie optrad. Daardoor zal het A-slib ook

beter vergistbaar zijn dan het secundaire CAS slib. Andere afvalwaterbehandelingen gebaseerd op dit

principe van adsorptie door slibvlokken zijn o.a. contact stabilisatie, contact adsorptie regeneratie en

chemisch biologische flocculatie (Magara et al., 1976; Zhang et al., 2007; Liu et al., 2009).

2.3. B-stage

In de 2e stap, de B-stage (Bio-oxidatie), dient de waterstroom met lage organische belasting (Bx=0,1

kg BOD (kg VSSbiomassa d)-1) komend van de A-stage verder behandeld te worden om de residuele

organische fractie, nutriënten en polluenten te verwijderen (Salomé, 1990; Boehnke et al., 1998).

Doorgaans heerst een langere slibverblijftijd in de reactor (SRT = 25 d) die vergelijkbaar of iets hoger

is dan bij het CAS, evenals de HRT (Versprille et al., 1985; Boehnke et al., 1997a; Boehnke et al.,

1997b; Wett et al., 2007). Stikstofverwijdering is o.a. mogelijk via het OLAND proces (Zuurstof

gelimiteerde autotrofe nitrificatie-denitrificatie) (Pynaert et al., 2003; Vlaeminck et al., 2009; De

Clippeleir et al., 2011) of het DEMON proces (DEamMONficatie) ontwikkeld door de Universiteit van

Innsbruck en toegepast op de waterzuivering in Strass (Wett et al., 2007). Deze vormen van

stikstofverwijdering doen de energievraag sterk dalen ten opzichte van het klassieke

nitrificatie/denitrificatie proces (Mulder, 2003). Volledige nitrificatie doet immers de totale

zuurstofvraag tot 40-60% stijgen in vergelijking met de zuurstofvraag enkel voor de verwijdering van


10

de organische fractie in CAS (Henze, 2008). Daarnaast is het inzetten van micro-algen voor de

nutriëntenverwijdering ook een optie (Zamalloa et al., 2012).

2.4. Voor- en nadelen

Het grootste voordeel van het A/B proces ligt in een verminderde energieconsumptie, 10-20% t.o.v.

het CAS. Dit komt vooral door de verlaagde beluchtingsvraag in de A-stage waar al een groot deel van

de organische fractie (60%) wordt verwijderd, zonder de nood voor volledige mineralisatie. De focus

in de A-stage ligt immers vooral bij adsorptie, en niet zozeer bij degradatie waardoor de biologische

activiteit miniem is net als de zuurstofvraag. Daarnaast is er ook productie van energierijk A-slib. In

het totaal wordt er ongeveer 30% meer slib gevormd in vergelijking met het CAS. Deze toename in

slibproductie vormt geen probleem, omdat valorisatie en stabilisatie van dit slib via AD een surplus

aan energie levert, waardoor een energieneutrale waterzuivering mogelijk wordt indien een

energiezuinige B-stage overwogen wordt (Salomé, 1990; Wett et al., 2007).

Andere voordelen zijn de verminderde oppervlakte van de waterzuiveringsinstallatie vanwege de

hoge slibbelasting (Bx) in de A-stage en de robuustheid van de A-stage tegen toxische pieken of

variaties in de influentkwaliteit en -kwantiteit. De A-stage fungeert in het A/B proces immers als een

soort buffer bestaande uit een rijke, evenwichtige microbiële gemeenschap die zich vrij snel aanpast

en de trager groeiende micro-organismen in de B-stage beschermt (Versprille et al., 1985). De

slibvolume-index (SVI) van A-slib is laag (40-60 mL g-1) waardoor het normaal goed moet bezinken

(Salomé, 1990; Boehnke et al., 1997a), doch in de praktijk doen problemen zich voor vanwege hoge

slibbelasting en gasvorming (Chudoba et al., 1974; Jenkins et al., 2004). Voor installaties ontworpen

naar een hoge RWA/RDA (Regenwaterafvoer/ Droogweerafvoer) verhouding, blijkt het A/B systeem

financieel minder aantrekkelijk vanwege de nood tot overdimensionering (Salomé, 1990).

Daarnaast treedt er adsorptie op van de opgeloste fractie uit het afvalwater aan de slibvlokken. In

tegenstelling tot vele andere concentratietechnieken, vermeld in de vorige sectie, zal de A-stage dus

niet enkel inspelen op het particulair materiaal. Daarnaast blijken persistente, recalcitrante

verbindingen zoals zware metalen en farmaceutische stoffen met hormonale (bij)werking die een

zeer actuele problematiek zijn (Lesmana et al., 2009; Zupanc et al., 2012; Li et al., 2013), deels

weerhouden te worden door adsorptie aan het slib en is degradatie ervan mogelijk in de AD onder

specifieke omstandigheden (Liu et al., 2001; Babel en Kurniawan, 2003; Kurniawan et al., 2006). Uit

resultaten van bestaande installaties bleek ook nog dat het A/B proces de P-verwijdering (70%)

favoriseert. Mogelijks heeft dit te maken met het voorkomen van afwisselende aerobe/anaerobe

condities en de lange verblijftijd in de B-stage. (Salomé, 1990; Kerrn-Jespersen en Henze, 1993).


11

3. Membraantechnologie

3.1. Algemeen

Membraanprocessen zijn momenteel aan een opmars bezig binnen de waterzuivering. Vanwege de

groeiende kennis, de dalende prijs en verbetering (selectiever, robuuster en resistenter) van de

membranen bieden ze een oplossing waar de klassieke scheidingstechnieken tekort schieten op

plaatsen waar maar beperkte ruimte voor handen is en hoge kwaliteit effluent vereist is. Ze kunnen

bijvoorbeeld binnen het ZWW concept helpen om het geadsorbeerd organisch materiaal bekomen in

het A/B proces verder op te concentreren via filtratie, om het afvalwater direct te concentreren

a.d.h.v. primaire membraanfiltratie (PMF) en/of als finale stap richting drinkwater door omgekeerde

osmose (RO) of om aan de strengere wetgeving te voldoen (VLAREM II) (Verstraete en Vlaeminck,

2011; Lin et al., 2012; van den Berg et al., 2012).

Membranen kunnen beschouwd worden als een semipermeabele wand tussen twee fasen. Een of

meerdere componenten migreren doorheen het membraan. Deze selectieve permeatie hangt af van

het soort deeltjes, het type van membraan en de drijvende kracht. Een concentratiegradiënt,

aangelegd drukverschil of elektrische potentiaal kunnen optreden als drijvende kracht. Echter in de

praktijk maakt men vooral gebruik van drukgedreven membraanprocessen. Naargelang de

poriëngrootte van het membraan en de aangelegde druk kan men zo verschillend

membraanprocessen beschouwen, nl. microfiltratie (MF), ultrafiltratie (UF), nanofiltratie (NF) en

omgekeerde osmose (RO) neergeschreven volgens toenemende druk (resp. 0,1-2; 1-5; 5-20; 10-100

bar), afnemende poriëngrootte van het membraan (0,05-10 µm; 1-50 nm; 1 nm; < 1 nm) en

afnemende flux (> 50; 10-50; 1-15; 0,05-1,5 L (m² u)-1) doorheen het membraan (Mulder, 1996).

Wat betreft de implementatie van een membraansysteem in een bioreactor, zijn de side-stream en

submerged membraanreactoren (MBR) de voornaamste configuraties in gebruik. Bij de side-stream

configuratie bevindt de membraanmodule zich uit de bioreactor, wat reiniging of vervanging van het

membraan vergemakkelijkt. De hoge aangelegde cross-flow snelheid dient de membraanvervuiling

tegen te gaan. Submerged membraanmodules bevinden zich in de bioreactor waar ze continu

gereinigd worden door middel van beluchting aan het membraanoppervlak (air scouring) onder

mildere omstandigheden. Door het aanleggen van een overdruk in de bioreactor of onderdruk aan

de permeaatzijde is het bovendien mogelijk om een lager energiegebruik t.o.v. de side-stream

systemen te bekomen voornamelijk vanwege de lagere cross-flow snelheid (Lin et al., 2012).

Momenteel komt de Airlift side-stream MBR (Futselaar et al., 2007) die de voordelen van beide types


12

MBR combineert, steeds meer voor (Figuur 1.3)(Mulder, 1996; Cath et al., 2006; van den Berg et al.,

2012).

Voorts kan gebruik gemaakt worden van verschillende types membranen. Deze kunnen

onderverdeeld worden naargelang de configuratie in vlakke of cilindrische membranen. De

zogenaamde ‘plate and frame’ en spiraal-gewonden modules maken gebruik van de eerste groep,

terwijl tubulaire, capillaire en holle vezel modules bestaan uit cilindrische membranen. (Mulder, 1996;

Cath et al., 2006)

Daarnaast kan een onderscheid gemaakt worden volgens het materiaal waaruit de membranen zijn

opgebouwd. Organische (polymere) membranen bestaan uit verschillende synthetische polymeren,

zoals o.a. polyethyleen (PE), polyvinylideen fluoride (PVDF) polyethersulfon (PES), polysulfon (PSf) of

polypropyleen (hydrofoob) en cellulose esters, polycarbonaat (PC) of alifatisch polyamide (PA)

(hydrofiel). Daarnaast kan gebruik gemaakt worden van anorganische materialen zoals o.a. alumina

of silicium carbide (hydrofiel). Deze anorganische (ceramische) membranen hebben naast een

langere levensduur en betere reinigbaarheid, echter ook een hoger prijskaartje. Buiten deze

membraanmaterialen kan filtratie van particulair materiaal ook bekomen worden via textiel of

roestvrijstalen filtratiemateriaal, tenminste als de partikels die moeten weerhouden worden groter

zijn dan enkele micrometers (Mulder, 1996; Cath et al., 2006; van den Berg et al., 2012).

Figuur 1.3: Mogelijke configuraties van membraanbioreactoren (MBR). Sidestream (a) en submerged (b) zijn de twee meest voorkomende. De airlift MBR combineert de voordelen van beiden (c). Aangepast naar Lin et al. (2012).


13

3.2. Voor- en nadelen van membraanprocessen

Membraanprocessen bieden een gedeeltelijk antwoord op het hedendaagse en toekomstige

watervraagstuk qua recuperatie van grondstoffen, zuiver drink- of proceswater en qua

ruimtebesparing (Wintgens et al., 2005). Daarnaast bieden ze een vereenvoudigde aanpak om zo

specifiek mogelijk verschillende stromen direct te scheiden en hergebruiken, zoals bijvoorbeeld bij

primaire membraanfiltratie (PMF) (Ravazzini et al., 2005; Diamantis et al., 2010; Verstraete et al.,

2013). Membranen reiken bovendien de mogelijkheid aan om te werken met hogere belastingen en

concentraties (hogere slibweerhouding) in talloze bioreactoren en kunnen een goede

effluentkwaliteit verzekeren onder wisselende procesomstandigheden (Lin et al., 2012). Echter

technisch en economisch gezien worden de processen vaak gelimiteerd vanwege het optreden van

membraanvervuiling (fouling) en concentratiepolarisatie (CP). Beide fenomenen reduceren de flux,

echter ze doen dat respectievelijk op een irreversibele manier op lange termijn en op een reversibele

wijze quasi instantaan bij het starten van het filtratieproces. Daarnaast vormt het lozen van de

geconcentreerde vuilvracht (concentraat) een bijkomend obstakel net als de huidige kostprijs

(Mulder, 1996; Salahi et al., 2010; Guo et al., 2012).

Concentratiepolarisatie treedt op door de accumulatie van weerhouden componenten vlak voor het

membraan en is de vorming van een geconcentreerde moeilijk doordringbare laag, wat dus een

hogere weerstand tegen waterflux doorheen het membraan en een verhoogde energievraag

veroorzaakt. Echter bij stopzetten van het transport doorheen het membraan verdwijnt de CP. De

schoonwaterflux voor en na het wegnemen van de drijvende kracht blijft dus gelijk. De CP kan

verlaagd worden door te opereren in crossflow configuratie en bij stijging van de snelheid en dus van

de turbulentie en daling van de laminaire grenslaag (Mulder, 1996).

Membraanvervuiling (fouling) daarentegen vindt plaats op of in het membraan en is dus adsorptie,

ophoping en/of neerslag van componenten zoals zouten, partikels en/of organische stoffen in de

loop van het proces. Adsorptie, poriënblokkering en gelvorming zorgen ervoor dat de flux irreversibel

daalt indien het membraan niet wordt gereinigd of vervangen, wat de operationele kosten doet

toenemen. Exopolysachariden (EPS) staan in voor de grootste bijdrage tot membraanvervuiling bij

membraanprocessen in combinatie met een CAS, naast o.a. microbiële cellen, afbraakproducten van

cellen en andere componenten zoals zouten, partikels en organisch materiaal (Chang en Lee, 1998;

Defrance et al., 2000; Lim en Bai, 2003; Araújo et al., 2012). Vorming van een biofilm op het

membraan door de aanwezige microbiële gemeenschap wordt omschreven als biofouling. Biocides of

membraanoppervlakte modificaties zijn mogelijke oplossingen hiervoor (Araújo et al., 2012).


14

3.3. Membraanreiniging

Gezien het economische belang van de instantane CP en geleidelijk opbouwende

membraanvervuiling, proberen verschillende onderzoekers een oplossing te bieden om de flux

doorheen de membranen op peil te houden (Araújo et al., 2012; Espinasse et al., 2012; Boo et al.,

2013; Torretta et al., 2013). De gemakkelijkste oplossing is het periodiek omkeren van de

permeaatstroom en terugsturen van een deel van het permeaat doorheen het membraan (back-

wash). Een chemisch gestimuleerde back-wash (CEB), dit is een terugspoelstap gecombineerd met

natriumhypochloriet (NaOCl), waterstofperoxide (H2O2) (oxiderende werking - organische

verbindingen) of andere chemicaliën, biedt de mogelijkheid tot intense reiniging van het membraan

(CIP: Cleaning-in-place) (Kweon et al., 2012). Andere werkende chemicaliën zijn: natronloog (NaOH)

(hydrolyse - organische en microbiële vervuilingen, polysachariden, proteïnen en vetten), citroenzuur

(C6H8O7), zoutzuur (HCl), oxaalzuur (C2H2O4) en azijnzuur (C2H4O2) (neerslaan anorganische

bestanddelen). Daarnaast kunnen chelaterende (citroenzuur, EDTA), dispergerende en emulgerende

verbindingen, evenals specifieke enzymen verontreinigingen van het membraanoppervlak

verwijderen. Dosering van metaalzouten, zetmeel, actief kool en polymeren kunnen bijdragen tot

een fluxbehoud d.m.v. vlokvorming of adsorptie van de verontreinigingen. Daarnaast kunnen

fysische veranderingen in de buurt van het membraanoppervlak, meer bepaald het verhogen van de

turbulentie, mogelijk veroorzaakt door o.a. een stijgende cross-flow snelheid, het plaatsen van

turbulentiepromotoren, pulserende voeding (Boo et al., 2013), beluchting (air scouring) (Zsirai et al.,

2012) en/of trillingen (Kobayashi et al., 2003) de CP en vervuiling terugdringen. Ook het opleggen van

een elektrisch veld, dat geladen substanties weg doet bewegen van het membraan door

electroforese (Bowen et al., 1989; Ahmad en Ismail, 2012) helpen om de vervuiling tegen te gaan

(Chang en Lee, 1998; Lim en Bai, 2003; Meng et al., 2009; Lin et al., 2012; van den Berg et al., 2012).

3.4. Forward osmosis of directe osmose

Omwille van de nog steeds relatief hoge energievraag van drukgedreven membraanprocessen,

evolueert de interesse momenteel naar energiezuinigere membraanprocessen. Op dat gebied scoort

omgekeerde osmose (RO) minder vanwege de hoge hydraulische druk die dient aangelegd te worden

om een osmotisch drukverschil te overwinnen (Van Voorthuizen et al., 2005; Pérez-González et al.,

2012). Immers, de hydraulische druk wordt aangelegd in tegengestelde zin van de osmotische druk

over het membraan (poriëngrootte <1nm) om zo uit afvalwater of zeewater (resp. ongeveer 1,2 en

50 bar) gezuiverd water te verkrijgen (Mulder, 1996; Cath et al., 2006).


15

In forward osmosis of directe osmose (FO) wordt er daarentegen gebruik gemaakt van een

aangelegde concentratiegradiënt over het semipermeabele membraan tussen twee stromen.

Volgens het principe van osmose zal water migreren doorheen het FO-membraan in de richting met

de hoogste concentratie aan zouten of opgeloste stoffen, hier de ‘draw-oplossing’ genoemd. Zouten

en andere componenten van de tweede stroom, de voedingsstroom, worden tegengehouden. De

voedingsstroom bestaat normaliter uit het te zuiveren afvalwater. De draw-oplossing kan bestaan uit

een synthetische oplossing met een hoge zoutconcentratie, of uit bijvoorbeeld zeewater. Verdunning

van de draw-oplossing door migratie van het water uit de voeding, en ongewenste zoutlekkage van

de draw naar de voeding, zorgen ervoor dat de draw-oplossing, op regelmatige basis dient ververst

te worden of geregenereerd, dit om waterfluxdaling te beperken. Het voornaamste voordeel van FO

bestaat erin dat het minder onderhevig is aan membraanvervuiling dan drukgedreven

membraanprocessen, wat toepassing in een MBR aanmoedigt. (Cath et al., 2006; Xiao et al., 2011).

De draw-oplossing is de hoeksteen van het proces. Regeneratie ervan is binnen het ZWW concept

aangewezen. Echter dit moet gebeuren met minimale energiegebruik, waardoor RO ondanks de

toepasbaarheid voor de regeneratie van de draw-oplossing praktisch niet wordt gebruikt. Het

afzonderen van het doorheen de membraan gemigreerde water en de ‘draw-solute’ (in vele gevallen

zout) kan in selecte gevallen plaatsvinden via destillatie gebruikmakende van restwarmte uit de

industrie. Daarnaast zijn de eigenschappen van het zout enorm belangrijk; een laag moleculair

gewicht en dus grote osmotische potentiaal, minimale ongewenste zoutlekkage, niet toxisch,

chemisch compatibel met het FO-membraan en een goede oplosbaarheid binnen de

werkingstemperatuur zijn noodzakelijk (McCutcheon et al., 2005; Cornelissen et al., 2008; Su et al.,

2010). De retentie geeft aan hoezeer het zout wordt weerhouden in de draw-oplossing door het

membraan, en deze is hoger bij zouten van divalente ionen. Voorbeelden van draw-oplossingen zijn

o.a. ammoniumbicarbonaat, magnesiumsulfaat, magnesiumchloride, natriumchloride (Achilli et al.,

2010), waarvan magnesiumchloride, dankzij het tweewaardige ion opmerkelijk membraanvervuiling

in de hand werkt. Diffusie van het Mg2+ ion doorheen het membraan in tegengestelde zin, zal door

interactie met bijvoorbeeld algenbiomassa membraanvervuiling veroorzaken (Zou et al., 2011).

Recentelijk zoekt men zijn toevlucht in magnetische nanodeeltjes om de regeneratiestap te

vereenvoudigen (Ling et al., 2010). Dit onderzoek wijst op het belang van de regeneratie van de

draw-oplossing samen met het ontwerpen van stevige, compacte FO-modules als de

aandachtspunten voor de verdere ontwikkeling van FO (Cath et al., 2006).


16

4. Slibfiltratie in aanwezigheid van een elektrisch veld

4.1. Effecten

Zoals in de vorige sectie omtrent membraanprocessen beschreven is, bieden membranen

momenteel slechts gedeeltelijk antwoord op het hedendaagse en toekomstige watervraagstuk. Het

optreden van membraanvervuiling (fouling) en concentratiepolarisatie (CP) ligt hiervan aan de basis.

Om tegemoet te komen aan membraanvervuiling, kan het te filtreren slib onderworpen worden aan

eerste ruwe filtratie in aanwezigheid van een elektrisch veld, om de voornaamste vervuilende

slibhoeveelheden voor het membraanproces te verwijderen. Het opleggen van een potentiaalverschil

over twee elektroden die aan weerszijden van een filter geplaatst zijn, zoals bij o.a. elektrofiltratie of

elektro-ontwatering, blijkt deze filtratieprocessen te bevorderen en gaat membraanvervuiling tegen.

Het elektrisch veld vergemakkelijkt zodoende het bekomen van een hogere concentratie slib en

droge stof gehalte aan de slibzijde enerzijds, en een hogere afscheiding van water (filtraat)

anderzijds. Hierbij tracht men gebruik te maken van een zo laag mogelijke stroomsterkte om het

elektrisch veld in stand te houden, om zo de energiekosten te drukken (Bowen et al., 1989; Bowen en

Ahmad, 1997; Weng et al., 2006; Lee et al., 2008; Tsai et al., 2011; Hakimhashemi et al., 2012).

Het gedrag van het slib in het aangelegde elektrisch veld (Figuur 1.4) kan omschreven worden aan de

hand van twee elektrokinetische hoofdeffecten, nl. elektroforese en elektro-osmose. Daarnaast is er

nog een derde neveneffect, nl. het thermische of Joule effect (Lee et al., 2007).

Figuur 1.4: Het principe van elektrofiltratie (EF) uitgelegd op basis van de 2 voornaamste effecten van het aangelegde elektrisch veld op het te filtreren slib, nl. elektroforese en elektro-osmose. Enerzijds treedt er elektroforese op, nl. de beweging van negatief geladen slibdeeltjes in de richting van de anode (↑). En anderzijds zal het water zich begeven naar de kathode vanwege elektro-osmotische krachten (↓). Een derde effect, het Joule effect, is een thermisch effect ten gevolge van de elektrische weerstand in de filterkoek. In de figuur gaat het om een crossflow recirculatie membraanconfiguratie waarbij de kathode eveneens de rol van membraan/filter vervult. De linker figuur geeft de referentiesituatie weer, rechts is de situatie bij EF weergegeven. Aangepast naar Lee et al. (2007).


17

Elektroforese wordt beschreven als de verplaatsing van geladen deeltjes, relatief gezien ten opzichte

van de stationaire vloeistof, vanwege het aangelegde elektrische veld E (V m-1) (Bowen en Ahmad,

1997; Enevoldsen et al., 2007). De snelheid v (m s-1) van de verplaatsing hangt af van de

elektroforetische mobiliteit (lading) van de deeltjes, hier het slib (eq. 1.2). Dit zorgt ervoor dat

negatief geladen slibdeeltjes weggeduwd worden van de negatief geladen kathode naar de positieve

anode. De elektroforetische mobiliteit µ (m² V-1 s-1) is voornamelijk afhankelijk van de grootte, vorm

en zeta potentiaal ζ (V) van het deeltje en de viscositeit η (Pa s) en diëlektrische constante ε (C2 N-1 m-

2) van de vloeistof bij de gangbare omgevingstemperatuur (eq. 1.1).

Doorgaans heeft de zeta potentiaal van de deeltjes de grootste invloed, aangezien zowel de

diëlektrische constante als de viscositeit van de oplossing weinig variëren. De zeta potentiaal is een

maat voor de oppervlaktelading van het slibdeeltje. Het kan bepaald worden met behulp van een

Zetasizer, die de elektroforetische mobiliteit ervan bepaalt. Gezien de eigenschappen van slib zijn de

randvoorwaarden (Van Petegem, 2001) voldaan voor het gebruik van de Helmholtz-Smoluchowski-

vergelijking (eq. 1.1) die de lineaire relatie geeft tussen de electroforetische mobiliteit en de zeta

potentiaal van de deeltjes (Hiemenz en Rajagopalan, 1997; Lee et al., 2008).

(1.1)

(1.2)

Elektro-osmose anderzijds, is de gelijktijdige beweging van de waterige oplossing in tegengestelde

richting van het slib onder invloed van het elektrisch veld (Lee et al., 2008). Het Joule effect is toe te

schrijven aan de geproduceerde warmte door de elektrische weerstand die een elektrische stroom

ondervindt in de slibmassa, bijvoorbeeld de filterkoek op het membraanoppervlak. Hierdoor zal de

temperatuur stijgen proportioneel met de opgelegde stroomdichtheid en het drogestofgehalte van

de filterkoek. In beide gevallen wordt de elektrische weerstand hoger (Weber en Stahl, 2002).

4.2. Elektrofiltratie

Electrofiltratie (EF) is het proces waarbij men, gebruikmakend van de effecten veroorzaakt door een

aangelegd elektrisch veld, geladen deeltjes weg laat bewegen van het membraanoppervlak (Figuur

1.4)(Lee et al., 2008; Tsai et al., 2011; Hakimhashemi et al., 2012). Het biedt dus uitzicht op het

tegengaan van de reeds besproken problemen zoals CP en membraanvervuiling (Liu et al., 2012; Wei

et al., 2012). Naast EF, zijn er talloze andere toepassingen waarbij men gebruik maakt van de

effecten van het elektrisch veld op slib zoals elektro-ontwatering, elektro-coagulatie of -flocculatie

om het gebruik van chemicaliën te minderen (Saveyn et al., 2005; Lee et al., 2007; Ofir et al., 2007).


18

5. Valorisatie van componenten in afvalwater

5.1. Anaerobe vergisting

5.1.1. Algemeen

In de huidige maatschappij waarin duurzaamheid hoog in het vaandel wordt gedragen, biedt

anaerobe vergisting (AD) volgens verscheidene onderzoekers een elegante oplossing voor de hoge

energievraag gepaard met de hedendaagse behandeling van afvalwater en andere afvalstromen

(Verstraete et al., 2005; Verstraete en Vlaeminck, 2011; De Meester et al., 2012). AD is een

microbiologisch proces waarbij diverse (afval)stromen onder strikt anaerobe omstandigheden

(oxidatie-reductie potentiaal (ORP) < -200mV) door een complexe microbiële gemeenschap

stapsgewijs worden omgezet tot biogas, zonder gebruik te maken van een externe elektron acceptor

zoals zuurstof of nitraat. Daarbij wordt vanuit organische componenten naast het digestaat, een

biogasmengsel gevormd, bestaande uit 50-70% (v/v) methaan (CH4) en 30-50% koolstofdioxide (CO2)

en sporen (<1%) van geproduceerd stikstofgas (N2), ammoniak (NH3), waterstofgas (H2) en

waterstofsulfide (H2S) (Gerardi, 2003; Appels et al., 2008; Li et al., 2011).

Mede dankzij de brede toepasbaarheid van AD op allerhande (afval)stromen in een relatief

eenvoudige configuratie waarbij doorgaans een vrij hoog COD-verwijderingspercentage wordt

behaald en energierecuperatie mogelijk is, stijgt het eerder kleine aandeel van biogas afkomstig van

AD voor energievoorziening geleidelijk. De jaarlijkse potentiële biogasproductie in Europa wordt

geschat op meer dan 200 x 109 m³ (Appels et al., 2008), terwijl de huidige productie 18 x 109 m³

bedraagt (Liébard, 2012). De verlaagde slibproductie (factor 3-20, (Seghezzo et al., 1998)) ten

opzichte van aerobe processen, de mogelijkheid tot stabilisatie en volumevermindering van het afval

(Weiland, 2006), afdoding van pathogenen en geurreductie zijn bijkomende voordelen (Lo et al.,

1985; Ritter, 1989; Appels et al., 2008; Holm-Nielsen et al., 2009). Bovendien biedt AD de

mogelijkheid tot o.a. nutriëntenrecuperatie en (algen)biomassaproductie vertrekkende vanuit het al

dan niet verdunde digestaat (Lebuf et al., 2012).

Anaerobe vergisting vertoont echter terloops procesinstabiliteit, te wijten aan verschillende externe

factoren alsook aan eigenschappen inherent aan het proces (Dupla et al., 2004). Een verandering in

het influent, de microbiële gemeenschap of andere wijzigende procesparameters, zoals bijvoorbeeld

de pH, ammoniumconcentratie en temperatuur kunnen inhibitie van het proces teweegbrengen

(Chen et al., 2008). De trage groei van de micro-organismen zorgt bovendien voor een trage opstart

en een gevoelig proces. Een aerobe nabehandeling van het effluent blijft bovendien steeds vereist


19

vanwege slechts een gedeeltelijke verwijdering van de organische fractie. Daarnaast vereist de trage

reactiesnelheid hoge SRT waarden en vanzelfsprekend ook grote reactorvolumes, wat natuurlijk

gevolgen heeft voor de installatiekosten. Uiteindelijk dient men ook rekening te houden met de

(relatief) verhoogde concentratie aan zware metalen (Zn, Cu, Ni, Cd, Pb, Cr) en andere polluenten in

het restslib of digestaat en onder welke chemische vorm ze voorkomen. Verwijdering van de

biologische afbreekbare organische fractie zorgt voor deze relatieve aanrijking (Dąbrowska en

Rosińska, 2012). Bij het gebruik van het biogas kan de mogelijke aanwezigheid van siloxanen en H2S

problemen opleveren met de WKK-installaties (warmtekrachtkoppeling) vanwege microkristallijne

silica vorming en corrosie, respectievelijk (Appels et al., 2008; Rasi et al., 2013).

5.1.2. Microbiële processen

Het anaerobe vergistingsproces bestaat uit een opeenvolging van verschillende stappen, nl. de

hydrolyse, acidogenese of fermentatie, acetogenese en methanogenese (Figuur 1.5). Deze 4

deelprocessen (i-iv) worden uitgevoerd door een complexe samenwerking van de microbiële

gemeenschap bestaande uit 5 specifieke groepen micro-organismen (a-e) die instaan voor de

opeenvolgende conversies van het substraat. Bovendien moeten er strikt anaerobe omstandigheden

heersen (ORP < -200mV) zodat aerobe organismen de anaerobe organismen niet verdringen

vanwege de hogere energie die beschikbaar is bij de aerobe substraatdegradatie. De beschikbare

Gibbs vrije energie (ΔG0) bedraagt resp. -2843 en -404 kJ mol-1 glucose onder aerobe en anaerobe

condities (Thauer et al., 1977; Appels et al., 2008).

De eerste stap, de hydrolyse (i), is doorgaans de snelheidsbepalende stap waarin complexe

onoplosbare organische componenten en componenten met een hoog moleculair gewicht,

polysachariden (o.a. cellulose en zetmeel), lipiden en proteïnen, worden omgezet in oplosbare,

gemakkelijker beschikbare organische componenten (vetzuren, nucleïnezuren) door de

fermentatieve bacteriën (a).

Deze laatst gevormde componenten worden verder gesplitst tijdens de acidogenese of fermentatie

(ii) waarvoor eveneens de fermentatieve bacteriën (a) instaan. Gedurende deze tweede stap worden

vluchtige vetzuren samen met ammoniak (NH3), CO2 en waterstofsulfide (H2S) en andere

bijproducten zoals alcoholen geproduceerd.

In de derde stap of acetogenese (iii), wordt er acetaat gevormd via twee verschillende reacties.

Enerzijds worden de eerder geproduceerde vetzuren en alcoholen verder afgebroken door obligaat

waterstofgasproducerende bacteriën (b) waarbij voornamelijk acetaat wordt gevormd alsook CO2 en

waterstofgas (H2). Anderzijds wordt daarnaast ook acetaat geproduceerd door de (homo)acetogene


20

bacteriën (c) startend van CO2 en H2. Hierbij wordt de conversie naar acetaat voornamelijk

gecontroleerd door de partieeldruk van waterstofgas (Rabaey et al., 2012). Deze dient laag genoeg te

blijven zodat acetogenese thermodynamisch mogelijk blijft. Daarvoor leven

waterstofgasproducerende acetogene bacteriën (b) syntroof (H2 - of elektrontransfer (Morita et al.,

2011)) met de hydrogenotrofe methanogenen (d). Deze laatste consumeren immers H2 tijdens de

methanogenese.

De laatste stap is de methanogenese (iv), waarbij enerzijds de acetoclastische methanogenen (e)

acetaat tenslotte omzetten tot CH4 en CO2 en instaan voor ongeveer 70% van de totale

methaanproductie bij stabiele operatie via de acetoclastische methanogenese (AM). De alternatieve

productieroute voor methaan, nl. de syntrofe oxidatie van acetaat (SAO) en CO2 door de

(homo)acetogene bacteriën (b) gekoppeld met de waterstof consumptie ofwel hydrogenotrofe

methanogenese (HM) van de hydrogenotrofe methanogenen (d), de 5e groep van micro-organismen,

overheerst onder stress. Daarenboven zal bij vergisting van afvalstromen bestaande uit voornamelijk

opgelost organisch materiaal, niet de fermentatie maar wel de laatste stap snelheidsbepalend zijn

(Gerardi, 2003; Angenent et al., 2004; Appels et al., 2008; Deublein en Steinhauser, 2011; Lin et al.,

2013).

Andere micro-organismen aanwezig in de vergister kunnen de interacties tussen deze verschillende

groepen micro-organismen die instaan voor de methaanproductie, verstoren. Zo zullen

sulfaatreducerende bacteriën (SRB) bijvoorbeeld in competitie treden voor acetaat en waterstof om

zo de sulfaten (SO42-) om te zetten naar waterstofsulfide (H2S) (Gerardi, 2003; Zhang et al., 2013).

5.1.3. Procesparameters

Anaerobe vergisting kan zowel bij lage (< 20°C), middelmatige (20-45°C) als hoge temperatuur

doorgaan (45-60°C): psychrofiele, mesofiele of thermofiele vergisting (Kashyap et al., 2003).

Belangrijk hierbij is dat de specifieke organismen die instaan voor de methaanproductie verschillen

tussen deze temperatuurregimes en gevoelig zijn aan wijziging van de omgevingstemperatuur.

Procesfaling kan optreden bij temperatuurschommelingen van meer dan 1°C dag-1 (Turovskiy en

Mathai, 2006). Daarnaast zal een hogere temperatuur een hogere reactiesnelheid, hoger aantal

afgedode pathogenen en stijgende oplosbaarheid van de organische componenten bewerkstelligen

(Appels et al., 2008).

De zuurtegraad van de oplossing dient steeds zo stabiel mogelijk te zijn en een hogere pH-waarde te

bedragen dan 6,5 met een optimale waarde tussen 6,8 en 7,2. De micro-organismen die instaan voor

de methaanproductie zijn het gevoeligste voor pH-dalingen. De fermentatieve micro-organismen zijn

minder gevoelig en weerstaan een pH-waarde tussen de 4,0 en 8,5 (Hwang et al., 2004).


21

Figuur 1.5: Voedselweb van methanogene anaerobe vergisting. Naar Angenent et al. (2004).

De aanwezigheid van vluchtige vetzuren (VVZ), kan bij accumulatie leiden tot een daling van de pH.

Accumulatie ervan doet zich voor bij procesfalen of te hoge organische belasting. Bij een te sterke

daling van de pH, stopt de methaanproductie door inhibitie. Het opvolgen van de VVZ concentratie

is dus van primordiaal belang bij de opvolging van het vergistingsproces (Ahring et al., 1995; Appels

et al., 2008).

Andere inhiberende componenten die het vergistingsproces kunnen verstoren zijn o.a. ammoniak

(NH3), sulfiden, zware metalen (Zn, Cu, Ni, Cd, Pb, Cr), organische toxische componenten

(chlorofenolen), natrium en kalium (Na, K) (Appels et al., 2008; Chen et al., 2008).

Ammoniak is afkomstig van de afbraak van stikstofrijke componenten (ureum, proteïnes) uit het

substraat. De totale ammoniakale stikstof (TAN) (NH3 en NH4+) dient lager te zijn dan 200 mg N L-1 om

procesinstabiliteit te vermijden. Inhibitie van de methanogenese kan soms pas optreden bij TAN-

concentraties > 10 g N L-1 vanwege de invloed van de pH en temperatuur op de hoeveelheid NH3.

Bij aanwezigheid van sulfaten (SO42-) in het influent kan competitie onstaan voor het acetaat en

waterstofgas tussen de sulfaatreducerende bacteriën (SRB) en fermentatieve, acetogene en

methanogene organismen. SRB produceren daarenboven sulfiden, vooral waterstofsulfide (H2S), die

toxisch zijn voor de methanogene organismen (Gerardi, 2003; Appels et al., 2008; Chen et al., 2008;

Zhang et al., 2013).


22

Een andere fundamentele procesparameter, de verblijftijd van het slib in de reactor (SRT), dient

steeds hoger te zijn dan 10 dagen om uitspoeling van de essentiële microbiële biomassa

verantwoordelijk voor de methaanproductie te vermijden. Het weerhouden van de biomassa d.m.v.

een aangepast reactordesign (sectie 5.1.4) biedt de mogelijkheid om moeilijk vergistbare stromen

alsnog te verwerken en te werken aan hogere organische belastingen (Azbar et al., 2001; Yang et al.,

2004; Appels et al., 2008; Chen et al., 2008).

Voorts hebben de samenstelling van het substraat (C:N:P; Na, K), het gebruikte inoculum en de

verhouding tussen beiden (ISR), eveneens een invloed op de processtabiliteit en opstart. Hoge

stikstofgehaltes van de voeding kunnen bijvoorbeeld inhibitie vanwege ammoniak in de hand werken.

Daarnaast wordt zal bij een stijgende ISR de maximale methaanopbrengst ook toenemen (Azbar et al.,

2001; Zeng et al., 2010).

5.1.4. Reactortypes

Bij de reactorkeuze worden voornamelijk de totale hoeveelheid vaste stofl (TS) in de oplossing

evenals de organische belasting van de toekomstig inkomende stroom (COD-gehalte) in acht

genomen (Weiland et al., 2009; Weiland, 2010). Op basis hiervan zijn biogasinstallaties met

verschillende reactorconfiguraties zoals de continuously stirred tank reactor (CSTR), anaerobic

contact reactor, fluidized bed reactor, anaerobic fixed film reactor (AFFR) en de upflow anaerobic

sludge blanket (UASB) reactor, in gebruik voor allerhande afvalstromen. Daarvan zijn de CSTR en

UASB reactor de meest courant gebruikte configuraties (Chinnaraj en Venkoba Rao, 2006; Rao en

Bapat, 2006; Kaparaju et al., 2009).

Bij hoge concentraties aan vaste stof zal geopteerd worden voor een CSTR (Figuur 1.6) zolang de

afvalstroom verpompbaar blijft (8-10% TS) (Weiland et al., 2009; Weiland, 2010). Continue menging

in de reactor zorgt ervoor dat de actieve biomassa, in suspensie, homogeen verdeeld is in de reactor

en niet bezinkt. De eenvoudige procesoperatie heeft als keerzijde dat de slibverblijftijd (SRT) en

hydraulische verblijftijd (HRT) aan elkaar gekoppeld zijn. Kortsluiting in de reactor, uitspoelen van

biomassa en onafgebroken substraat zijn daarvan het gevolg en zijn nefast voor de effluentkwaliteit.

De lange slibverblijftijd vereist voor moeilijk vergistbare stromen zorgt, aangezien SRT en HRT

gekoppeld zijn, voor grote reactorvolumes (Azbar et al., 2001; Kaparaju et al., 2008; Kaparaju et al.,

2009).

Bij lagere concentraties aan vaste stof is het aangewezen om de SRT en HRT te ontkoppelen om zo

grotere debieten te kunnen behandelen in kleinere reactorvolumes. De UASB reactor (Figuur 1.6) is

een voorbeeld hiervan, waarbij het influent van beneden naar boven wordt gepompt doorheen het

slibbed. Deze actieve biomassa wordt weerhouden door middel van een faseseparator bovenaan in


23

de reactor en intens contact wordt bewerkstelligd tussen het influent en de biomassa in het slibbed.

Op deze manier vindt een zo volledig mogelijke vergisting plaats van het substraat ondanks de lage

hydraulische verblijftijd (0,5-2 d) (Kaparaju et al., 2009; Weiland et al., 2009; Weiland, 2010).

Figuur 1.6: Veelvoorkomende reactorconfiguraties bij anaerobe vergisting: continuously stirred tank reactor (CSTR) en upflow anaerobic sludge blanket (UASB) reactor (I: Influent, M: mixer, G: biogas, E: effluent, F: faseseparator, B: bezinkingszone, R: reactiezone met granulaire slibvlokken) naar Bouallagui et al. (2005).

5.2. Co-vergisting

Co-vergisting is het proces waarbij simultaan twee of meer afvalstromen vergist worden. Doorgaans

worden bij het basissubstraat zoals dierlijke mest of slib uit de afvalwaterzuivering, kleinere

hoeveelheden reststromen toegevoegd (Braun en Wellinger, 2010).

Voordelen toegeschreven aan co-vergisting zijn de toegenomen processtabiliteit, nutriënten-

aanvulling en hogere methaanopbrengst. Indien gebruik wordt gemaakt van afvalstromen kan, mits

een mogelijke voorbehandeling, zonder veel extra kosten meer biogas geproduceerd worden.

Doorgaans zijn de vergistingsinstallaties voor afvalwaterbehandeling immers overgedimensioneerd

en helpt een bijkomende biogasproductie om de waterzuiveringsinstallatie meer energieneutraal te

maken (Mata-Alvarez et al., 2000; Braun en Wellinger, 2010).

Diverse agro-, industriële en huishoudelijke afvalstromen komen in aanmerking voor co-vergisting

met dierlijke mest of (A-)slib uit de waterzuivering. Stro, glycerine, slachtafval, papierpulp, en

keukenafval zijn slechts aantal mogelijkheden (Kaparaju en Rintala, 2005; Braun en Wellinger, 2010;

Astals et al., 2011; Iacovidou et al., 2012). Keukenafval bijvoorbeeld (2,5 miljard ton jaar-1; Europa), is

ondanks het hoge energiegehalte (0,7-1,1 kWh L-1), de hoge biodegradeerbaardheid (90%) en hoog

watergehalte (70-80%) moeilijk op zichzelf vergistbaar door de hoge COD- en Kjeldahl N-inhoud (tot

250 g COD L−1 en 35 g N L−1) waardoor co-vergisting met bijvoorbeeld (A-)slib aangewezen is (Banks

et al., 2011; Ma et al., 2011; Zhang en Jahng, 2012; De Vrieze et al., 2013).

Doelstellingen

24

Doelstellingen

De overgang naar een meer energieneutrale afvalwaterbehandeling is het beoogde hoofddoel in

deze scriptie. Hoofdzaak hierbij is om een geconcentreerde stroom van afval te verkrijgen en

gebruikmakend van anaerobe vergisting de energie te recupereren uit het afvalwater. Hiervoor

zullen mogelijke oplossingen voor het gebruik van het huidige, verdunde huishoudelijke of brouwerij

afvalwater worden onderzocht om de energierecuperatie te maximaliseren. Daarnaast zal eveneens

gekeken worden naar de voordelen van het toevoegen van huishoudelijk keukenafval om tot een

meer geconcentreerde stroom te komen.

Een eerste techniek waarrond enkele een aantal experimenten werden uitgevoerd, is de adsorptie

trap of A-stage uit het Adsorptie/Bio-oxidatie (A/B) proces. De performantie van een A-stage aan een

hogere slibconcentratie in de reactor wordt bekeken, alsook de mogelijkheid om zo een

geconcentreerde afvalstroom te verkrijgen onder de vorm van A-slib dat dan vervolgens vergist kan

worden.

Naast de klassieke bezinking van het slib, worden eveneens alternatieve pistes bewandeld. Het finaal

bekomen van een geconcentreerde stroom (A-)slib is hierbij van primordiaal belang. Zo zal filtratie, al

dan niet in combinatie met membraanprocessen, bekeken worden als additionele concentratiestap

na de A-stage. Voorts zal het mogelijk positieve effect van het opleggen van een elektrisch veld op de

membraanvervuiling, filterkoekvorming en flux tijdens de filtratie (elektrofiltratie) onderzocht

worden en vergeleken worden met de klassieke reinigingsmethoden voor membranen en filters.

Een laatste punt dat onderzocht zal worden, is de valorisatie van het geconcentreerde A-slib a.d.h.v.

anaerobe vergisting. Gezien de matige biogasopbrengst van vergisting van A-slib afzonderlijk, zal co-

vergisting van keukenafval of melasse met A-slib onderzocht worden als alternatief. Optimalisatie

van het vergistingsproces van keukenafval, afzonderlijke vergisting veroorzaakt immers

procesinstabiliteit, zal plaatsvinden door het additioneel voeden van A-slib. Hierbij zal gekeken

worden of een stabiele vergisting dan wel mogelijk blijkt te zijn en welke factoren (samenstelling,

microbiële gemeenschap) al dan niet aan de basis liggen van deze mogelijk meer stabiele operatie.

Deel II - Materiaal en methoden

Deel II - Materiaal en methoden

Deel II Materiaal en methoden

25

1. Experimentele opstellingen

1.1. Inoculum en gebruikte afvalstromen

1.1.1. Inoculum vergisters

Het mesofiele anaerobe slib dat gebruikt werd als inoculum in de vergistingstesten, is afkomstig van

de slibvergister van de afvalwaterzuiveringsinstallatie te Dendermonde waar vergisting van secundair

aeroob slib plaatsvindt. Het inoculumslib evenals de hieronder vermelde gebruikte afvalstromen

werden bewaard in een koelcel of koelkast bij 4°C.

1.1.2. Gebruikte afvalstromen

De beschreven experimenten in deze thesis handelen hoofdzakelijk over A-slib. Daarnaast werd ook

gebruik gemaakt van co-substraten voor vergisting zoals melasse en keukenafval. Ten slotte werd

voor het lopen van een A-stage het afvalwater gehaald in de brouwerij Van Steenberge in Ertvelde.

Het gebruikte A-slib komt van de waterzuiveringsinstallatie Nieuwveer in Breda (Nederland). A-slib is

afkomstig van de 1e hoogbelaste stap van het Adsorptie/Bio-oxidatie (A/B) proces. Naast de voeding

van de mesofiele vergisters diende het A-slib ook voor het lopen van de elektrofiltratietesten en de

opstart van de eigen A-stage waarbij er getracht werd een hogere concentratie aan organisch

materiaal in de reactor en spuislib te halen door een selectieve scheiding tussen het slib en het water

te maken, zonder bezinker. Aangezien er A-slib met een initieel hoger COD-gehalte gewenst was,

werd het A-slib door bezinking verder geconcentreerd voor gebruik.

De melasse (M), een belangrijke component van de suiker producerende industrie, werd verkregen

bij Avebe in Veendam (Nederland). Avebe is een aardappelverwerkende industrie die verschillende

toepassingen zoekt vertrekkend van aardappelzetmeel.

Het keukenafval (KA) bestaat uit een samenstelling van wat er verzameld werd van afval in de eigen

keuken en is zodoende een vrij variabele stroom. Het bevat zowel gekookte als rauwe groenten en

fruit, koolhydraten afkomstig van brood, pasta, rijst en aardappelen en eiwitten en vetten afkomstig

van vlees en vis. Hierbij werd getracht een zo divers mogelijk afvalstroom te bekomen die gemixt

werd voor gebruik. Door deze variabiliteit wordt steeds ten minste één controle vergistingsreactor

meegenomen waarin enkel keukenafval vergist wordt om het effect van de verschillen in de

samenstelling van het KA in rekening te brengen. Op die manier is het mogelijk om de verrichte

waarnemingen te wijten aan de verschillende behandelingen.

Materiaal en methoden Deel II

26

1.2. Operatie A-stage als SBR aan een hoog TS-gehalte

Experimentele opstelling en operatie

De A-stage bestond uit een rechthoekige compleet gemengde reactor (CSTR) met een reactorinhoud

van 10 L met beluchtingssysteem (Figuur 2.1) die gebruikt werd als sequence batch reactor (SBR). In

een typische SBR modus worden 5 fasen onderscheiden per cyclus, nl. ‘fill’, ‘react’, ‘settle’, ‘draw’ en

‘idle’, hieronder beschreven. De A-stage werd gecontroleerd op basis van metingen van de totale

hoeveelheid vaste stof (TS) na de 4e fase (draw) zodanig dat via regeling van de hoeveelheid gespuide

slib de totale hoeveelheid actief slib in de reactor constant kon gehouden worden.

Figuur 2.1: Operatie van een A-stage in SBR mode (Sequence Batch Reactor) met de vijf aparte fasen, nl. ‘fill’, ‘react’, ‘settle’, ‘draw’ en ‘idle’ (resp. 1-5). De reactor is voorzien van een toevoer voor het influent (i), een beluchtingssysteem (a), roerder (m), afvoer voor het gezuiverde effluent (d) en een mogelijkheid om het teveel aan slib te spuien (s).

Fill

Initieel werd gebruik gemaakt van A-slib afkomstig uit de afvalwaterzuivering Nieuwveer in Breda

(Nederland). Bij 5 L actief A-slib met een initiële concentratie aan organische materiaal van 30 g TS L-1,

werd vervolgens het te behandelen brouwerij afvalwater gevoegd (Figuur 2.1; i), eveneens 5 L. Zowel

van het initiële A-slib als van het brouwerij afvalwater werden stalen genomen voor TS- en COD-

analyses.

React

In de volgende stap diende het actieve A-slib zoveel mogelijk organisch materiaal uit het afvalwater

te sorberen. Hiervoor werd de reactor gedurende een periode van 10 minuten grondig belucht en

gemixt (Figuur 2.1; a, m). Menging gebeurde aan de hand van een staafroerder (IKA Labortechnik

RW 16 basic) en beluchting door middel van een staafbeluchter (Atlantis) zorgde eveneens voor de

nodige bijkomende menging.


27

Settle & draw

Na de reactieve fase doorlopen te hebben werden verschillende mogelijkheden getest. De eerste

mogelijkheid die getest werd, was de bezinking in het reactorvat zelf voor 4 uur zoals in een typische

SBR (settle). Na bezinking werd 5 L supernatans afgelaten en bemonsterd (Figuur 2.1; d). De

staalname van het slib gebeurde na deze laatste fase (draw) omdat dit ook het slib is dat zal gespuid

worden (idle) bij een te grote opbouw van organisch materiaal in het reactorvat.

Variant: Settle, centrifugation & draw

Een andere, snellere methode maakt gebruik van een centrifuge. Na 10 minuten bezinken van het

slib in het reactorvat zelf (settle), werd de dikke fractie geïsoleerd met behulp van een continue

centrifuge (Westfalia separator 2003 OTC2 03 107, Oelde, Duitsland; 10 000 tpm of 12300 g), wat

een variant vormt op het typische SBR-protocol. Hierbij werd de bovenste 6,67 L van de totale

reactorinhoud van 10 L gecentrifugeerd (centrifugation). De pellet slib die achterbleef in de

centrifuge werd manueel terug opgelost in het dode volume van de centrifuge (1,2 L). Vervolgens

werd de reactor opnieuw aangevuld met het effluent afkomstig van de centrifuge tot opnieuw 5 L A-

slib werd bekomen dat bemonsterd werd. Het overige effluent werd geloosd na staalname (draw).

Idle

De tijdspanne (idle) tussen 2 cycli biedt de mogelijkheid om een deel van het slib te spuien (Figuur

2.1; s), dit om een te sterke verhoging van het actieve slib in de reactor te voorkomen en aan een

stabiele TS-concentratie te werken.

1.3. Concentratiestap met behulp van elektrofiltratie

1.3.1. Referentiesituatie: vergelijking van twee identieke EF-modules

EF-module

Voor de testen rond elektrofiltratie (EF) werd gebruik gemaakt van een speciaal ‘plate and frame’

reactortype (Vlaeminck, Beernem, België). Hierbij werd gewerkt met de standaard afmetingen van

deze reactoren en elektroden beschikbaar in het labo. De opbouw van de twee EF-modules die

dienst deden als concentratiestap om een hogere totale hoeveelheid vaste stof (TS) in het slib te

bekomen, wordt hieronder uitvoerig beschreven (Figuur 2.2).

De reactor bestond uit 2 buitenplaten uit plexiglas (P1 en P2: 13 x 28 cm) waartussen 2 verschillende

plexiglazen kaders (PK1: 0,5 x 5interne (9externe) x 20i (24) cm / PK2: 2 x 5i (9) x 20i (24) cm) geplaatst

werden. Kaders gesneden uit rubber (R) werden tussen de buitenste platen en de kaders gestoken

om lekken te vermijden. Bovendien werden in het 1e reactorcompartiment (50 cm³/ 0,050 L) aan de


28

recirculatiezijde, gevormd door een van de plexiglazen kaders (PK1), een iridiumoxide-elektrode die

dienst deed als anode (A: 5 x 20 cm) tijdens de elektrofiltratie en een referentie-elektrode (REF:

Ag/AgCl ; +0,197 V t.o.v. standaard waterstof elektrode (SHE) (Princeton Applied Research, France))

geplaatst. Daarnaast werd eveneens een roestvrijstalen geweven filtergaas (Omnimesh, Lokeren,

België; AISI 316 (L), maasopening: 50 µm) aangebracht tussen de 2 compartimenten gevormd door

de 2 kaders. Dit membraan/filter (7 x 23 cm) vormde ook (samen met een roestvrijstalen

stroomcollector met lip voor connectie (CCK)) de kathode (K: 5 x 20 cm) en werd omringd door

fysische verstevigingen langs beide zijden (V). Deze verstevigingen bestonden uit een stevig geweven

gaas van roestvrij staal (Omnimesh, Lokeren, België) omsloten met rubber om lekkage te voorkomen.

Bovendien werd het 2e reactorcompartiment (200 cm³/ 0,200 L) gevuld met een soort

pakkingsmateriaal (P: Bio Carrier Kaldnes K1) voor bijkomende fysische ondersteuning. Het geheel

werd samengehouden door middel van vleugelmoeren en acht staven met schroefdraad doorheen

de buitenste plexiglazen platen. In de buitenste plaat (P1) aan de recirculatiezijde bevonden zich

openingen voor de connectoren (Interne diameter voor slibtoevoer IN, UIT: 1,0 cm), voor recirculatie

van het te filtreren slib en het plaatsen van een referentie-elektrode (REF) en connectie met de

anode (AC). De andere buitenste plaat (P2) had drie openingen, nl. één voor de connectie met de

onderdrukmeter (D: Mega manometer 100mm, droog, meetbare range: -1,00-0 bar, Bosta, België),

een andere waar het gefilterde waterige effluent werd onttrokken (UIT) en tenslotte nog een extra

opening om bij het schoonmaken van de module het resterende water af te laten.

Figuur 2.2: Opbouw van de elektrofiltratiemodule. Met beginnend van de slib-recirculatiezijde: de anode (A) met de anode connectie aan een stroombron (AC), de Ag/AgCl referentie-elektrode (REF), de openingen waardoor het slib wordt gerecirculeerd (IN, UIT) in een buitenplaat van plexiglas (P1), een rubberen kader tegen lekkage (R), het plexiglazen kader dat het eerste reactorcompartiment vormt (PK1), opnieuw een rubber (R), een versteviging bestaande uit een gaas van roestvrij staal omgeven door een rubber (V+R), een roestvrijstalen stroomcollector met lip (CCK) voor connectie tussen de kathode en de stoombron, roestvrijstalen membraan/filter dat fungeert als kathode (K), rubber (R), versteviging (V), rubber (R), een tweede reactorcompartiment gevormd door een plexiglazen kader (PK2) gevuld met pakkingsmateriaal (P), rubber (R) en uiteindelijk de buitenplaat uit plexiglas (P2) met connecties voor het gefilterde effluent (UIT) en een onderdrukmeter (D).


29

Referentiesituatie: experimentele opstelling en operatie

Het te filtreren A-slib (2,5 L; 30 g TS L-1) werd eerst voor de helft verdund (ongeveer 15 g TS L-1) door

het A-slib in een Schott Duran fles aan te lengen met leidingwater tot een reactorinhoud van 5 L. Na

een ‘cleanwaterrun’ (bepaling schoonwaterflux) gedurende 10 minuten en opvolgende drainage van

de twee EF-modules, startte het eigenlijke experiment. Hierbij werd het A-slib doorheen de twee

modules (A en B) van onderen naar boven langs het membraan (cross-flow filtratie) gerecirculeerd

door gebruik te maken van een recirculatiepomp (RP: Masterflex L/S easyload II). Dit gebeurde aan

zo hoog mogelijke debieten (73,49 ± 1,53 L u-1) die haalbaar waren met de desbetreffende pompen

waardoor de cross-flowsnelheid (vx: ± 8 cm s-1) in de module de nodige turbulentie veroorzaakte om

verstopping aan de connectoren en in de module zelf te vermijden en voor menging in de Schott

Duran fles te zorgen. Vanwege mogelijke verstopping en drukopbouw langs de recirculatiezijde was

het bereiken van een zo hoog mogelijke cross-flowsnelheid vx (eq. 2.1) cruciaal voor het slagen van

EF-testen met geconcentreerd A-slib op laboschaal.

(2.1)

Met Q (20,41 cm³/s): het debiet, A (2,5 cm²): het doorstroomde oppervlak. De dikte van het

compartiment was een afweging tussen de cross-flowsnelheid verlagen/verhogen en de minimale

vrije doorstroomoppervlakte waarbij verstopping werd vermeden.

Het gefilterde effluent werd onttrokken aan verschillende debieten (OP: Watson Marlow SCIQ 323

(50 en 7 tpm) of Watson Marlow 101 F/R (4 tpm) resp. schoonwaterflux van 395; 50 en 20 L (m² u)-1)

die een onderdruk (-0,80-0 bar) creëerden over de filter heen. Continue onttrekking en cycli met 5

minuten onttrekking en 10 minuten relaxatie werden uitgetest, het laatste geval om

membraanvervuiling en fluxdaling in te perken. De flux (L m-2 u-1) werd berekend aan de hand van

het verzamelde effluent per tijdseenheid, dat afgemeten werd in maatcilinders (Figuur 2.3).

Beide modules werden bovendien verbonden met een potentiostaat (P: type VSP, Bio-Logic SA) om

een stroom van 0,5 mA aan te leggen over de elektroden en een zo klein mogelijk, verwaarloosbaar

elektrisch veld (E < 1 V cm-1) te creëren om zo uitlogen van de iridiumoxide elektrode (anode) te

vermijden en een zo klein mogelijk effect te hebben vanwege het E-veld (Figuur 2.4:

aansluitingsschema type A potentiostaat).

Gedurende de verschillende experimenten om de twee modules te vergelijken werd de flux (L m-2 u-1)

en de aangelegde onderdruk (bar) als maat voor membraanvervuiling opgevolgd, evenals de

effluentkwaliteit. Tussen de experimenten in werd het membraan telkens vervangen en werd de

module gereinigd.


30

Figuur 2.3: Foto van de opstelling gebruikt ter vergelijking van de 2 identieke elektrofiltratiemodules.

D

P

A

B

RPA RPB

Influent

A-slib

Effluent

OPA

OPB

I

I > 0

Potentiaal van de kathode (Ekat) = - ECE + 0,197 [V t.o.v. SHE]

Cel voltage, potentiaalverschil (ΔV) = - EWE [V]

Potentiaal van de anode (Ean) = Ekat – ΔV - I.RΩ [V t.o.v. SHE]

I < 0

Potentiaal van de anode (Ean) = ECE + 0,197 [V t.o.v. SHE]

Cel voltage, potentiaalverschil (ΔV) = EWE [V]

Potentiaal van de kathode (Ekat) = Ean - ΔV + I.RΩ [V t.o.v. SHE]

A

B

Figuur 2.4: Aansluitingsconfiguratie gebruikmakend van drie elektroden (type A en B), met de stroombron, nl. de potentiostaat. Het potentiaalverschil (ΔV) evenals de potentiaal van anode (Ean) en kathode (Ekat) worden afgeleid op basis van kennis van de stroom (I), Ohmse weerstand (RΩ) en potentiaal van de werken counterelektrode (ECE, EWE). Een Ag/AgCl elektrode diende als referentie-elektrode (+0,197 V t.o.v. standaard waterstof elektrode (SHE)) (Handleiding EC lab Potentiostaat type VSP, Bio-Logic SA).


31

1.3.2. Elektrische veld: vergelijking tussen waterflux bij aan- of afwezigheid van E-veld

Afwisselend E-veld: experimentele opstelling en operatie

Bij het bekijken van het effect van een elektrisch veld (E-veld) op de fluxdaling doorheen de tijd, werd

gebruik gemaakt van slechts één EF-module, om verschillen in de werking te wijten aan afwijkingen

tussen de 2 EF-modules uit te sluiten. Deze test werd tweemaal herhaald bij een laag en hoog TS-

gehalte. Het te filtreren verdunde A-slib (5 L, 3,01 ± 0,18; 11,17 ± 1,00 g TS L-1) werd vanuit een 5L

Schott Duran fles gerecirculeerd onder dezelfde condities en met dezelfde pomp als eerder

beschreven, na het uitvoeren van een ‘cleanwaterrun’ ter bepaling van de schoonwaterflux

gedurende 10 minuten (met nadien drainage van de EF-module). Het gefilterde effluent werd

onttrokken met behulp van een pomp (Watson Marlow 505S (7tpm); schoonwaterflux: 13,2 L (m² u)-1)

die een onderdruk ( -0,1 bar) creëerde over de filter heen. Een opeenvolging van cycli met 5 minuten

onttrekking aan continue pompsnelheid en 10 minuten relaxatie werd gerealiseerd met behulp van

timers. Deze opeenvolging werd verkozen vanwege beperktere membraanvervuiling dan in continue

onttrekkingsmodus.

Eerst werd de module aangesloten aan een potentiostaat (type VSP, Bio-Logic SA) om afwisselend,

een hoog en te verwaarlozen elektrisch veld aan te leggen (Figuur 2.4: aansluitingsschema type B

potentiostaat). Een potentiaalverschil (tot 4V) werd over de elektroden op een afstand van 0,5 cm

tijdens de eerste cyclus van 15 minuten (10’ relaxatie, 5’ onttrekking) aangelegd, hetgeen resulteerde

in een elektrisch veld van 8 V cm-1. De volgende cyclus gebeurde aan een potentiaalverschil van 0,001

V, wat een te verwaarlozen E-veld teweegbracht. Deze twee instellingen werden continu afgewisseld

doorheen de volgende cycli. Zo werd getracht het fluxverval doorheen de tijd binnen één systeem te

vergelijken tussen de aan- of afwezigheid van een E-veld en de invloed van het E-veld op

membraanvervuiling en eventuele reiniging/herstelling van de flux. De flux werd opgemeten aan de

hand van een balans (OHaus Defender 5000 XTREME W model T51XW, standaardfout: 0,005 kg) die

gelogd werd op een laptop via een script in LabVIEW. De aangelegde onderdruk (bar) als maat voor

membraanvervuiling werd eveneens opgevolgd bij constante pompsnelheid alsook de

effluentkwaliteit en deeltjesgrootte verdeling van het effluent ten opzichte van het initiële A-slib.

Aangezien het maximale E-veld dat kon bekomen worden met behulp van de potentiostaat begrensd

was, werd er overgeschakeld naar een klassieke stroombron (Protek DC regulated power supply PL-

3003D) (Figuur 2.5). Het aangelegde potentiaalverschil bedroeg 10 V, wat in deze EF-module

overeenkomt met een E-veld van 20 V cm-1. Ook hier werden cycli van 15 minuten (10’ relaxatie, 5’

onttrekking) herhaald. Startend met de eerste cyclus waarbij de stroombron was aangeschakeld,


32

werd de stroombron uitgeschakeld gedurende de 2e cyclus, waarna dit continu herhaald werd. Er

werd gestart met de stroombron aan om initiële vervuiling van de filter te voorkomen.

Figuur 2.5: Opstelling van de elektrofiltratietest met stroombron.

E-veld t.o.v. de referentiesituatie: experimentele opstelling en operatie

Onder volledig identieke omstandigheden en met dezelfde EF-module als bij de test met een

afwisselend elektrisch veld met telkens een nieuwe filter, werden eveneens testen gelopen waarbij

ofwel geen E-veld ofwel uitsluitend een E-veld opgelegd werd. Deze testen werden 3 keer herhaald

en liepen over een periode van 20 uur.


33

1.4. Valorisatie: anaerobe vergisting onder mesofiele omstandigheden

1.4.1. Fed-batch co-vergisting van A-slib met keukenafval of melasse


Acht Schott Duran flessen met een volume van 1 L en een reactorinhoud van 800 mL deden dienst als

anaerobe fed-batch reactoren (CSTR) onder mesofiele omstandigheden (34°C) tijdens een 105 dagen

durend experiment. De acht verschillende reactoren werden eerst elk geïnoculeerd met 435 mL

mesofiel anaeroob slib (18 g VSS L-1) en vervolgens aangelengd met kraantjeswater tot 800 mL om zo

een biomassaconcentratie, uitgedrukt in vluchtige gesuspendeerde stof (VSS), van 10 g VSS L-1 te

bekomen. De reactoren werden terloops geschud en goed afgesloten met een rubberen stop en

geplaatst in een klimaatkamer om te voldoen aan de mesofiele omstandigheden (34°C). Het

geproduceerde biogas werd opgevangen in een geijkte halfopen gaskolom gevuld met een

waterstofchloride-oplossing (pH < 4,3; methyloranje als indicator) en bevestigd in een bassin (Figuur

2.6). De zuurtegraad afkomstig van de HCl-oplossing moet het oplossen van CO2 uit het biogas in de

oplossing verhinderen. Het geproduceerde biogas neemt een deel van het volume van de kolom in

en zo kon de geproduceerde hoeveelheid biogas afgelezen worden doordat het waterniveau in de

kolom daalde. Twee biogasstalen (1 mL) voor analyse werden bovenaan aan de kolom genomen met

behulp van een staalnamestuk en vacuümpomp. Voor de start van het experiment werd eerst het

verdunde inoculumslib 24 uur uitgegist in de reactoren zelf om residueel substraat te vergisten.

Daarna werd alles nog eens gemengd vooraleer de reactoren gevoed werden.

Figuur 2.6: Schematische voorstelling van de set-up voor fed-batch vergisting onder mesofiele omstandigheden (34°C). Met links de reactor weergegeven en rechts de kolom voor biogascollectie deels gevuld met een waterstofchloride-oplossing (HCl) met pH lager dan 4,3 en methyloranje als indicator (Rojas, 2010).


34

De acht reactoren werden gevoed volgens een fed-batch principe, waarbij er 3 keer per week werd

gevoed, nl. op maandag, woensdag en vrijdag. Op vrijdag werd in tegenstelling tot de andere dagen

voor drie dagen (120 mL bij HRT van 20d) gevoed in plaats van voor twee dagen (80 mL bij HRT 20d).

Na een opstartperiode van 28 dagen waarbij de hydraulische verblijftijd (HRT) geleidelijk verlaagd

werd van 80 dagen naar 40 dagen op dag 5 en vervolgens naar 30 dagen op dag 14, werd het

experiment verdergezet voor 77 dagen aan een hydraulische verblijftijd van 20 dagen. Deze HRT

impliceert dat volgens het fed-batch principe gemiddeld gezien 40 mL per dag ververst werd door de

onderzoeker zelf met nieuw substraat na grondig schudden van de reactor zodat de slibverblijftijd

(SRT) gelijk is aan de HRT.

Het toegevoegde substraat voor vergisting verschilde bij de acht reactoren: R1 (100% A-slib), R2 (85%

A-slib en 15% keukenafval (KA)), R3 (85% geautoclaveerd A-slib en 15% KA), R4 (90% A-slib en 10%

melasse (M)), R5 (90% geautoclaveerd A-slib en 10% M), R6 (15% KA), R7 (10% M) en R8 (100%

geautoclaveerd A-slib). Reactor R6 en R7 kregen een even grote belasting aan resp. keukenafval en

melasse als de reactoren R2 en R3 of R4 en R5, maar ze werden aangelengd met kraantjeswater in

plaats van A-slib. In de helft van de gevallen waar A-slib werd gebruikt (R3, R5, R8) werd het A-slib

eerst geautoclaveerd op 120 °C gedurende 30 minuten om de aanwezige micro-organismen te doden.

De staalname en pH-opvolging zonder correctie gebeurden tijdens het voeden, waarbij lichte

zuurstofintrusie was toegestaan. Wekelijks werd een biomassastaal voor microbiële analyse en een

staal voor chemische analyses uit elke reactor genomen en bewaard bij resp. -20°C in de diepvriezer

tot DNA-extractie gebeurde en bij 4°C in de koelkast. Chemische analyses die werden uitgevoerd op

de effluentstalen waren totalen en vluchtige stof bepaling (TS, VS) en totale ammoniakale

stikstofbepaling (TAN) (zie verder). Daarnaast werden eveneens drie keer per week stalen genomen

voor het analyseren van vluchtige vetzuren (VVZ). Deze stalen werden eveneens bewaard bij -20°C.

Ten slotte werd steeds voor het voeden de hoeveelheid geproduceerde biogas van de verschillende

reactoren afgelezen en werden biogasstalen genomen voor analyse. De bepaling van het

methaanpercentage en biogasvolume gebeurde drie keer per week en werd gerapporteerd bij

standaard temperatuur en druk condities (STP: 101 325 Pa en 273,15 K). Op basis van de hoeveelheid

biogas, het methaanpercentage, de pH, TAN- en VVZ concentraties is het uiteindelijk mogelijk om

een uitspraak te doen over de stabiliteit en performantie van de verschillende reactoren.


35

1.4.2. Fed-batch vergisting van keukenafval met A-slib of ijzeradditieven


Tien Schott Duran flessen met een reactorinhoud van 800 mL en 1 Schott Duran fles met een

reactorinhoud van 5L deden dienst als anaerobe fed-batch reactoren onder mesofiele

omstandigheden (34°C) tijdens een 96 dagen durend experiment. De opstart en set-up waren

analoog als in het eerder beschreven experiment (sectie 1.4.1). Het geproduceerde biogas van de

reactoren met een initiële biomassaconcentratie van ongeveer 10 g VSS L-1 werd eveneens

opgevangen in een kolom waarna het biogasvolume kon worden afgelezen en twee biogasstalen (1

mL) werden genomen voor analyse. Voor de start van het experiment werd ook eerst het verdunde

inoculumslib 24 uur uitgegist in de reactoren zelf en daarna gemengd en opnieuw verdeeld over de

reactoren voor het voeden startte.

De verschillende reactoren werden gevoed volgens een fed-batch principe, analoog als in het eerder

beschreven experiment. Na een opstartperiode van 26 dagen waarbij de hydraulische verblijftijd

(HRT) geleidelijk verlaagd werd van 80 dagen naar 40 dagen op dag 5 en vervolgens naar 30 dagen op

dag 19, werd het experiment verdergezet voor 96 dagen aan een hydraulische verblijftijd van 20

dagen.

Staalname en -bewaring evenals pH- en biogasopvolging gebeurden analoog en even frequent als in

het eerder beschreven experiment. Uit deze analyses werden eveneens de stabiliteit en

performantie van de reactoren afgeleid.

Voedingsregime 1e fase (D0-D56)

Het initiële toegevoegde substraat voor vergisting tot dag 56 van het experiment (D0-D56) verschilde

bij de elf reactoren: R1, R2 en R3 (85% gefermenteerd A-slib en 15% keukenafval (KA)), R4 (15% KA),

R5, R6 en R7 (15% KA), R8, R9 en R10 (15% KA) en R11 (100% A-slib), waarbij R1, R2 en R3 een even

grote belasting aan keukenafval kregen als R4-R10, maar ze werden aangelengd met reeds vergist A-

slib uit R11 in plaats van kraantjeswater.

Voedingsregime 2e fase: toevoegen reeds vergist A-slib of FeCl2 samen met keukenafval aan de

gefaalde reactoren (D56-D68)

Bij het zichtbaar dalen van de performantie (50% reductie in methaanproductie) van de reactoren die

enkel keukenafval toegediend kregen (R4-R10) op dag 56, werd het voedingsregime aangepast. Na

grondig mengen van de reactorinhoud van de verschillende gefaalde reactoren (R4-R10), werd de

reactorinhoud opnieuw verdeeld over de verschillende reactoren. R4 werd ongemoeid gelaten en als


36

referentie gebruikt en kreeg nog steeds enkel keukenafval als voeding. De andere zes reactoren

kregen ofwel dezelfde hoeveelheid KA samen met reeds vergist A-slib uit R11 ofwel eveneens KA en

een ijzerchloride-oplossing (FeCl2) met ongeveer hetzelfde ijzergehalte als aanwezig in het reeds

geanalyseerde A-slib (1,35 g Fe L-1). Samengevat werd volgend voedingsregime toegepast in

percentages: R1, R2 en R3 (85% gefermenteerd A-slib en 15% keukenafval (KA)), R4 (15% KA), R5,6

en 7 (85% gefermenteerd A-slib en 15% KA), R8,9 en 10 (85% FeCl2-oplossing en 15% KA) en R11 (100%

A-slib). Waarbij R1-R10 een even grote belasting aan keukenafval kregen en R4 de referentie was.

Voedingsregime 3e fase: enkel toevoegen reeds vergist A-slib of FeSO4 aan de gefaalde reactoren

(D68-D77)

Vanwege de verdere destabilisatie en verzuring van R8, R9 en R10 die in de 2e fase van het

experiment keukenafval en FeCl2-oplossing kregen, werd in de plaats enkel een FeSO4-oplossing met

eenzelfde ijzergehalte gebruikt in de 3e fase van het experiment vanaf dag 68. De reactoren R5, R6 en

R7 kregen ook enkel nog reeds vergist A-slib en geen keukenafval omdat remediatie niet snel genoeg

verliep. Additie van FeSO4 zou mogelijk toestaan dat de sulfaatreducerende bacteriën de

geaccumuleerde vluchtige vetzuren wegwerken.

Voedingsregime 4e fase: puls van A-slib voor de gefaalde reactoren (D77-D82)

Aangezien het toedienen van ijzer onder de vorm van een FeSO4-oplossing niet het gewenste effect

teweegbracht, werd geopteerd voor een ultieme remediatiepoging van drie van de vier falende

reactoren (R4, R8, R9 en R10). De inhoud van de verschillende reactoren werd eerst goed gemengd

en verdeeld. R4 kreeg nog steeds enkel KA. De andere reactoren (R8, R9, R10) kregen een eenmalig

puls van reeds vergist A-slib uit R11 van resp. 25, 50 en 75% van hun totale reactorinhoud op dag 77.

Voedingsregime 5e fase: opnieuw enkel keukenafval voor de geremedieerde reactoren (D82-D96)

Na al dan niet succesvolle remediatie, kregen R4 (referentie), R5, R6, R7, R8, R9 en R10 opnieuw

keukenafval als substraat (15% KA) aangelengd met leidingwater net als bij de start.

Tabel 2.1: Voedingsregimes doorheen het experiment voor de verschillende reactoren, met keukenafval (KA), A-slib (A), reeds vergist A-slib (Av) en de twee ijzeroplossingen.

Tijdstip Fase RI RII RIII RIV RV

Dag 0 tot 56 1e fase 15% KA + 85% Av 15% KA 15% KA 15% KA A

D56-D68 2e fase 15% KA + 85% Av 15% KA + 85% Av 15% KA + FeCl2 (ref.) A

D68-D77 3e fase 15% KA + 85% Av 100% Av 15% KA + FeSO4 (ref.) A

D77-D82 4e fase 15% KA + 85% Av 100% Av Eenmalige puls Av (ref.) A

D82-D96 5e fase 15% KA + 85% Av 15% KA 15% KA (ref.) A


37

2. Algemene analytische methoden

2.1. (Elektro)chemische en fysische parameters

2.1.1. pH

De pH-waarden werden bepaald met een SP10B pH-elektrode (Consort C532 multimeter analyser,

Consort, Turnhout, België). Kalibratie gebeurde geregeld aan de hand van standaardoplossingen met

pH-waarden 4 en 7.

2.1.2. Elektrische grootheden: stroom (I), potentiaalverschil (ΔV)

De elektrofiltratiemodules werden ofwel verbonden met een potentiostaat waarmee elke 30

seconden een meting werd uitgevoerd ofwel met een stroombron en datalogger. Met deze

datalogger (LXI Data acquisition/Switch unit type 34972A, Agilent, VS), was het mogelijk de

elektrische grootheden semi-continu te monitoren om de 5 minuten tijdens een experiment.

Onmiddellijke controle van deze elektrische grootheden gebeurde aan de hand van een digitale

multimeter (Ohmeron MT 830L digital multimeter).

2.1.3. TS, VS, TSS en VSS

De bepaling van de totale hoeveelheid vaste stof (TS) en vluchtige vaste stof (VS) gebeurde door een

gekende hoeveelheid van het staal (Ws) over te brengen in een vooraf gedroogd kroesje met een

gekend gewicht (Wd). Het staal werd vervolgens gedurende 24 uur gedroogd in een oven bij 105°C,

waarna het kroesje opnieuw gewogen werd (W1) voor TS-bepaling (eq. 2.2). Het staal werd nadien 2

uur in de moffeloven (Nabertherm B150; 600°C) geplaatst, waarna op basis van het gewicht van de

overblijvende asrest (W2) de VS-bepaling volgde (eq. 2.3).

(2.2)

(2.3)

Voor stalen met een hoge concentratie aan gesuspendeerd materiaal diende een TSS/VSS-bepaling

te gebeuren. De bepaling van de hoeveelheid gesuspendeerde vaste (TSS) en vluchtige stof (VSS),

was volledig analoog als de beschreven methode voor TS en VS. Echter het staal (Ws) werd eerst

twee maal gecentrifugeerd gedurende 10 minuten op 10000 tpm (Thermo Scientific Sorvall RC 6+

Superspeed Centrifuge) om de gesuspendeerde fractie af te scheiden van het supernatans. De

waterige fase werd afgegoten en de vaste componenten werden opnieuw opgelost in MilliQ water

en overgebracht in een gedroogd en getarreerd kroesje (Greenberg et al., 1992).


38

2.1.4. Chemische zuurstofvraag (COD)

De totale chemische zuurstofvraag (CODtot) is een maat voor de hoeveelheid van het organisch

materiaal, aanwezig in een medium, dat chemisch geoxideerd kan worden. De COD-bepaling

gebeurde enerzijds gebruikmakend van COD-testkits (Nanocolor, Machery-Nagel) en anderzijds met

de klassieke oxidatiemethode met kaliumdichromaat.

De kits waren beschikbaar in 3 concentratieranges (15-160 mg O2 L-1, 100-1500 mg O2 L

-1 en 1000-

15000 mg O2 L-1) die afhankelijk van de verwachte hoeveelheid COD werden gekozen. Na toevoeging

van 2 mL staal (0,2 mL voor de hoogste range) werd het reagentiaflesje geschud en 2 uur in een

verwarmingsblok (Nanocolor Vario 4) op 148°C geplaatst. Na afkoeling werd de absorptie op 610 nm

(420 nm voor de laagste range) gemeten met een fotometer (Nanocolor 500D) uitgerust met een

wolfraamlamp. Voor de bepaling van de opgeloste chemische zuurstofvraag (CODsol) werd dezelfde

procedure doorlopen na centifugatie gedurende 10 minuten op 10000 tpm (Heraeus Labofuge 400)

en filtratie door een 0,45 μm filter (Millex, Millipore).

De klassieke oxidatiemethode, gebruikmakende van kaliumdichromaat, werd gebruikt voor de

bevestiging van de resultaten bekomen met de eerder beschreven COD-testkits als er sterke

verdunning van het staal vereist was. Deze sterke verdunning was essentieel voor de COD-bepaling

van het keukenafval (factor 400) en het geconcentreerde A-slib (factor 50-100). Bij 20mL staal of

aangepaste verdunning, werd achtereenvolgens 10 mL kaliumdichromaat (0,25 N K2Cr2O7), 30 mL

zwavelzuur-zilversulfaat-oplossing (katalysator) en 0,4 g kwiksulfaat (HgSO4, chloride interferenties

vermijden) toegevoegd in de COD-destructie buis. Na 2 uur destructie bij 153 °C, werd de oplossing

getitreerd met een ijzer-ammonium-sulfaat oplossing (0,25 N Fe(NH4)2(SO4)2) met ferroïne als

indicator(Greenberg et al., 1992).

2.1.5. Stikstofbepalingen (TAN, TKN)

De hoeveelheid totale ammoniakale stikstof (TAN) van slibstalen, digestaat uit de vergisters en de

verschillende afvalstromen (> 2 mg TAN L-1) werd bepaald door middel van stoomdistillatie en

vervolgens een titratie zoals beschreven door Greenberg et al. (1992). Hiervoor werd 0,4 gram

magnesiumoxide (MgO) bij 2 mL staal gevoegd voor volledige omzetting van het ammonium-ion

(NH4+) naar ammoniak (NH3) gebruikmakend van een stoomdistillatietoestel (Vapodest 30, Gerhardt,

Duitsland) waarna het gecondenseerd werd in een boorzuuroplossing met een initiële pH van 5,3.

Terugtitratie van de boorzuuroplossing naar de initiële pH met een waterstofchloride-oplossing (0,02

M HCl) volstond voor de totale ammoniakale stikstofbepaling.


39

De totale Kjeldahl-stikstof (TKN) omvat zowel de organisch gebonden stikstof als de TAN. De stalen

werden eerst gedestrueerd bij 400 °C na toevoeging van geconcentreerd zwavelzuur (98% H2SO4) en

een Kjeldahl-tablet met kopersulfaat (CuSO4.5H2O, katalysator) en kaliumsulfaat (K2SO4,

kookpuntsverhoging). Zo werd al het organisch gebonden stikstof omgezet naar ammonium (NH4+)

dat vervolgens, na toevoeging van natriumhydroxide (NaOH), omgezet werd naar ammoniak (NH3).

De volgende stappen waren analoog als voor de totale ammoniakale stikstofbepaling.

2.1.6. Vluchtige vetzuren (VVZ)

De vluchtige vetzuren (VVZ, uitgedrukt in mg COD L-1), i.e. azijnzuur (CH3COOH), propionzuur

(C3H6O2), (iso)boterzuur (C4H8O2), (iso)valeriaanzuur (C5H10O2), (iso)capronzuur (C6H12O2) en

heptaanzuur (C7H14O2) werden geëxtraheerd gebruikmakend van diëthylether en volgens de

standaardmethode van Greenberg et al. (1992) geanalyseerd. Aan 2 mL staal werd achtereenvolgens

0,5 mL zwavelzuur (H2SO4); 0,4 g natriumchloride (NaCl); 0,4 mL interne standaard (1,5 mL 2-methyl

capronzuur in 200 mL 0,05 M natriumhydroxide, NaOH) en 2 mL diethylether (C4H10O) toegevoegd.

Na 2 minuten menging m.b.v. een proefbuisrotator en 3 minuten centrifugatie op 3000 tpm (Heraeus

Labofuge 400 Function Line) werd de etherfase overgeheveld naar een glasvial voor analyse.

De analyse werd uitgevoerd met een gaschromatograaf (GC-2014, Shimadzu, ’s-Hertogenbosch,

Nederland) uitgerust met een vlamionisatiedetector (FID) en een splitinjector. 1 μL staal werd

geïnjecteerd in de GC en de temperatuur steeg van 110°C tot 160°C met een snelheid van 6°C min-1.

De GC was uitgerust met een capillaire vetzuurvrije kolom (Dimensies: 25 m x 0,53 mm; filmdikte 1,2

mM; EC-1000 Econo-Cap kolom; Alltech, Laarne België). Stikstof werd gebruikt als draaggas. De

temperatuur van de injector en detector bedroeg respectievelijk 200°C en 220°C. De laagste

detectielimiet voor VVZ bedroeg 2 mg L-1.

2.1.7. Fosfor- en IJzergehalte

Het totale ijzergehalte (Fe) van de verschillende afvalstromen evenals het inoculumslib werden

geanalyseerd met behulp van een ICP-OES (Varian Vista MPX radiaal, Munich, Duitsland) nadat de

stalen gedestrueerd waren met geconcentreerd salpeterzuur (HNO3) in een gesloten

microgolfdestructie (CEM Mars 5 Microwave Accelerated Reaction System, International Equipment

Trading Ltd, Vernon Hills, IL, USA).

De stalen voor fosforanalyse (P) werden op dezelfde wijze gedestrueerd als voor de bepaling van het

ijzergehalte, waarna het fosforgehalte colorimetrisch bepaald werd.


40

2.1.8. Partikelgrootteverdeling

Voor de bepaling van de partikelgrootteverdeling werd gebruik gemaakt van de Mastersizer (Malvern

Mastersizer S, Verenigd Koninkrijk), een toestel dat de grootte en distributie van de deeltjes in een

oplossing meet op basis van laserdiffractie veroorzaakt door die deeltjes. De meetbare grootte ligt

tussen 50 nm en 1000 µm en de deeltjes werden verondersteld sferisch van vorm te zijn.

2.1.9. SVI

Sludge volume index (SVI) werd bepaald door bezinking van 1 L slib in een Imhoff kegel voor 30

minuten. De ratio van het volume van het bezonken slib (mL L-1) over die tijdspanne en het TSS-

gehalte (g L-1) van het slib, bepaalde de SVI (mL g-1).

2.2. Biogasbepalingen

De volumetrische biogasproductie werd gemeten door collectie van het biogas in een kolom gevuld

met een HCl-oplossing (pH < 4,3) en methyl oranje indicator zoals eerder al beschreven.

De biogassamenstelling werd bepaald met behulp van een gaschromatograaf (Compact GC, Global

analyser solutions, Interscience, Louvain-la-Neuve, België) om de methaanconcentratie te

achterhalen. Een biogasstaal van 1 mL werd geïnjecteerd in het toestel, voorzien van 2 kanalen, elk

met een thermal conductivity detector (TCD detector) voor detectie van de CH4-, CO2- en H2-

concentraties. Het eerste kanaal, met prekolom en kolom (respectievelijk Molsieve SA en Porabond

Q) dient voor waterstofgasmetingen. Het tweede kanaal is opgesplitst in twee kanalen die na elkaar

worden gemeten. Ieder kanaal bestaat eveneens uit een prekolom en een kolom (respectievelijk

Molsieve SA en Porabond Q voor het eerste kanaal en tweemaal R1-Q S-bond voor het tweede

kanaal). De detectielimiet voor elke gascomponent bedroeg 1 ppmv.

2.3. Moleculaire microbiële technieken

DGGE (Denaturating gradient gel electrophoresis)

Totaal DNA werd geëxtraheerd uit de slibstalen en vervolgens gezuiverd met behulp van de

FastDNA® SPIN Kit for Soil (MP Biomedicals, Solon, OH, USA) volgens de instructies van de producent.

De DNA concentratie in de extracten werd bepaald gebruik makend van een Nanodrop ND-1000

Spectrofotometer (Isogen Life Science, IJsselstein, Nederland). Een DGGE op de totale bacteriële

gemeenschap werd uitgevoerd volgens het PCR protocol van Boon et al. (2000); Boon et al. (2002),

gebruik makende van de totale bacteriële primers P338f-GC en P518r (Muyzer et al., 1993). De PCR

werd gelopen met een 2720 thermal cycler (Applied Biosystems). De aanwezigheid en de grootte van


41

het PCR-product werd eerst nagegaan op een 1% agarosegel. Vervolgens werd een INGENY

phorU2X2 DGGE-system (Goes, Nederland) gebruikt om een 8% (w/v) polyacrylamide DGGE gel te

lopen, met een denaturerende gradiënt variërend van 45% tot 60% (Boon et al., 2002). De bekomen

DGGE gel werd verwerkt met behulp van de Bionumerics software 5.1 (Applied Maths, Kortrijk,

Belgium) om de structuurparameters van de microbiële gemeenschap te bepalen uit de Microbial

Resource Management (MRM) (Marzorati et al., 2008; Read et al., 2011).

3. Berekeningen en statistische analyses

3.1. Gasvolume en methaanopbrengst

3.1.1. Gasvolume

Alle gasvolumes bekomen bij 34°C werden, gebruikmakend van de ideale gaswet (eq. 2.4, 2.5),

omgerekend naar standaardomstandigheden (273,15 K; 1 atm).

(2.4)

(2.5)

Met p(Pa): de druk, V(m³): het gasvolume, n(mol): de hoeveelheid gas, R(8,31 J K-1 mol-1): de

gasconstante en T(K): de temperatuur.

3.1.2. Methaanopbrengst

Vanwege de limitaties op gebied van degradeerbaarheid van het substraat gebruikt in anaerobe

vergisting, is het bepalen van de methaanopbrengst niet eenvoudigweg af te leiden uit een

stoichiometrisch benadering van de omzetting van het substraat tot biogas (eq. 2.6) (Rabaey et al.,

2012).

(

) (

) (

) (2.6)

Stochiometrische formules zoals de formule van (Buswell en Mueller, 1952) (eq. 2.5) volstaan dus

niet voor de voorspelling van de maximale hoeveelheid methaan die kan gewonnen worden uit een

bepaalde hoeveelheid substraat (Labatut et al., 2011). Daardoor zal de theoretische biogasproductie

berekend worden, gebaseerd op een vuistregel in verband met de toegepaste organische belasting

(organische volumetrische belasting, OVB, g COD L-1 d-1). Elke gram COD die geconsumeerd wordt,

kan gelijk gesteld worden met ongeveer 0,5 L biogas (70% CH4 , volumepercentage) (Rabaey et al.,

2012).


42

3.2. Stikstofbepalingen (TAN, TKN)

Na stoomdistillatie werden de stalen teruggetitreerd tot de initiële zuurtegraad van de boorzuur-

indicator-oplossing (pH 5,3) met een waterstofchloride-oplossing (0,02 M HCl). Vertrekkend van het

toegevoegde volume HCl-oplossing bij analyse van het staal (V1) en bij analyse van het blancostaal

(Vb), het moleculaire gewicht van stikstof (14 g mol-1), evenals de concentratie van de titer (T: 0,02 M)

en het volume staal (Vs), kon de TAN- of TKN-concentratie bepaald worden (eq. 2.7).

- - ( - ) -

(2.7)

3.3. Totale vluchtige vetzuur concentraties

Totale vluchtige vetzuur concentraties worden weergegeven als concentratie COD (mg COD L-1). De

concentratie van ieder vetzuur species (mg VVZ L-1) werd vermenigvuldigd met het

overeenstemmend COD-gehalte (mg COD mg-1 VVZ). Deze waarden werden vervolgens opgeteld om

een totaal vluchtige vetzuur gehalte te bekomen.

3.4. Energie-input

Uitgaande van de gemeten stroom (I) en het potentiaalverschil (ΔV) werd het vermogen (P) bepaald.

Deze grootheid werd dan vermenigvuldigd met de tijd om de energie-input te bekomen, uitgedrukt

in kWh.

3.5. Dataverwerking

Wanneer gemiddelde waardes genomen werden, werd de bijhorende standaarddeviatie σ bepaald,

met het steekproefgemiddelde en n de grootte van de steekproef (eq. 2.8).

√∑

(2.8)

Deel III - Resultaten

Deel III - Resultaten

Deel III Resultaten

43

1. Operatie A-stage als SBR aan een hoog TS-gehalte

De mogelijkheid om een A-stage, de 1e stap in het Adsorptie/Bio-oxidatie (A/B) proces, aan een

hogere totale vaste stof gehalte, of kortweg TS-gehalte, te lopen dan in een klassieke waterzuivering

(4 g TS L-1), werd onderzocht. Dit gebeurde a.d.h.v. een compleet gemengde reactor (CSTR) die

gebruikt werd als sequence batch reactor (SBR) met als inkomende stroom brouwerij afvalwater.

1.1. Karakterisatie initiële A-slib en brouwerij afvalwater

Het A-slib (met een initieel TSS-gehalte van 2,37 ± 0,64 g L-1), werd ingedikt door middel van

bezinking vooraleer de ingedikte, geconcentreerde stroom gekarakteriseerd werd. Het was dan ook

het geconcentreerde A-slib (5 L) dat gebruikt werd gedurende de test. Daarnaast werd het influent

(5L cyclus-1) van de A-stage, het brouwerij afvalwater, eveneens gekarakteriseerd (Tabel 3.1).

Tabel 3.1: Karakterisatie van het gebruikte A-slib en brouwerij afvalwater (gemiddelde waarde ± standaardafwijking).

Parameter A-slib Brouwerij afvalwater

CODtot (g L-1) 47,36 ± 9,82 5,15 ± 0,02

CODsol (g L-1) - 4,56 ± 0,03

Totale stof, TS (g L-1) 30,34 ± 3,10 4,60 ± 0,11

Vluchtige stof, VS (g L-1) 22,01 ± 2,44 -

Totaal gesuspendeerde stof, TSS (g L-1) 30,36 ± 3,44 -

Vluchtige gesuspendeerde stof, VSS (g L-1) 22,28 ± 2,44 -

Ammonium-stikstof, TAN (mg L-1) 436 ± 14 -

Kjeldahl-stikstof, TKN (mg L-1) 1895 ± 171 -

IJzergehalte, Fe (mg L-1) 1467 -

Totale fosfor, PTOTAL (mg L-1) 806 -

COD:N ratio 25 -

COD:P ratio 59 -

TS:VS ratio 1,38 ± 0,01 -

COD:VS ratio 2,19 ± 0,44 -

Bij de analyse van het brouwerij afvalwater viel de te verwachten hoge COD-inhoud en het hoog TS-

gehalte meteen op in vergelijking met huishoudelijk afvalwater. Dit zorgde ervoor dat, mits rekening

houdend met gedeeltelijke mineralisatie van het slib, adsorptie van het organisch materiaal in de A-

stage een sterke toename in het TS-gehalte in de reactor kan veroorzaken.

Resultaten Deel III

44

1.2. Performantie van de A-stage

1.2.1. Algemeen

De A-stage (10 L) werd gelopen als een sequence batch reactor (SBR). De initiële totale hoeveelheid

vaste stof (TS) in de reactor bedroeg 17,47 g L-1 na toevoegen van het A-slib afkomstig uit de

afvalwaterzuivering Nieuwveer in Breda (5 L; 30,34 g TS L-1) en brouwerij afval (5L; 4,60 g TS L-1). Na

10 minuten grondige aeratie en menging waarbij reactie en adsorptie kon plaatsvinden, werd

overgegaan tot bezinking van de slibbiomassa of centrifugatie.

Na bezinking in het reactorvat zelf voor een periode van 4 uur bleek enerzijds de supernatans

kwaliteit nog steeds ondermaats en werd anderzijds flotatie van het slib waargenomen. Daarom

werd besloten over te gaan op een kortere bezinkingsperiode (10 minuten), gevolgd door

centrifugatie (10 000 tpm). Ook hier kon visueel waargenomen worden dat meer slibbiomassa

verloren ging door uitspoeling met het effluent van de centrifuge dan de hoeveelheid die

geadsorbeerd werd in de A-stage uit het inkomende brouwerij afvalwater en afgecentrifugeerd werd.

Beide testen werden, gezien de tegenvallende resultaten, vervroegd stopgezet na resp. 3 en 2 cycli,

zonder dat het slib tussendoor gespuid werd.

1.2.2. TS-gehalte in de reactor en effluentkarakteristieken

Analyses van de TS-gehaltes van het slib dat zou gespuid kunnen worden, tussen de verschillende

cycli (spuien werd niet gedaan), brachten dezelfde conclusie aan het licht als visueel werd

waargenomen. Zo nam de totale hoeveelheid vaste stof in de reactor sterk af bij de combinatie van

bezinking en centrifugatie, en was het TS-gehalte in het effluent hoger dan in het influent (Figuur 3.1).

Indien enkel bezinking werd toegepast, was het TS-gehalte van het effluent lager dan bij centrifugatie,

maar nog steeds ongeveer gelijk aan de hoeveelheid TS in het influent. Voorts was er behoud tot een

lichte stijging in de biomassahoeveelheid, al vertaalde dat zich niet in een betere effluentkwaliteit.

Vanwege de hoge TS-gehaltes in het effluent werden geen verdere analyses voor ammonium- en

COD-verwijdering meer uitgevoerd.

1.3. Conclusie

Algemeen kon gesteld worden dat het actieve slib in de reactor niet bezonk (flotatie). Daarnaast

bood het gebruik van de desbetreffende centrifuge geen soelaas om scheiding te verkrijgen tussen

de waterige fase en de slibfractie bij operatie aan hoge TS-gehaltes in de reactor (17,47 g L-1). Het

initiële doel om slib te spuien met een TS-gehalte van 30 g L-1 werd niet bereikt. Andere

concentratiestappen werden dan ook overwogen.

Deel III Resultaten

45

Figuur 3.1: Totale vaste stof (TS) verloop in de reactor, van het effluent en van het te spuien slib uit de A-stage, gelopen als sequence batch reactor (SBR) doorheen de verschillende cycli. Het initiële TS-gehalte in de reactor bedraagt 17,47 g L

-1 na toevoegen van 5L slib (30,34 g TS L

-1) en 5L brouwerij afvalwater (4,60 g TS L

-1). Zowel

retentie van het actief slib d.m.v. bezinking (sed.) en centrifugatie (centr.) werden uitgetest. Het initiële TS-gehalte van het A-slib, evenals het TS-gehalte van het influent en effluent zijn weergegeven.

2. Concentratiestap: elektrofiltratie

Om een geconcentreerde stroom van A-slib te bekomen voor verder vergisting werd filtratie

toegepast gebruikmakend van een roestvrijstalen geweven filtergaas (50 µm mesh grootte). Om de

onmiddellijke membraanvervuiling tegen te gaan, werd daarenboven een elektrisch veld opgelegd.

Steunend op de elektroforetische mobiliteit van het slib zou dat gedeeltelijk de fluxdaling moeten

tegenhouden. Het slib werd verondersteld negatief geladen te zijn.

2.1. Karakterisatie van het A-slib

Voor deze testen werd gebruik gemaakt van hetzelfde A-slib als eerder beschreven (Tabel 3.1). Het

slib werd aangelengd met leidingwater tot de helft of een derde van de originele TS-concentratie.

2.2. Referentiesituatie: vergelijking van twee identieke EF-modules

Een eerste filtratie test gebeurde ter vergelijking van beide elektrofiltratiemodules (A,B). Dit

gebeurde aan vrij hoge pompsnelheden voor recirculatie langsheen het membraan en bijhorende

Resultaten Deel III

46

schoonwaterflux van 395 L (m² u)-1, wat de vaste pompsnelheid begrootte van de ontrekkingspomp.

Zo konden problemen zoals drukverlies, recirculatiemoeilijkheden en verstoppingen op een relatief

korte tijdspanne waargenomen en opgelost worden. De eerste geslaagde test leverde een

vergelijkbare flux op voor beide systemen (de eerste twee meetwaarden buiten beschouwing

gelaten) die zich stabiliseerde rond 4 L (m² u)-1, en een vergelijkbaar verloop van het verzamelde

filtraat (Figuur 3.2, Figuur A.33). Daarentegen werd wel een verschillende aangelegde onderdruk

waargenomen voor beide modules (-0,50 vs. -0,70 bar voor resp. A en B; Figuur A.34) wat op grotere

vervuiling wees bij B aangezien het filtraat aan een constante pompsnelheid werd onttrokken.

Figuur 3.2: Fluxverloop bij filtratie van geconcentreerd A-slib (11,17 ± 1,00 g TS L-1

) voor de 2 modules A en B (1

e datapunt niet op grafiek weergegeven; resp. 320 en 388 L (m² u)

-1 voor A en B).

Deze vergelijking werd eveneens gemaakt voor lagere onttrekkingsdebieten. Pompsnelheden met

corresponderende schoonwaterfluxen van 20-50 L (m² u)-1 werden uitgetest, evenals continue of

periodieke onttrekking. Waarna de beide modules onder dezelfde omstandigheden werden gelopen.

Echter problemen met drukverlies, herhaaldelijke verstopping van de modules of de pompconnecties

zorgden ervoor dat meerdere testen, hoewel beide modules initieel een gelijk gedrag vertoonden,

moesten onderbroken worden en stopgezet. De technische moeilijkheden van het lopen van de

filtratiemodules, evenals de inherente variabiliteit vanwege de membraanvervuiling, zorgde ervoor

dat beide modules bij lage, werkende onttrekkingsdebieten niet konden vergeleken worden. Deze

lage debieten waren vereist om langer een constant fluxverloop te kennen.

Deel III Resultaten

47

2.3. Elektrisch veld: vergelijking tussen performantie bij aan- of afwezigheid

2.3.1. Afwisselend E-veld

Om het probleem van de verschillende performantie van de twee modules en de onstabiele

procesomstandigheden door verstopping of drukverlies bij lage onttrekkingsdebieten tegemoet te

komen, werd gebruik gemaakt van slechts 1 EF-module. Binnen een experiment van meer dan 20 uur

werd afwisselend voor 15 minuten een elektrisch veld aangelegd en werd de stroom uitgeschakeld in

de andere periode (15’). Gegevens over het opgelegde potentiaalverschil, verloop van anode en

kathodepotentiaal evenals de stroomsterkte zijn te vinden in bijlage (Addenda: Figuur A.35). Het

opgelegde elektrisch veld bedroeg gemiddeld 17,76 ± 1,62 V cm-1, de stroomsterkte 581 ± 86 mA, de

anode- en kathodepotentiaal resp. 1,60 ± 0,15 V en -6,64 ± 0,64 V. Daarnaast werd periodiek

gedurende 5’ van de 15’ telkens het filtraat onttrokken (corresponderende schoonwaterflux van 13,2

L (m² u)-1 met constant aangelegde pompsnelheid). Het slib werd bovendien verder verdund (3,01 ±

0,18 g TS L-1) om problemen met verstopping in de leidingen en module te vermijden.

Het fluxverloop, evenals het cumulatieve bekomen filtraat wordt hieronder weergegeven (Figuur 3.3,

Figuur 3.4). Opvallend was de stelselmatig hogere flux bij aanwezigheid van het elektrisch veld,

buiten de eerste 4 uur gerekend (opstart). Het verschil, hoewel het aanwezig was, was echter klein

(mogelijk te klein E-veld ) en kon dus ook te wijten zijn aan de inherente variabiliteit van het proces.

Figuur 3.3: Fluxverloop bij (elektro)filtratie van A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1

) bij de afwisselende aan- of afwezigheid van een elektrisch veld (E-veld vs. Ref.).

Resultaten Deel III

48

Figuur 3.4: Cumulatieve filtraat bij (elektro)filtratie van A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1

) bij de afwisselende aan- of afwezigheid van een elektrisch veld (trapfunctie vanwege discontinue onttrekking filtraat).

Voor deze test werd het effluent in het begin, alsook op het einde van de test geanalyseerd. De

waarden voor TS bedroegen resp. 0,905 ± 0,007 en 0,805 ± 0,035 g TS L-1, wat een indicatie was voor

een betere effluentkwaliteit naar het einde van de test. De verkregen geconcentreerde stroom A-slib

op het einde van de test bevatte 6,755 ± 0,205 g TS L-1 aan vaste deeltjes (initieel: 3,01 ± 0,18 g TS L-1).

Een elektrofiltratietest, met ruwweg driemaal meer geconcentreerd A-slib (11,17 ± 1,00 g TS L-1),

werd onder analoge omstandigheden uitgevoerd. Gegevens over het opgelegde potentiaalverschil,

verloop van anode en kathodepotentiaal evenals de stroomsterkte zijn te vinden in bijlage (Addenda:

Figuur A.36). Het opgelegde elektrisch veld bedroeg gemiddeld 18,88 ± 1,07 V cm-1, de stroomsterkte

1256 ± 225 mA, de anode- en kathodepotentiaal 1,89 ± 0,09 V en -6,35 ± 0,83 V respectievelijk. Het

onvoorziene doorbranden van de weerstand in het begin van de test had hoge waarden voor de

stroomsterkte tot gevolg.

Vanwege de hogere initiële concentratie van het A-slib verstopten de pompconnecties van de

recirculatiepomp tweemaal gedurende de test, nl. na 3 u voor een periode van twee uur en na 16 u

voor een periode van een uur, wat zichtbaar was in het cumulatieve filtraat en de waargenomen flux.

Niettegenstaande deze voorvallen, was heel duidelijk te zien dat bij afwezigheid van het elektrisch

veld de flux nog niet half zo groot was als bij aanwezigheid van het E-veld (Figuur 3.5, Figuur 3.6).

Hier had het elektrisch veld dus een beduidend betere werking.

Deel III Resultaten

49

Figuur 3.5: Fluxverloop bij (elektro)filtratie van geconcentreerd A-slib (11,17 ± 1,00 g TS L-1

) bij de afwisselende aan- of afwezigheid van een elektrisch veld (E-veld: 18,88 ± 1,07 V cm

-1 vs. Ref.).

Figuur 3.6: Cumulatieve filtraat bij (elektro)filtratie van geconcentreerd A-slib (11,17 ± 1,00 g TS L-1

) bij de afwisselende aan- of afwezigheid van een elektrisch veld (E-veld: 18,88 ± 1,07 V cm

-1).

Resultaten Deel III

50

2.3.2. E-veld t.o.v. de referentiesituatie

Hetzelfde A-slib uit de 1e test met een afwisselend E-veld werd gebruikt om continu een elektrisch

veld op te leggen en zo de daling in de flux (te zien bij het afwisselend E-veld (Figuur 3.3)) te

vermijden. De condities van de test waren volkomen analoog aan die van de vorige testen met

wisselend elektrisch veld, enkel nu was de stroomtoevoer constant. Gegevens over het opgelegde

potentiaalverschil, verloop van anode en kathodepotentiaal evenals de stroomsterkte zijn te vinden

in bijlage (Addenda: Figuur A.37). Het opgelegde elektrisch veld tijdens experiment E1 bedroeg

gemiddeld 17,12 ± 0,34 V cm-1, de stroomsterkte 1097 ± 123 mA, de anode- en kathodepotentiaal

1,68 ± 0,02 V en -5,67 ± 0,25 V respectievelijk.

Een zichtbaar constante flux (8,64 ± 0,69 L (m² u)-1) kon worden onderhouden doorheen het 20 uur

durende experiment (Figuur 3.7). De figuur waarin het cumulatieve filtraat wordt weergegeven, is te

vinden in bijlage (Figuur A.40). Tijdens de test werd gasvorming (Cl2), evenals schuimvorming

waargenomen en bezonk het te filteren slib (weliswaar in een 5L fles) ondanks menging vrij sterk.

Figuur 3.7: Fluxverloop bij elektrofiltratie van geconcentreerd A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1

) bij constante aanwezigheid van een elektrisch veld (Experiment E1: 17,12 ± 0,34 V cm

-1).

Hetzelfde slib werd gebruikt om een analoge test uit te voeren, ditmaal bij de afwezigheid van een

elektrisch veld (Experiment Ref. 1) als referentiesituatie. Vanwege de grote wijzigingen in het slib,

ten gevolge van het eerder aangelegde E-veld, waren de resultaten echter tegengesteld met wat

verwacht werd. Het slib had de neiging om te bezinken in het influentvat en de filtratie resulteerde in

Deel III Resultaten

51

een hoge flux, gelijk aan de schoonwaterflux (13,2 L (m² u)-1) (Addenda: Figuur A.41, Figuur A.42). Uit

deze test konden dus geen conclusies getrokken worden.

De moeilijke reproduceerbaarheid had voornamelijk te maken met operationele problemen door de

slibfiltratie. Zo zorgden problemen in de opstart (verstopping pomptubing) bij experiment E2 (filtratie

met een continu E-veld van 17,28 ± 0,12 V cm-1) ervoor dat uit deze resultaten geen eenduidige

conclusies volgden (Addenda: Figuur A.38, Figuur A.43 en Figuur A.44). Een stijging in de flux werd

weliswaar zelfs na 20 uur van operatie waargenomen, wat wees op de mogelijkheden van

elektrofiltratie. Voor dit experiment werd wel nog hetzelfde A-slib gebruikt als in de vorige

experimenten (E1 en Ref.1).

Verschillende analoge testen, ook met een hoger initieel TS-gehalte van het A-slib (11,17 ± 1,00 g TS

L-1) werden uitgevoerd. Experimenten Ref.2 en E3 (met resp. af- en aanwezigheid van een E-veld)

met telkens vers slib brachten geen eenduidig patroon naar voor met betrekking tot het fluxverloop

voor de configuratie met of zonder E-veld. Hierbij werd telkens eerst de referentiesituatie gelopen

om erna met een nieuwe filter hetzelfde slib te filtreren onder invloed van een E-veld. De resultaten

zijn weergegeven in bijlage (Figuur A.39, Figuur A.45-46). Het elektrische veld (bij exp. E3) dat

opgelegd werd, was gemiddeld 17,47 ± 0,64 V cm-1, terwijl de initiële slibconcentratie 11,17 ± 1,00 g

TS L-1 bedroeg. Vanwege procesmankementen door een te hoog TS-gehalte, waardoor rondpompen

van het slib nu en dan stopte, was interpretatie van de data moeilijk. Hierdoor was ook geen data

beschikbaar i.v.m. de flux voor experiment E3. Tijdens het experiment E3, met elektrisch veld, werd

het slib wel geconcentreerd tot 26,89 ± 0,88 g TS L-1.

Het effluent TS-gehalte voor de verschillende experimenten, nl. E1, Ref.1, E2 & Ref.2 en E3 bedroeg

resp. 0,53 ± 0,02; 0,675 ± 0,01; 0,38 ± 0,28 & 1,66 ± 0,23 en 1,07 ± 0,57 g TS L-1 (Het influent was

resp. 3,01 ± 0,18 & 11,17 ± 1,00 g TS L-1). Zo valt op dat het TS-gehalte in het effluent steeds hoger lag

in de referentiesituatie, wat toch wijst op een goede werking van het elektrisch veld.

Visueel kon ook vastgesteld worden dat de filterkoek groter was bij

afwezigheid van het elektrisch veld dan bij opleggen van een E-veld,

wat bevestigd werd na gewichtsbepaling van het drogestofgehalte

(Respectievelijk 4,23 en 4,11 gDS inclusief filter) na drogen bij 105°C

(Figuur 3.8).

Figuur 3.8: Filterkoek op het roestvrijstalen geweven filtergaas voor resp. aan- en afwezigheid van een elektrisch veld tijdens filtratie van A-slib.

Resultaten Deel III

52

2.4. Partikelgrootteverdeling

Ter duiding naar welke partikels weerhouden werden door het roestvrijstalen geweven filtergaas (50

µm opening), werd de partikelgrootteverdeling van het slib voor en na filtratie bepaald. De

partikelgrootteverdeling werd bepaald van het influent, nl. het originele A-slib en het effluent. Dit

gebeurde op stalen van het effluent op 2 tijdstippen tijdens de elektrofiltratie bij afwisselende aan-

of afwezigheid van een E-veld (17,76 ± 1,62 V cm-1; 3,01 ± 0,18 g TS L-1). Het effluent bij experiment

E1 (continu E-veld; 17,12 ± 0,34 V cm-1; 3,01 ± 0,18 g TS L-1) en experiment Ref.2 (afwezigheid E-veld;

11,17 ± 1,00 g TS L-1) werd eveneens geanalyseerd (Figuur 3.9, Figuur 3.10).

Het bekomen resultaat was tegengesteld aan de verwachte betere retentie van kleinere deeltjes bij

de opbouw van een filterkoek na verloop van tijd (Figuur 3.9). Een mogelijke oorzaak hiervan zou de

vlokvorming van kleine partikeltjes in het filtraat kunnen zijn, die aldus grotere vlokken vormen. Dat

verklaart dan ook waarom er in het effluent op het tweede tijdstip 40% van de deeltjes ingedeeld

werd boven de 50µm grens.

Figuur 3.9: Partikelgrootteverdeling cumulatief uitgezet voor het originele A-slib en het effluent van elektrofiltratie bij een afwisselende aan- en afwezigheid van het elektrisch veld (17,76 ± 1,62 V cm

-1, 3,01 ± 0,18

g TS L-1

). Het effluent werd op twee tijdstippen bemonsterd, in het begin (t1) en na het manifesteren van een filterkoek (t2). De verticale lijn geeft de grootte van de filteropeningen weer (50µm).

Deel III Resultaten

53

Afwijkingen in het productieproces van de filter (poriëngrootte, ed.), evenals vlokvorming o.i.v. het

elektrisch veld, kunnen de verschillen tussen het bekomen effluent bij aan- of afwezigheid van een

elektrisch veld verklaren (Figuur 3.10). In beide experimenten werd immers een andere filter

gebruikt. De figuur toont dus net het omgekeerde van wat verwacht werd. Het elektrisch veld zou in

principe de retentie van kleinere partikels moeten bevorderen (net als de filterkoek).

Figuur 3.10: Partikelgrootteverdeling cumulatief uitgezet voor het originele A-slib en het effluent van elektrofiltratie bij een continue aan- of afwezigheid van het elektrisch veld (E:17,12 ± 0,34 V cm

-1, 3,01 ± 0,18 g

TS L-1

& Ref: 0 V cm-1

, 11,17 ± 1,00 g TS L-1

). De verticale lijn geeft de grootte van de filteropeningen weer (50µm).

2.5. Conclusie

Uit de resultaten voortkomend uit de gedane testen, bleek dat het opleggen van een elektrisch veld

van ongeveer 20 V cm-1 een effect teweeg bracht op de flux en de membraanvervuiling bij

(elektro)filtratie van A-slib.

Resultaten Deel III

54

3. Valorisatie: fed-batch co-vergisting van A-slib met keukenafval of melasse

Het stabiliserende effect van geconcentreerd A-slib bij de co-vergisting met keukenafval of melasse

werd onderzocht. Hiervoor werden acht anaerobe fed-batch reactoren (CSTR, 800mL, 10 g VSS L-1)

gelopen onder mesofiele omstandigheden (34°C). Daarnaast werd gekeken naar het aandeel van de

micro-organismen aanwezig in het A-slib die fed-batch gewijs worden toegevoegd, in de hogere

processtabiliteit bij co-vergisting van keukenafval of melasse met A-slib. Dit gebeurde door een deel

van de reactoren te voeden met geautoclaveerd A-slib en de microbiële gemeenschap te vergelijken.

3.1. Substraatkarakterisatie en inoculum

De karakterisatie van de verschillende voedingsstromen voor vergisting, nl. A-slib, keukenafval (KA)

en melasse (M) is weergegeven in Tabel 3.2 en Tabel 3.3. Daarnaast werd eveneens het gebruikte

inoculum geanalyseerd (Tabel 3.2).

Tabel 3.2: Karakterisatie van het A-slib (A1, A2) en inoculum gebruikt tijdens het co-vergistingsexperiment.

Parameter A 1 A 2 Inoculum

CODtot (g L-1) 48,80 ± 12,01 22,61 ± 2,15 -

Totale stof, TS (g L-1) 37,17 ± 0,33 19,90 ± 0,15 -

Vluchtige stof, VS (g L-1) 25,28 ± 0,42 13,29 ± 0,23 -

Totaal gesuspendeerde stof, TSS (g L-1) - - 35,51 ± 2,24

Vluchtige gesuspendeerde stof, VSS (g L-1) - - 18,39 ± 0,22

Ammonium-stikstof, TAN (mg L-1) 715 ± 20 - 236

Kjeldahl-stikstof, TKN (mg L-1) 2866 ± 215 1895 ± 171 -

IJzergehalte, Fe (mg L-1) 1538 733 1025

Totale fosfor, PTOTAL (mg L-1) 941 436 645

COD:N ratio 17 12 -

COD:P ratio 51 52 -

TS:VS ratio (TSS:VSS) 1,47 1,50 (1,93)

COD:VS ratio 1,93 1,70 -

Deel III Resultaten

55

Tabel 3.3: Karakterisatie van de verschillende co-substraten gebruikt tijdens het co-vergistingsexperiment, nl. keukenafval (KA1, KA2) en melasse (M).

Parameter KA 1 KA 2 M

CODtot (g L-1) 319 ± 33 261 ± 16 452 ± 15

Totale stof, TS (g L-1) - 217,56 ± 2,07 620

Vluchtige stof, VS (g L-1) - 200,31 ± 1,90 459

Ammonium-stikstof, TAN (mg L-1) 462 ± 5 - 1094 ± 41

Kjeldahl-stikstof, TKN (mg L-1) 11303 ± 277 5239 ± 147 61287 ± 262

IJzergehalte, Fe (mg L-1) - 12,6 63,6

Totale fosfor, PTOTAL (mg L-1) - 575 6248

COD:N ratio 28 50 7

COD:P ratio - 453 72

Opvallend hierbij was de hoge ijzerconcentratie in het initieel gebruikte A-slib (A1) en in het

inoculum in vergelijking met de andere substraten, nl. melasse en keukenafval. De halvering van de

COD-concentratie, TS- en ijzergehalte van de 2e batch A-slib (A2) verdient ook de nodige aandacht,

waardoor het experiment in twee periodes opgedeeld kon worden. Daarnaast bevatten zowel

keukenafval als melasse een grote hoeveelheid organische stikstof (TKN).

3.2. Performantie reactoren

3.2.1. Algemeen

Tijdens de opstartperiode van 28 dagen werd de organische volumetrische belasting (OVB; gCOD L-1

d-1) geleidelijk verhoogd (Figuur 3.11). Tegelijk werd de hydraulische verblijftijd (HRT) verlaagd van 80

dagen naar 40 dagen op dag 5 en vervolgens naar 30 dagen op dag 14 om zo een stabiele opstart van

de reactoren te verzekeren.

Vanaf dag 28 startte het eigenlijke experiment (HRT = 20d) waarbij de verschillende reactoren, i.e.

R1 (100% A-slib), R2 (85% A-slib en 15% keukenafval (KA)), R3 (85% geautoclaveerd A-slib en 15% KA),

R4 (90% A-slib en 10% melasse (M)), R5 (90% geautoclaveerd A-slib en 10% M), R6 (15% KA), R7 (10%

M) en R8 (100% geautoclaveerd A-slib) volgens het fed-batch principe werden gevoed gedurende 77

dagen tot dag 105.

De verandering naar een nieuwe batch A-slib (Tabel 3.2; A2) op dag 63 impliceerde een sterke

afname in de OVB in R1, R2, R3, R4, R5 en R8 (Figuur 3.11). Nieuw gemixt keukenafval als co-

substraat op dag 91 van de test had gelijkaardige gevolgen, weliswaar in mindere mate, voor R2, R3

en R6. Over heel de lijn lag de OVB steeds tussen 0,5 en 4,5 gCOD L-1 d-1.

Resultaten Deel III

56

Figuur 3.11: Organische volumetrische belasting (gCOD L

-1 d

-1) voor de verschillende reactoren, R1 en R8 ( --),

R2 en R3 (--), R4 en R5 ( --), R6 (), R7 (♦).

3.2.2. Methaanproductie en procesparameters

Methaanproductie

Vanwege het grote verschil qua COD-inhoud tussen de 2 gebruikte stromen van A-slib (48,80 vs.

22,61 gCOD L-1) werd de experimentele periode in twee periodes ingedeeld ter hoogte van dag 63.

De volumetrische methaanproductie (L CH4 L-1 d -1) tijdens de eerste periode (D28-D63) met het

meest ingedikte A-slib bij standaard temperatuur en druk condities (STP: 101 325 Pa en 273,15 K),

was gemiddeld 0,51 ± 0,09; 1,25 ± 0,12; 1,29 ± 0,14; 0,54 ± 0,11; 0,70 ± 0,15; 0,33 ± 0,34; 0,29 ± 0,10

en 0,53 ± 0,10 L CH4 L-1

d -1 voor resp. R1 (A-slib), R2 (A-slib en keukenafval (KA)), R3 (Geautoclaveerd

A-slib en KA), R4 (A-slib en melasse (M)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M), R6 (KA), R7 (M) en R8

(Geautoclaveerd A-slib) (Tabel 3.4).

Tijdens de 2e periode (D63-D105), bij ruwweg een halvering van de COD-inhoud van het A-slib,

werden volgende gemiddelde methaanproducties waargenomen voor resp. R1 t.e.m. R8: 0,20 ± 0,10;

0,51 ± 0,45; 0,52 ± 0,46; 0,70 ± 0,09; 0,75 ± 0,11; 0; 0,05 ± 0,04 en 0,25 ± 0,09 L CH4 L-1

d -1 (Tabel 3.4)

De methaanproductie van de reactor die enkel gevoed werd met keukenafval, R6, bleek na 42 dagen

plotseling zeer snel te dalen (dag 42 tot dag 47: een daling van 0,52 tot 0,05 L CH4 L-1

d -1) en zou

nooit meer herstellen (Figuur 3.12).

Opstartperiode Experiment

Deel III Resultaten

57

Opvallend was dat R2 en R3, beiden gevoed met keukenafval en A-slib (al dan niet geautoclaveerd)

over bijna heel de lijn de hoogste en gelijkaardige biogasproductie vertoonden, wat te verwachten

was, gezien de hoge OVB. Echter in de 2e periode, waar A-slib met een half zo hoog COD-gehalte

samen keukenafval werd vergist, volgden beide reactoren het voorbeeld van R6 en de

biogasproductie daalde sterk (dag 86) en viel uiteindelijk quasi stil. Mogelijk werd deze instabiliteit

veroorzaakt door het gebruik van half zo geconcentreerd A-slib, wat het toegevoegde COD-gehalte,

evenals de nuttige componenten, zoals ijzer, deed afnemen.

Instabiliteit van het proces, deze keer met melasse i.p.v. keukenafval en ook minder uitgesproken,

kon waargenomen worden bij R7. De reactor die enkel gevoed werd met melasse (R7) faalde en de

biogasproductie verminderde sterk. R4 en R5, gevoed met melasse en A-slib, al dan niet

geautoclaveerd, vertoonden een gelijkaardig biogasproductiepatroon dat uiteindelijk stabiliseerde

(0,7 L CH4 L-1

d -1).

Ter vergelijking tussen geautoclaveerd A-slib en niet geautoclaveerd A-slib werd naast co-vergisting

van A-slib, ook gekeken naar vergisting van het pure A-slib, dat niet (R1) en wel (R8) geautoclaveerd

was. Zowel R1 als R8 vertoonden een gelijkaardige biogasproductie die weliswaar afnam tijdens de 2e

periode van het experiment vanwege de lagere input van organisch materiaal.

Figuur 3.12: Volumetrische methaanproductie (L CH4 L-1

d -1

) voor de verschillende reactoren, R1 (A-slib, --),

R2 (A-slib en keukenafval (KA), --), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA, ), R4 (A-slib en melasse (M), --), R5

(Geautoclaveerd A-slib en M, ♦), R6 (KA, ), R7 (M, ♦) en R8 (Geautoclaveerd A-slib,).


Resultaten Deel III

58

Wat betreft de voorstelling van de methaanopbrengst (L CH4 gCOD -1) van de verschillende reactoren

wordt verwezen naar de addenda (Figuur A.1-4). Gemiddeld bedroeg die 0,21 ± 0,03; 0,29 ± 0,02;

0,30 ± 0,03; 0,12 ± 0,03; 0,16 ± 0,03; 0,15 ± 0,15; 0,13 ± 0,05 en 0,22 ± 0,04 L CH4 gCOD -1 in de 1e

periode (A 1 gevoed) en in de 2e periode 0,17 ± 0,04; 0,15 ± 0,13; 0,15 ± 0,13; 0,21 ± 0,03; 0,22 ±

0,03; 0; 0,02 ± 0,02 en 0,21 ± 0,04 L CH4 gCOD -1 voor resp. R1 tot R8. Co-vergisting met A-slib deed de

methaanopbrengst dus toenemen tot bijna de theoretisch maximale waarde (0,35 L CH4 gCOD -1).

Daarnaast daalde de opbrengst in de 2e periode en leverden het geautoclaveerd en niet

geautoclaveerd A-slib gelijkaardige methaanopbrengsten op, zowel bij co-vergisting als wanneer A-

slib apart vergist werd. De verhoogde opbrengst voor co-vergisting van melasse in de 2e periode viel

wel op, wat mogelijk duidde op verminderde inhibitie naar het einde toe (Tabel 3.4).

Procesparameters

De totale vluchtige vetzuur concentraties (VVZ: mg COD L-1, Figuur 3.13) tijdens de opstartperiode

(28 dagen) liepen op tot 94; 3159; 2061; 83; 883 mg COD L-1 voor resp. R2 (A-slib en keukenafval

(KA)), R4 (A-slib en melasse (M)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M), R6 (KA) en R7 (M), waarbij R4, R5

en R7 tekenen van procesinhibitie leken te vertonen. Dit kan toegewezen worden aan de minder

hoge afbreekbaarheid en omzetting van melasse naar biogas, wat ook te zien was in de lagere

methaanopbrengsten. De overige reactoren, nl. R1 (A-slib), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA) en R8

(Geautoclaveerd A-slib) hun VVZ concentraties lagen tijdens de opstart beneden de detectielimiet.

Figuur 3.13: Totale vluchtige vetzuur concentratie (mg COD L-1

) voor de verschillende reactoren, R1(A-slib, --

), R2 (A-slib en keukenafval (KA), --), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA, ), R4 (A-slib en melasse (M), --), R5

(Geautoclaveerd A-slib en M, ♦), R6 (KA, ), R7 (M, ♦) en R8 (Geautoclaveerd A-slib, ).


Deel III Resultaten

59

Tijdens het experiment accumuleerden zowel R1 als R8 slechts weinig vluchtige vetzuren (Tabel 3.4),

de waarden gingen nooit boven 2576 en 411 mg COD L-1 tijdens heel het experiment. Waarbij de

redelijk hoge waarde betreffend R1 op dag 40 een uitzondering was op de regel. De andere

reactoren vertoonden piekwaarden van respectievelijk 602; 378; 25321; 20137; 17685 en 20462 mg

COD L-1 tijdens de 1e periode en 17353; 18952; 15322; 6647; 17034 en 34513 mg COD L-1 tijdens de 2e

periode voor R2 tot R7. Opvallend was de zeer lage concentratie aan VVZ in R2 en R3 tijdens de 1e

periode, die echter bij verminderde biogasproductie in de 2e periode sterk toenam. Het verband

tussen de VVZ concentratie en de biogasproductie kon ook waargenomen worden in de reactor enkel

gevoed met keukenafval (R6). Niet tegenstaand de enorm hoge waarden voor de totale VVZ

concentraties voor R4 en R5, gevoed met melasse en A-slib, bleven deze verder methaan

produceren. De vetzuur profielen voor de verschillende reactoren zijn opgenomen in de addenda

(Figuur A.5-12).

Het pH-profiel van de verschillende reactoren (Figuur 3.14), was een indicatie van verzuring, opbouw

van VVZ en mogelijk falen van de reactor. Zo daalde gelijktijdig met de pH in R6, gevoed met

uitsluitend keukenafval, de biogasproductie. Hetzelfde gold voor R2 en R3. R7 was een uitzondering

hierop waarvan de pH slechts geleidelijk daalde en de biogasproductie quasi stil viel (dag 105: 0,04 L

CH4 L-1

d -1) .

Figuur 3.14: Zuurtegraad, pH (-) voor de verschillende reactoren, R1 (A-slib, --), R2 (A-slib en keukenafval

(KA), --), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA, ), R4 (A-slib en melasse (M), --), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M,

♦), R6 (KA, ), R7 (M, ♦) en R8 (Geautoclaveerd A-slib,).


Resultaten Deel III

60

De totale ammoniakale stikstof (TAN: mg N L-1) werd opgevolgd voor de verschillende reactoren

(Figuur 3.15). De hogere waarden voor R4, R5 en R7 zijn gerelateerd met het hogere organisch

stikstofgehalte (TKN) in melasse, ammoniak-inhibitie was daar normaal niet mogelijk (Tabel 3.3).

Figuur 3.15: Totale ammoniakale stikstof, TAN (mg N L-1

) voor de verschillende reactoren, R1(A-slib, --), R2

(A-slib en keukenafval (KA), --), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA, ), R4 (A-slib en melasse (M), --), R5

(Geautoclaveerd A-slib en M, ♦), R6 (KA, ), R7 (M, ♦) en R8 (Geautoclaveerd A-slib, ).

Tabel 3.4: Gemiddelde methaanproductie (L CH4 L-1

d -1

), methaanopbrengst (L CH4 gCOD -1

) en maximale totale vetzuur concentraties (mg COD L

-1) tijdens de 2 periodes van het experiment (periode 1: dag 0 tot dag

63; periode 2: D63-D105) met de verschillende reactoren, resp. R1 (A-slib), R2 (A-slib en keukenafval (KA)), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA), R4 (A-slib en melasse (M)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M), R6 (KA), R7 (M) en R8 (Geautoclaveerd A-slib).

R1 R2 R3 R4 R5 R6 R7 R8

Methaanproductie (L CH4 L-1

d -1)

1 0,51 ± 0,09 1,25 ± 0,12 1,29 ± 0,14 0,54 ± 0,11 0,70 ± 0,15 0,33 ± 0,34 0,29 ± 0,10 0,53 ± 0,10

2 0,20 ± 0,10 0,51 ± 0,45 0,52 ± 0,46 0,70 ± 0,09 0,75 ± 0,11 0 0,05 ± 0,04 0,25 ± 0,09

Methaanopbrengst (L CH4 gCOD -1)

1 0,21 ± 0,03 0,29 ± 0,02 0,30 ± 0,03 0,12 ± 0,03 0,16 ± 0,03 0,15 ± 0,15 0,13 ± 0,05 0,22 ± 0,04

2 0,17 ± 0,04 0,15 ± 0,13 0,15 ± 0,13 0,21 ± 0,03 0,22 ± 0,03 0 0,02 ± 0,02 0,21 ± 0,04

Totale vetzuur concentratie (mg COD L-1)

1 2576 602 378 25321 20137 17685 20462 411

2 0 17353 18952 15322 6647 17034 34513 35


Deel III Resultaten

61

3.3. Analyse van de bacteriële gemeenschap

De analyse van de bacteriële gemeenschap gebeurde aan de hand van een DGGE-analyse.

Verschillende structuurparameters uit de Microbial Resource Management (MRM) (Verstraete et al.,

2007) zoals de rijkheid (Rr), de dynamica (Dy), de gemeenschapsorganisatie (Co) en de

overeenstemming van de verschillende gemeenschappen werden afgeleid via het Bionumerics

Softwarepakket (Addenda: DGGE-profiel, Figuur A.13 en similariteitsmatrix, Tabel A.1).

3.3.1. Range-richness (Rr)

De rijkheid (Rr) van de gemeenschap is een maat voor de draagkracht van de omgeving. Een hoge Rr-

waarde duidt op de mogelijkheid dat meer soorten, en ook genetisch meer diverse soorten aanwezig

zijn. Bij het bepalen van Rr kan er gebruik gemaakt worden van het totale aantal zichtbare banden op

de DGGE. De ingenomen afstand op de gel tussen de eerste en laatste band wijst dan weer op de

genetische diversiteit, gerelateerd met de GC-inhoud (Marzorati et al., 2008; Read et al., 2011).

Voor de analyse van de bacteriële gemeenschap van de 8 verschillende fed-batch reactoren werd op

vijf momenten in de tijd een staal genomen van de microbiële gemeenschap, namelijk een staal bij

de start van het experiment (D0), nl. het inoculum, een staal net nadat de opstart afgerond was (D35)

en vervolgens op nog drie tijdstippen met telkens twintig dagen (SRT=HRT=20d) tussentijd (D56, D77

en D98).

De bekomen waarden voor de rijkheid laten niet toe om vastomlijnde conclusies te trekken vanwege

de subjectiviteit van de parameter (Figuur 3.16). Het is echter duidelijk dat het inoculum een lage

rijkheid vertoont. Dit is vermoedelijk te wijten aan een inherente zwakte van DGGE, de detectielimiet

van 1% (Marzorati et al., 2008). Het voornaamste resultaat dat naar voren komt, is een afname van

de rijkheid in de reactor enkel gevoed met keukenafval (R6) vanwege de sterke verzuring die optrad.

In de andere reactoren, behalve R2 en R3, is meestal een gelijkaardige, iets meer gematigde trend te

ontwaren als R6. In de reactoren waar zowel A-slib als keukenafval werd toegevoegd (R2 en R3),

steeg de rijkheid stelselmatig. Al dan niet geautoclaveerd A-slib als voeding leek de Rr nauwelijks te

beïnvloeden .

Resultaten Deel III

62

Figuur 3.16: Overzicht van de rijkheid (Rr) van de microbiële gemeenschap in de 8 verschillende reactoren bij de start van het experiment (D0), en vervolgens op vier tijdstippen (D35, D56, D77, D98) bij stabiele operatie met telkens twintig dagen tussen, nl. de slibverblijftijd. Met R1(A-slib), R2 (A-slib en keukenafval (KA)), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA), R4 (A-slib en melasse (M)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M), R6 (KA), R7 (M) en R8 (Geautoclaveerd A-slib). De rijkheid van de reactoren wordt als hoog (H, Rr > 30), gemiddeld (M) en laag (L, Rr < 10) beschouwd (Marzorati et al., 2008; Read et al., 2011).

3.3.2. Dynamica (Dy)

De tweede parameter die kon bepaald worden, de dynamica (Dy), is een maat voor de verandering

van de gemeenschap over een vast tijdsinterval. Gebaseerd op de berekende correlatiecoëfficiënten

(Pearson correlatie, UPGMA) tussen verschillende tijdsopnames van eenzelfde gemeenschap, was

het mogelijk om de evolutie binnen eenzelfde gemeenschap waar te nemen (Addenda:

similariteitsmatrix, Tabel A.1). Het percentage verandering van de gemeenschap werd bekomen

startend van het percentage gelijkaardigheid van de gemeenschap op verschillende tijdstippen.

Doorheen het experiment werd telkens het veranderingspercentage bepaald t.o.v. van een tijdstip 20

dagen eerder in het experiment (Moving Window Analysis). Het gemiddelde veranderingspercentage

voor R1, R4, R5 en R8 bleef over de hele lijn relatief stabiel, terwijl de standaardafwijking van de

reactoren waarvan de biogasproductie stilviel (R6, R7, R2 en R3), wees op plotse veranderingen in de

microbiële gemeenschap (Figuur 3.17). Dit werd bovendien bevestigd door de momentane

veranderingspercentages (Figuur A.15).

Deel III Resultaten

63

Figuur 3.17: Overzicht van dynamica (Dy) van de microbiële gemeenschap in de 8 verschillende reactoren uitgedrukt als gemiddelde veranderingspercentage (± standaardafwijking) over het hele experiment met R1 (A-slib), R2 (A-slib en keukenafval (KA)), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA), R4 (A-slib en melasse (M)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M), R6 (KA), R7 (M) en R8 (Geautoclaveerd A-slib).

3.3.3. Community Organisation (Co)

Een derde parameter binnen de MRM, community organisation (Co), is een maat voor de organisatie

binnen een microbiële gemeenschap. Bestaat deze gemeenschap slecht uit een monocultuur of

enkele organismen (hoge functionele organisatie) dan neigt de Co-waarde naar 100, terwijl een

waarde van 0 een volledig gelijkmatig verdeelde gemeenschap impliceert met vanzelfsprekend een

beperkte functionele organisatie. Een sterke functionele organisatie heeft echter als gevolg een

beperkt aanpassingsvermogen bij blootstelling aan externe stress (Marzorati et al., 2008; Wittebolle

et al., 2009; Read et al., 2011).

De geleidelijke afname van de functionele organisatie in R2 en R3, gevoed met keukenafval en A-slib,

wees op een trend in de richting van een meer gelijkmatig verdeelde gemeenschap. Daartegenover

vertoonde R6, waar uitsluitend keukenafval werd gevoed, een omgekeerde trend in de richting van

een gespecialiseerde gemeenschap mogelijk vanwege de ondervonden stress (verzuring). De andere

reactoren (R1, R4, R5, R7 en R8) vertoonden allemaal eerst een afname in de functionele organisatie,

gevolgd door een toename naar het einde van het experiment toe. Het al dan niet autoclaveren van

Resultaten Deel III

64

het A-slib bleek geen invloed te hebben op de functionele organisatie, gezien het gelijke verloop van

R1 en R8; R2 en R3; R4 en R5 (Figuur 3.18).

Figuur 3.18: Overzicht van de functionele organisatie (Co) van de microbiële gemeenschap in de 8 verschillende reactoren bij de start van het experiment (D0), en vervolgens op vier tijdstippen (D35, D56, D77, D98) bij stabiele operatie met telkens twintig dagen tussen, nl. de slibverblijftijd met R1(A-slib), R2 (A-slib en keukenafval (KA)), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA), R4 (A-slib en melasse (M)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M), R6 (KA), R7 (M) en R8 (Geautoclaveerd A-slib) (Marzorati et al., 2008; Read et al., 2011).

Een visuele voorstelling van de relatieve samenstelling van de microbiële gemeenschap gaf de trend

van de functionele organisatie in de reactoren duidelijk weer doorheen de tijd (Figuur 3.19, Addenda:

Figuur A.16 en A.17). Gebaseerd op een perfect gelijke gemeenschap (diagonale lijn) naar een

monocultuur (linkerbovenhoek) kon voor elk tijdstip de functionele organisatie berekend worden. Zo

vertoonde R6, enkel gevoed met keukenafval een duidelijke trend richting een hoge functionele

organisatie in tegenstelling tot de situatie waarbij co-vergisting samen met A-slib plaatsvond (R2, R3).

Deel III Resultaten

65

Figuur 3.19: Visuele voorstelling van de relatieve samenstelling van de microbiële gemeenschap waaruit de

functionele organisatie (Co) werd bepaald. Met R2 (A-slib en keukenafval (KA); Dag 35 --, D56 --, D77 --,

D98 --), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA; D35 , D56 , D77 , D98 ♦), R6 (KA; D35 , D56 , D77 , D98

♦)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M, ♦), R6 (KA, ), R7 (M, ♦) en het inoculum (D0, --).

3.3.4. Vergelijking tussen de verschillende reactoren

Gebaseerd op de berekende correlatiecoëfficiënten (Pearson correlatie, UPGMA) tussen de

verschillende microbiële gemeenschappen van de acht reactoren, was het mogelijk om de gelijkenis

ertussen doorheen het experiment op te volgen. Door middel van clustering van verschillende stalen

van het DGGE-profiel konden analoge conclusies getrokken worden (Addenda: DGGE-profiel, Figuur

A.13 en similariteitsmatrix, Tabel A.1).

De verschillende reactoren werden aldus paarsgewijs vergeleken om tot een conclusie te komen of

het autoclaveren van A-slib al dan niet een effect heeft op de stabiliserende werking van A-slib

tijdens co-vergisting met keukenafval of melasse (Addenda: similariteitsmatrix, Tabel A.1). Het

gemiddelde van het verschil tussen de reactoren die een totaal ander substraat gevoed kregen, werd

als benchmark genomen (REF, Figuur 3.20). Het gemiddelde verschil tussen de reactoren (R1 vs. R8,

R2 vs. R3; R4 vs. R5) die gevoed werden met A-slib, al dan niet geautoclaveerd, bleek lager te liggen

dan de referentie over de gehele tijdspanne van het experiment met standaardafwijkingen die

Resultaten Deel III

66

acceptabel zijn (AvsNA, Figuur 3.20). Deze bevinding leverde een indicatie dat het effect van

autoclaveren te verwaarlozen was.

Figuur 3.20: Het gemiddelde verschil (± standaardafwijking) tussen de reactoren (R1 vs. R8, R2 vs. R3; R4 vs. R5) die gevoed werden met A-slib, al dan niet geautoclaveerd, (en co-substraat) over de gehele tijdspanne van het experiment (AvsNA) t.o.v. de referentie-afwijking (REF).

3.4. Conclusie

Algemeen kan gesteld worden dat co-vergisting van keukenafval of melasse met A-slib voor een

toename in de biogasopbrengst, evenals een stabielere biogasproductie zorgde. Daarnaast bleek dat

de concentratie van het gebruikte A-slib van belang was, wat duidelijk naar voren kwam naar het

einde van het experiment toe, waar half zo geconcentreerd A-slib werd gevoed. Dat A-slib was

bovendien zeer rijk aan ijzer. Het nog verder te onderzoeken effect van A-slib op de processtabiliteit

werd vermoedelijk niet beïnvloed door het al dan niet autoclaveren van het slib. Hierdoor kan de rol

van micro-organismen afkomstig uit het A-slib voorlopig uitgesloten worden. Er was dus geen

waarneembare bijdrage van de actieve biomassa aanwezig in het A-slib aan de microbiële activiteit

bij vergisting.

Deel III Resultaten

67

4. Valorisatie: fed-batch vergisting van keukenafval met A-slib of Fe-additieven

Het stabiliserende effect van geconcentreerd A-slib bij co-vergisting met keukenafval werd verder

onderzocht. Daarnaast werd door additie van ijzerhoudende oplossingen nagegaan of het hoge

ijzergehalte van het A-slib aan de basis lag van de toegenomen processtabiliteit bij co-vergisting.

Bovendien werd remediatie van een volledig verzuurde vergister uitgetest voor beide pistes.

4.1. Substraatkarakterisatie en inocula

Tabel 3.5: Karakterisatie van het keukenafval, A-slib en het nog te verdunnen inoculum gebruikt gedurende het co-vergistingsexperiment. Met de gemiddelde waarde voor keukenafval (KA2, KA3, KA4).

Parameter Keukenafval A-slib Inoculum

CODtot (g L-1) 227 ± 53 47,36 ± 9,82 -

Totale stof, TS (g L-1) 243 ± 2 30,34 ± 3,10 -

Vluchtige stof, VS (g L-1) - 22,01 ± 2,44 -

Totaal gesuspendeerde stof, TSS (g L-1) - 30,36 ± 3,44 40,82 ± 0,28

Vluchtige gesuspendeerde stof, VSS (g L-1) - 22,28 ± 2,44 21,83 ± 0,02

Ammonium-stikstof, TAN (mg L-1) - 436 ± 14 718

Kjeldahl-stikstof, TKN (mg L-1) 9647 ± 1392 1921 ± 356 -

IJzergehalte, Fe (mg L-1) 41,1 (-) 1467 1857

Totale fosfor, PTOTAL (mg L-1) 410 (-) 806 1287

COD:N ratio 24 25 -

COD:P ratio 554 59 -

TS:VS ratio (TSS:VSS) - 1,38 ± 0,01 (1,87)

COD:VS ratio - 2,19 ± 0,44 -

4.2. Performantie reactoren

4.2.1. Algemeen

Tien anaerobe fed-batch reactoren (CSTR, 800mL, 10 g VSS L-1) en een reactor van 5L (CSTR, 5L, 10 g

VSS L-1) werden gelopen onder mesofiele omstandigheden (34°C) gedurende 96 dagen.

Tijdens de opstartperiode van 26 dagen werd de organische volumetrische belasting (OVB; gCOD L-1

d-1) geleidelijk verhoogd voor de verschillende voedingsregimes (Figuur 3.21). Tegelijk werd de

hydraulische verblijftijd (HRT) verlaagd van 80 dagen naar 40 dagen op dag 5 en vervolgens naar 30

dagen op dag 19 om een stabiele opstart te verkrijgen. Vanaf dag 26 startte het eigenlijke

experiment (HRT = 20d).

Resultaten Deel III

68

Na dag 26 bleef de organische belading van de verschillende voedingsregimes quasi constant op een

tweemalige kleine toename na vanwege nieuw gemixt keukenafval als co-substraat op dag 45 en 87

van de test. Over heel de lijn lag de OVB steeds tussen 0,3 en 2,7 gCOD L-1 d-1. Het vergist A-slib

afkomstig uit de 5L reactor bevatte gemiddeld 15,64 ± 1,01 gCOD L-1 en 11,99 ± 0,39 gTS L-1.

Figuur 3.21: Organische volumetrische belasting (gCOD L

-1 d

-1) voor het voeden met enkel A-slib (A: 100% A-slib,

), met een mengeling van keukenafval en reeds vergist A-slib (B: 15% KA en 85% vergist A-slib, --), enkel met verdund keukenafval (C: 15% KA, ) en enkel reeds vergist A-slib (D: 100% vergist A-slib, ).

Het voedingsregime van de verschillende reactoren veranderde doorheen het experiment. Het

initiële toegevoegde substraat voor vergisting tijdens de opstartperiode en tot dag 56 van het

experiment (D0 tot D56; fase 1) was het volgende voor de verschillende types van reactoren: type RI

(R1, R2 en R3; 85% reeds vergist A-slib en 15% keukenafval (KA)), RII (R5, R6 en R7; 15% KA), RIII (R8,

R9 en R10; 15% KA), RIV (R4; 15% KA) als referentie en RV (R11, 100% A-slib). Buiten de

referentiereactor en de reactor die diende voor de productie van reeds vergist A-slib (RV), gebeurde

elke behandeling in drievoud. De resultaten werden dan ook als gemiddelde waarden gerapporteerd.

Bij zichtbare verzuring en stilvallen van de biogasproductie in de reactoren van het type RII, RIII en

RIV werd overgegaan op remediatie van de reactoren. Deze remediatie bestond uit verschillende

fases afhankelijk van het voedingsregime (fase 2 t.e.m. fase 4). Na herstel van de biogasproductie in

enkele reactoren, met name van het type RII, werd overgegaan naar de finale 5e fase waarin het

voedingsregime overeenstemde met de initiële waarde uit de 1e fase van het experiment.


Deel III Resultaten

69

4.2.2. Methaanproductie en procesparameters

Methaanproductie

~1e fase: vergisting keukenafval (D0-D56) ~

De volumetrische methaanproductie (L CH4 L-1 d -1) tijdens de 1e fase, exclusief de opstartperiode

(D26-D56), bij standaard temperatuur en druk condities (STP: 101 325 Pa en 273,15 K), was

gemiddeld 0,50 ± 0,15; 0,40 ± 0,09; 0,38 ± 0,07; 0,42 ± 0,09 en 0,38 ± 0,06 L CH4 L-1

d -1 voor resp. RI

(A-slib en keukenafval (KA)), RII (KA), RIII (KA), RIV (KA referentie) en RV (A-slib) (Tabel 3.6).

Op dag 56 werd echter een lichte afname in de biogasproductie waargenomen in enkele reactoren

van het type RII-IV, waarna een plotse daling volgde in de volgende dagen van alle reactoren van het

desbetreffende type. Deze bevindingen werden ondersteund door de afname van de pH en toename

in de totale VVZ concentratie in de reactoren waarvan de biogasproductie stilviel.

De performantie van de reactoren waarin co-vergisting van A-slib met keukenafval plaatsvond (RI),

bleef uitstekend (Figuur 3.22).

~2e fase: remediatie m.b.v. vergist A-slib of FeCl2 bij doorvoeden van keukenafval (D56-D68) ~

Gezien de indicatie van de verdere daling van de biogasproductie (50% reductie in

methaanproductie), werd besloten om het voedingsregime in de falende reactoren (RII-RIV) aan te

passen. Reeds vergist A-slib of een oplossing van FeCl2, met hetzelfde ijzergehalte (1,35 g Fe L-1)

werden supplementair bij het keukenafval toegevoegd aan resp. RII en RIII. De biogasproductie van

de referentie (RIV) die enkel keukenafval kreeg gevoed, daalde verder. De reactoren waarin co-

vergisting plaatsvond vanaf het begin (RI) daarentegen, bleven de hoge biogasproductie

onderhouden.

In het begin van de remediatie werden volgende gemiddelde methaanproducties waargenomen voor

resp. RI t.e.m. RV: 0,76 ± 0,05; 0,17 ± 0,15; 0,10 ± 0,12; 0,13 ± 0,18 en 0,44 ± 0,02 L CH4 L-1

d -1 .

Het herstel van de reactoren (RII en RIII) bleek echter weinig succesvol (Tabel 3.6) indien nog steeds

keukenafval werd bijgevoegd, waardoor de biogasproductie kelderde (Figuur 3.22), wat eveneens

bevestigd werd door de procesparameters zoals pH en VVZ concentraties (cfr. procesparameters).

~3e fase: remediatie m.b.v. vergist A-slib of FeSO4 (D68-D77) ~

Na stopzetten van het voeden met keukenafval van de gefaalde reactoren vanwege te trage

remediatie, behalve de referenties (RI en RIV), werd FeSO4 i.p.v. FeCl2 toegediend (Figuur 3.22).

Volgende gemiddelde methaanproducties werden waargenomen voor resp. RI t.e.m. RV: 0,75 ± 0,06;

Resultaten Deel III

70

0,02 ± 0,02; 0,01 ± 0,01; 0,01 ± 0,01 en 0,43 ± 0,03 L CH4 L-1

d -1. Het toevoegen van vergist A-slib voor

de gefaalde reactoren bleek te werken, de ijzerdosering echter niet (Tabel 3.6, Figuur 3.22).

Figuur 3.22: Volumetrische methaanproductie (L CH4 L-1

d -1

) voor de verschillende types reactoren met ander voedingsregime doorheen het experiment, RI (Continu A-slib en keukenafval (KA), ), RII (Enkel KA en bij falen (56 d) toevoeging A-slib, ♦), RIII (KA en bij falen (56 d) toevoeging ijzerbron (FeCl2, FeSO4), --), RIV (Enkel KA, -- ) en RV (A-slib, ). Elk voedingsregime gebeurde in triplicaat, behalve voor RV. Op dag 77 van het experiment werd vervolgens een puls van A-slib toegediend aan de drie reactoren die ondanks toevoeging van een ijzerbron bleven verzuren (RIII_25%, , RIII_50%, , RIII_75%, ) waarbij resp. 25, 50 en 75 % van hun reactorinhoud vervangen werd voor A-slib.

~4e fase: remediatie d.m.v. puls van vergist A-slib (D77-D82)~

Als ultieme remediatiepoging van drie nog falende reactoren (RIII), naast de referentie RIV die geen

biogas meer produceerde, werd resp. 25, 50 en 75% van hun totale reactorinhoud op dag 77

vervangen door reeds vergist A-slib afkomstig uit RV. Initieel deed deze puls zowel RIII_50% als

RIII_75% tijdelijk opnieuw biogas vormen, maar na een poos bleef enkel de reactor die voor 75% was

ververst doorgaan met biogasvorming op het niveau van zowel RI als RII (stabiele operatie >0,4 L CH4

L-1 d -1).

De gemiddelde methaanproducties waargenomen voor resp. RI, RII, RIII_25%, RIII_50%, RIII_75% RIV

en RV waren: 0,76 ± 0,06; 0,14 ± 0,15; 0; 0,11 ± 0,10; 0,19 ± 0,17; 0 en 0,43 ± 0,01 L CH4 L-1

d -1 (Tabel

3.6).


Deel III Resultaten

71

~5e fase: hervatting vergisting keukenafval (D82-D96)~

Bij verderzetten van het voeden met enkel keukenafval na succesvolle remediatie van RII en RIII_75%

en falen van RIII_25% en RIII_50%, werden volgende gemiddelde methaanproducties waargenomen

voor resp. RI, RII, RIII_25%, RIII_50%, RIII_75% RIV en RV: 0,71 ± 0,06; 0,48 ± 0,09; 0,02 ± 0,01; 0,11 ±

0,10; 0,53 ± 0,07; 0,01 ± 0,01 en 0,45 ± 0,02 L CH4 L-1

d -1. Buiten RIII_25% en RIII_50% produceerden

de andere reactoren weer biogas naar behoren (Figuur 3.22).

Wat betreft de methaanopbrengst (L CH4 gCOD -1) van de verschillende reactoren wordt verwezen

naar de addenda (Figuur A.18-21). Gemiddeld bedroeg die bij stabiele operatie (na opstartperiode en

voor falen van de reactoren) voor de reactoren gevoed met enkel keukenafval, enkel A-slib en vergist

A-slib samen met keukenafval resp. 0,28 ± 0,03; 0,18 ± 0,02; 0,27 ± 0,06 L CH4 gCOD L-1. Co-vergisting

van A-slib met keukenafval deed de methaanopbrengst hier dus niet toenemen t.o.v. vergisting van

enkel keukenafval. (Tabel 3.6).

Procesparameters

De totale vluchtige vetzuur concentraties (VVZ: mg COD L-1) tijdens de opstartperiode (26 dagen)

liepen op tot 496; 452; 546; 267; 436 mg COD L-1 voor resp. RI (A-slib en keukenafval (KA)), RII (KA,

remediatie met vergist A-slib), RIII (KA, remediatie met ijzersupplement), RIV (KA, referentie) en RV

(A-slib). Dat kan te wijten zijn aan een iets te hoge initiële belasting bij de opstart.

Tijdens het experiment accumuleerden de vluchtige vetzuren nauwelijks voor RI en RV, de

behandelingen waarbij A-slib dus werd (co-)vergist (met keukenafval). De waarden gingen nooit

boven 659 en 1247 mg COD L-1 tijdens heel het experiment (Figuur 3.23). Voor de reactoren enkel

gevoed met keukenafval (RII, RIII en RIV) ging de vetzuur accumulatie samen met de daling in

biogasproductie. Piekwaarden van respectievelijk 12954, 14040 en 12857 mg COD L-1 voor RII, RIII en

RIV werden waargenomen tijdens het falen van de vergisters (Tabel 3.6).

De vetzuurprofielen voor de verschillende reactoren zijn opgenomen in de addenda (Figuur A.22-32).

Een pH-daling van reactoren RII, RIII en RIV (Figuur 3.24) gaf een indicatie van verzuring en opbouw

van VVZ en kon gerelateerd worden met een verminderde biogasproductie. Op het einde van het

experiment (na herstel van de biogasproductie) duidde de pH-daling op het opnieuw verzuren van de

herstelde reactoren (RII, RIII_75%) wat wees op de herhaalbaarheid van het falen van de reactoren.

De totale ammoniakale stikstof (TAN: mg N L-1) werd opgevolgd voor de verschillende reactoren

(Figuur 3.25). Hierbij valt op dat de reactoren met een stabiele biogasproductie (RI, RV) hogere

waarden vertoonden (575-1000 mg N L-1) dan de andere reactoren. De initiële TAN waarden van de

Resultaten Deel III

72

falende reactoren daalden tot een stabiele waarde (200 mg N L-1) om dan vervolgens opnieuw te

stijgen bij herstel.

Figuur 3.23: Totale vluchtige vetzuur concentratie (mg COD L-1


Een laatste bemerking in verband met de procesparameters, nl de waargenomen uitspoeling van de

actieve biomassa voor de reactoren gevoed met keukenafval werd bevestigd door analyse van de

totale gesuspendeerde vaste stof (TSS) in de relevante reactoren (RII, RIII en RIV resp. 9,49 ± 0,69;

8,98 ± 0,90 en 7,31). Bij co-vergisting met A-slib bleef de TSS-waarde merkelijk hoger (RI: 19,82 ± 0,37

g TSS L-1) en constant in vergelijking met de initiële TSS-concentratie.

Een algemeen overzicht van de gemiddelde methaanproductie (L CH4 L-1

d -1 ), methaanopbrengst (L

CH4 gCOD -1) en maximale totale vetzuur concentraties (mg COD L-1) doorheen het experiment tijdens

de verschillende fases wordt gegeven in een samenvattende tabel (Tabel 3.6). Het voedingsregime

doorheen te tijd werd eerder weergegeven in Deel II ‘Materiaal en methoden’ (Tabel 2.1).


Deel III Resultaten

73

Figuur 3.24 en 3.25: Zuurtegraad, pH (-) en Totale ammoniakale stikstof, TAN (mg N L-1




Resultaten Deel III

74

Tabel 3.6: Gemiddelde methaanproductie (L CH4 L-1

d -1

), methaanopbrengst (L CH4 gCOD -1

) en maximale totale vetzuur concentraties (mg COD L

-1) tijdens de 5 fases van het experiment (fase 1: dag 0 tot dag 56; fase

2: D56-D105) met de verschillende types van reactoren, resp. RI (Continu A-slib en keukenafval (KA)), RII (Enkel KA en bij falen (56 d) toevoeging A-slib), RIII (KA en bij falen (56 d) toevoeging ijzerbron (FeCl2, FeSO4)), RIV (Enkel KA) en RV (A-slib). Elk voedingsregime gebeurde in triplicaat, behalve voor RV. Op dag 77 van het experiment werd vervolgens een puls van A-slib toegediend aan de drie reactoren die ondanks toevoeging van een ijzerbron bleven verzuren (RIII_25%, , RIII_50%, , RIII_75%, ) waarbij resp. 25, 50 en 75 % van hun reactorinhoud vervangen werd voor A-slib.

Fase RI RII RIII_25% RIII_50% RIII_75% RIV RV

Methaanproductie (L CH4 L-1

d -1)

1 D0-56 0,50 ± 0,15 0,40 ± 0,09 0,38 ± 0,07 0,38 ± 0,07 0,38 ± 0,07 0,42 ± 0,09 0,38 ± 0,06

2 D56-68 0,76 ± 0,05 0,17 ± 0,15 0,10 ± 0,12 0,10 ± 0,12 0,10 ± 0,12 0,13 ± 0,18 0,44 ± 0,02

3 D68-77 0,75 ± 0,06 0,02 ± 0,02 0,01 ± 0,01 0,01 ± 0,01 0,01 ± 0,01 0,01 ± 0,01 0,43 ± 0,03

4 D77-82 0,76 ± 0,06 0,14 ± 0,15 0 0,11 ± 0,10 0,19 ± 0,17 0 0,43 ± 0,01

5 D82-96 0,71 ± 0,06 0,48 ± 0,09 0,02 ± 0,01 0,11 ± 0,10 0,53 ± 0,07 0,01 ± 0,01 0,45 ± 0,02

Methaanopbrengst (L CH4 gCOD -1)

1 D0-56 0,23 ± 0,05 0,27 ± 0,04 0,25 ± 0,03 0,25 ± 0,03 0,25 ± 0,03 0,28 ± 0,03 0,16 ± 0,02

2 D56-68 0,32 ± 0,02 0,08 ± 0,09 0,06 ± 0,07 0,06 ± 0,07 0,06 ± 0,07 0,08 ± 0,11 0,19 ± 0,01

3 D68-77 0,32 ± 0,03 0,02 ± 0,01 0 0 0 0,01 ± 0,01 0,18 ± 0,01

4 D77-82 0,32 ± 0,03 0,12 ± 0,10 - - - 0 0,18 ± 0,01

5 D82-96 0,28 ± 0,03 0,26 ± 0,04 - - - 0 0,19 ± 0,01

Maximale totale vetzuur concentratie (mg COD L-1)

1 D0-56 659 4866 4651 4651 4651 1709 792

2 D56-68 361 12954 11587 11587 11587 10690 1247

3 D68-77 104 12303 10112 10112 10112 12216 120

4 D77-82 152 4125 8835 3004 0 9230 666

5 D82-96 13 3339 14040 11765 886 12857 302

Deel III Resultaten

75

4.3. Conclusie

Algemeen kon besloten worden dat co-vergisting van reeds vergist A-slib met keukenafval loont; een

hogere processtabiliteit en constante (hogere) biogasproductie over de hele lijn werden

waargenomen bij de behandeling in triplicaat.

Daarnaast werd opnieuw aangetoond dat vergisting van keukenafval zonder additieven, zelfs aan

lage belastingen, moeilijk blijft, wat zich vertaalde in uitspoeling van de biomassa en daling in de

biogasproductie. Remediatie was echter mogelijk door een periode van 26 dagen reeds vergist A-slib

additioneel bij te voegen als substraat. Mogelijk kon dit nog op een kortere tijd verwezenlijkt

geworden zijn, indien het voeden van keukenafval direct was stopgezet en niet na 12 dagen

remediatie, en in de plaats direct enkel vergist A-slib was toegevoegd.

De toevoeging van ijzer onder de vorm van een FeCl2- en FeSO4-oplossing bleek niet te helpen om de

biogasproductie in de reactoren te herstellen. Waaruit besloten kon worden dat de rol van ijzer

overschat werd.

De plotse pulsvoeding met reeds vergist A-slib voor herstel van reeds verzuurde reactoren werkte

enkel indien 75% van de totale reactorinhoud ververst en vervangen werd door A-slib.

De remediatie pogingen bleken ook slechts een tijdelijk effect te hebben, aangezien bij verder

voeden met enkel keukenafval de reactoren opnieuw een verzurende trend inzetten, wat wees op

een instabiel evenwicht.

Deel IV - Discussie

Deel IV - Discussie

Deel IV Discussie

77

1. Inleiding

De trend in de richting van een meer duurzame afvalwaterbehandeling opent perspectieven voor

verschillende processen die binnen deze scriptie behandeld werden. Zo krijgt anaerobe vergisting

(AD) een sleutelrol toebedeeld binnen het meer energieneutraal maken van waterzuiverings-

installaties. Naast de eerder beschreven voordelen, kampt AD met terloops voorkomende

procesinstabiliteit met verminderde biogasproductie tot gevolg.

De eerste, belangrijke groep van experimenten in deze scriptie handelden zodoende over vergisting.

Het gebruik van A-slib als stabiliserende additief bij vergisting van keukenafval en melasse werd

nagegaan. Tijdens de twee experimenten over een tijdsperiode van resp. 105 en 96 dagen werden

verschillende stabiliteitsparameters opgevolgd. Het 1e experiment diende vooral om de

stabiliserende werking van A-slib op de vergisting aan te tonen en de microbiële samenstelling van

het A-slib te linken aan de stabiliteit van de reactoren die A-slib kregen als substraat. In het tweede

experiment werd de stabiliserende werking van het A-slib, mogelijk te wijten aan de fysico-

chemische samenstelling, verder onderzocht. Bovendien werd in het tweede experiment nagegaan

of remediatie van falende reactoren met A-slib (of ijzersupplementen), al dan niet door continue of

pulsgewijze voeding, haalbaar was.

Daarnaast werd een poging ondernomen tot het bekomen van een geconcentreerde stroom van A-

slib om die vervolgens te vergisten. Het produceren van het A-slib gebeurde in een sequence batch

reactor (SBR) type A-stage. Elektrofiltratie bleek een betere concentratie van het A-slib teweeg te

brengen dan bezinking en centrifugatie als noodzakelijke concentratiestap.

In de volgende secties zullen de onderzoeksresultaten besproken worden en naast de bestaande

literatuur gelegd worden, evenals suggesties vermeld worden voor verder onderzoek. Co-vergisting

van keukenafval met A-slib wordt verder uitgewerkt, gevolgd door een korte bespreking van de

gebruikte substraten en hun invloed op het vergistingsproces. Tenslotte wordt nog even stilgestaan

bij de manier waarop een geconcentreerde stroom A-slib kon bekomen worden a.d.h.v.

elektrofiltratie.

Discussie Deel IV

78

2. Valorisatie: fed-batch co-vergisting van A-slib met keukenafval of melasse

2.1. Biogasproductie en performantie van de reactoren

Co-vergisting van keukenafval (KA) of melasse (M) met A-slib onder mesofiele omstandigheden (34°C)

resulteerde in een stabiele methaanproductie bij een slibverblijftijd van 20 dagen (resp. 1,25 ± 0,12;

1,29 ± 0,14 (reactoren gevoed met keukenafval, KA) en 0,54 ± 0,11; 0,70 ± 0,15 (reactoren gevoed

met melasse, M) L CH4 L-1

d -1), alhoewel de toename aan vluchtige vetzuren (VVZ) in de reactoren op

een zekere instabiliteit van het vergistingsproces kon wijzen (602; 378 (KA) en 25321; 20137 (M) mg

COD L-1). Hierbij vielen vooral de zeer hoge waarden bij co-vergisting met melasse op, ondanks de

blijvend stabiele biogasproductie. De aangewezen verhouding tussen het A-slib en keukenafval of

melasse (resp. 15-85, 10-90%) werd overgenomen uit een eerder uitgevoerd onderzoek (De Vrieze et

al., 2013). De stabiliserende werking van A-slib tijdens co-vergisting bleek gelijkaardig te zijn aan het

effect wanneer secundair (CAS) slib en dierlijke mest werden toegevoegd (Fang et al., 2011; Kim et al.,

2011; Zhang et al., 2011; Zhang en Jahng, 2012).

De reactoren die enkel gevoed werden met keukenafval of melasse faalden daarentegen na verloop

van tijd (resp. na 40 en 60 dagen 50% afname van de biogasproductie). De totale vluchtige vetzuur

concentratie voor de reactoren enkel gevoed met keukenafval of melasse bedroeg maximaal resp.

17685 en 34513 mg COD L-1. Deze extreem hoge waarden waren een duidelijke indicatie van het

falen van het proces en inhibitie van de methanogenen (Appels et al., 2008). De pH-daling van de

reactoren gevoed met enkel keukenafval en melasse, was een indicatie van verzuring, opbouw van

VVZ en mogelijk falen van de reactor. De plotse daling van de pH tussen dag 42 en 44 (resp. 6,51 en

5,41) kon dus gelinkt worden met een verminderde biogasproductie in de reactor enkel gevoed met

keukenafval (Chen et al., 2008). Daarnaast daalde de pH geleidelijk in de reactor gevoed met enkel

melasse en bereikte nooit de extreem lage pH als bij het keukenafval, waardoor de biogasproductie

nooit volledig stilviel (pH >6). Voor zowel vergisting van keukenafval als melasse werden gelijkaardige

resultaten bekomen als in eerder onderzoek (Banks et al., 2011; Fang et al., 2011; Ma et al., 2011;

Zhang en Jahng, 2012; De Vrieze et al., 2013).

De totale VVZ concentraties van de reactoren gevoed met melasse (en A-slib) tijdens de

opstartperiode (28 d) wezen op een lichte overbelasting van de reactoren (3159, 2061 en 883 mg

COD L-1) (Appels et al., 2008). Mogelijk kwam dit door de verminderde omzetting van VVZ naar biogas

vanwege de aanwezigheid van inhiberende componenten, wat ook te zien was in de lagere

methaanopbrengsten. De overige reactoren vertoonden geen teken van overbelasting tijdens de

opstart en de totale VVZ concentraties lagen beneden de detectielimiet of onder 100 mg COD L-1.

Deel IV Discussie

79

Opmerkelijk was dat het omschakelen naar een minder geconcentreerde stroom van A-slib (48,80 vs.

22,61 gCOD L-1) het falen van de reactoren gevoed met keukenafval en A-slib in de hand werkte. Een

toename in de totale VVZ concentratie (17353 en 18952 mg COD L-1) wees op procesinstabiliteit,

evenals een daling van de pH (Appels et al., 2008; Chen et al., 2008). Het verloop van de

biogasproductie bevestigde dit gegeven (0,51 ± 0,45 en 0,52 ± 0,46 L CH4 L-1

d -1). Mogelijk werd deze

instabiliteit veroorzaakt door het gebruik van half zo geconcentreerd A-slib, wat het toegevoegde

COD-gehalte, evenals de nuttige componenten, zoals ijzer, afkomstig uit het A-slib deed afnemen.

2.2. Invloed autoclaveren A-slib: evolutie van de bacteriële gemeenschap

Het mogelijke aandeel van het continu ‘bij-inoculeren’ van de reactoren met micro-organismen

afkomstig uit het A-slib in het stabiliserend effect van A-slib bij co-vergisting werd nagegaan. Bij-

inoculeren met het effluent uit een goed werkende vergister aan een vergister onder stress zorgt

immers voor een stijging in de biomassaconcentratie en herstel van het vergistingsproces (Nielsen en

Angelidaki, 2008). Het aandeel van het bij-inoculeren werd ingeschat a.d.h.v. het autoclaveren van

het A-slib bestemd voor een van de twee reactoren gevoed met A-slib (en keukenafval of melasse).

Het al dan niet autoclaveren veroorzaakte geen zichtbare wijziging in het biogasproductiepatroon,

pH-verloop of in de VVZ concentraties. Gelijke performantie betekent echter niet dat aanwezige

microbiële gemeenschap in de twee verschillende reactoren gelijk was qua samenstelling en dit gaf

aldus geen onmiddellijke indicatie over hoe stabiel de microbiële gemeenschap was en of wijzigende

omstandigheden een van de twee reactoren zou favoriseren op gebied van methaanproductie. De

link tussen de microbiële gemeenschap en de methaanproductie is niet altijd zo duidelijk en kleine

wijziging zijn doorgaans niet te merken in de performantie, waardoor extra onderzoek vereist was

(Fernández et al., 1999; Fernandez et al., 2000; Dearman et al., 2006).

De analyse van de bacteriële gemeenschap aan de hand van het bacterieel DGGE patroon diende

verder uitsluitsel te brengen. Op basis van de structuurparameters uit de Microbial Resource

Management (MRM) (Verstraete et al., 2007) zoals de rijkheid (Rr), de dynamica (Dy), de

gemeenschapsorganisatie (Co) en de gelijkenissen tussen de verschillende gemeenschappen werd

geen duidelijk verschil waargenomen tussen beide gevallen waarin het gevoede A-slib al dan niet

geautoclaveerd was. Gebaseerd op de similariteitsmatrix of het dendrogram via clustering kwam de

gelijkenis tussen de verschillende microbiële gemeenschappen goed naar voren.

Uit de paarsgewijze vergelijking tussen de verschillende reactoren doorheen het experiment bleek

dat de verandering tussen de twee gevallen (geautoclaveerd, niet geautoclaveerd) lager lag dan bij

twee totaal verschillende vergisters, de referentiesituatie (factor 2). Deze bevinding leverde een

Discussie Deel IV

80

indicatie dat het effect van autoclaveren te verwaarlozen was, net zoals de resultaten van de

biogasproductie dat deden. Meer zekerheid over deze hypothese kan verworven worden door nog

twee identieke reactoren onder dezelfde omstandigheden te lopen als bijkomende referentie. Nu

kon enkel het verschil tussen twee reactoren gevoed met al dan niet geautoclaveerd A-slib

vergeleken worden met het percentage verschil van eenzelfde reactor doorheen de tijd over 20

dagen (SRT). Doorheen de tijd leken de microbiële gemeenschappen van de reactoren

(geautoclaveerd, niet geautoclaveerd) meer op elkaar dan op hun eigen microbiële gemeenschap

20d eerder. Al dient voor het werkelijk staven dat autoclaveren van de voedings-stroom geen invloed

heeft op de uiteindelijke microbiële gemeenschap in de vergister, verdere microbiële analyses

uitgevoerd te worden. qPCR op methanogenen geniet de voorkeur aangezien vooral de archaea en in

mindere mate de bacteriën van belang zijn voor de methaanproductie (De Vrieze et al., 2012).

2.3. Invloed substraten voor vergisting

2.3.1. A-slib

Het toevoegen van A-slib als substraat voor co-vergisting kwam overeen met het toevoegen van

secundair (CAS) slib, dierlijke mest of andere complexe afvalstromen en diende ter aanvulling van

essentiële nutriënten (Ca, Mg, S2-, Fe, Ni en Co in de grootteorde van mg L-1 (Rabaey et al., 2012)) die

ontbreken in een moeilijk vergistbare stroom zoals keukenafval (of melasse) (Fang et al., 2011; Kim et

al., 2011; Zhang et al., 2011; Zhang en Jahng, 2012). De Vrieze et al. (2013) suggereerden dat de

stabiliserende werking van A-slib veroorzaakt werd door de samenstelling ervan; vooral de invloed

van het zeer hoge ijzergehalte (1,35 g L-1) werd naar voren geschoven als mogelijke oorzaak. Het

initiële hoge Fe-gehalte in het inoculum zou volgens die hypothese de processtabiliteit bij de opstart

verklaren. Het hoge Fe-gehalte in het A-slib kan verklaard worden door de FeSO4 die gedoseerd werd

in de A-stage van de waterzuiveringsinstallatie Nieuwveer (Breda, Nederland) waar het A-slib

vandaan kwam. Daarnaast was het gebruik van half zo geconcentreerd A-slib de oorzaak van proces-

instabiliteit, mogelijks door onder een kritische concentratie van bepaalde componenten te gaan.

2.3.2. Keukenafval

Gezien de grote hoeveelheid keukenafval die jaarlijks geproduceerd wordt (2,5 x 109 ton jaar-1;

Europa), komt vergisting als alternatief voor storten of composteren onder de aandacht (Ma et al.,

2011).

Ondanks het hoge energiegehalte (0,7-1,1 kWh L-1), de hoge biodegradeerbaardheid (90%) en hoog

watergehalte (70-80%) blijft keukenafval moeilijk op zichzelf vergistbaar door de hoge COD- en

organische Kjeldahl N-inhoud (in het 1e experiment maximaal tot 319 g COD L−1 en 11 g N L−1).

Deel IV Discussie

81

Hierdoor doen zich enerzijds problemen voor met accumulatie van intermediairen (VVZ) met pH-

daling tot gevolg en anderzijds met inhiberende ammoniakconcentraties die de opbouw van VVZ

versterken (Banks et al., 2011; Ma et al., 2011; Zhang en Jahng, 2012; De Vrieze et al., 2013).

Verdunning van de inkomende stroom van keukenafval voor vergisting is dus aangewezen.

Door de mogelijke hoge concentraties aan ammoniak en VVZ accumulatie is afzonderlijke vergisting

van keukenafval enkel mogelijk bij een organische volumetrische belasting (OVB) van 2-3 gCOD L-1 d-1

bij een HRT van 40 dagen (34°C) volgens Hecht en Griehl (2009). Uit het experiment dat hierboven

beschreven werd, kwam echter naar voren dat bij een OVB lager dan 2,5 gCOD Lr-1 d-1 vergisting van

keukenafval alsnog faalde bij weliswaar een kortere verblijftijd in de reactor (20d). De lage

gemiddelde methaanopbrengst (0,15 L CH4 gCOD -1; 43%) tijdens stabiele operatie was vergelijkbaar

met de waarden bekomen door andere onderzoekers (50-60%) (Banks en Stringfellow, 2008).

Tijdens het fed-batch experiment was de ammoniakconcentratie van de reactor enkel gevoed met

keukenafval, veroorzaakt door het hoge organische stikstofgehalte van het keukenafval, bij neutrale

pH < 5 mg N L-1 (gebaseerd op 1% van de totale ammoniakale stikstofconcentratie (TAN): < 500 mg N

L-1), wat geen inhibitie van de methanogenen veroorzaakte (< 4,2 g L-1 NH3). Dit werd bevestigd door

de nog hogere concentraties in de reactoren waarin co-vergisting van A-slib met keukenafval

plaatsvond zonder verminderde biogasproductie. Het ontbreken van essentiële groeifactoren

(micronutriënten) veroorzaakte vermoedelijk inhibitie van de methanogenen wat voor een opbouw

van VVZ zorgde, gezien de snelle afbraak van het keukenafval naar VVZ. Deze VVZ accumulatie ging

bovendien gepaard met een verdere pH-daling, wat de methanogene activiteit nog meer inhibeerde

en aan de basis lag van de biogasproductiedaling (Appels et al., 2008; Chen et al., 2008; Rabaey et al.,

2012).

2.3.3. Melasse

Melasse vormt net als keukenafval op het eerste gezicht een ideale afvalstroom om te vergisten. Een

hoge COD-inhoud evenals de aanwezigheid van tal van nutriënten zorgen daarvoor (Fang et al., 2011).

Na verloop van tijd werd echter een afname in de biogasproductie waargenomen bij de afzonderlijk

vergisten van melasse (fed-batch; 800 mL CSTR). De opgevolgde totale ammoniakale stikstof (TAN:

2400 mg N L-1) voor de verschillende reactoren gevoed met melasse was gerelateerd met het hogere

organisch stikstofgehalte (TKN) in de melasse, ammoniak-inhibitie was daar mogelijk. Het was echter

niet de aanwezigheid van ammoniak (vrij lage waarde bij pH 7,8: 240 mg N L-1), maar vermoedelijk de

aanwezigheid van andere toxische, inhiberende componenten zoals kalium, fenolen en/of sulfiden in

de voeding die het proces deden falen. Dit werd bevestigd door de stabiele operatie bij hogere TAN

concentraties (bij gelijke pH) van de reactoren waar co-vergisting van melasse met A-slib plaatsvond.

Discussie Deel IV

82

Inhibitie van de methanogenen had vervolgens de opbouw van VVZ tot gevolg met gerelateerde pH-

daling (Hilton en Archer, 1988; Borja et al., 1993; Appels et al., 2008; Chen et al., 2008; Fang et al.,

2011). Verdunning en additie van A-slib hielpen om deze effecten tegen te gaan, terwijl Fang et al.

(2011) een gelijkaardig resultaat bekwamen bij co-vergisting met koemest en melasse.

Deel IV Discussie

83

3. Valorisatie: fed-batch vergisting van keukenafval met A-slib of Fe-additieven

3.1. Biogasproductie en performantie van de reactoren

De bevestiging van de resultaten uit de 1e vergistingstest, namelijk dat co-vergisting van keukenafval

(KA) met A-slib onder mesofiele omstandigheden (34°C; SRT: 20 dagen) resulteerde in een stabiele

methaanproductie (RI: D49-96; 0,74 ± 1,01 L CH4 L-1

d -1), werd geleverd door 3 gelijktijdig gelopen

fed-batchreactoren (RI, 800mL, CSTR) die vergeleken werden met de referentiesituatie (RIV). Deze

referentiesituatie was een reactor enkel gevoed met keukenafval, waarvan de methaanproductie

stilviel na 59 dagen (RIV: D49-D96: 0,09 ± 0,16 L CH4 L-1

d -1). In tegenstelling tot de vorige test werd

het A-slib nu eerst vergist in 5L fed-batchreactor (RV, CSTR) voor het voeden om de COD-inhoud

ervan te verlagen, wat 15,64 ± 1,01 gCOD L-1 bleek te zijn. Het slib werd direct, zonder stockage,

gevoed.

Daarnaast werden nog eens tweemaal drie reactoren (RII en RIII) gevoed met enkel keukenafval tot

zij ook een sterke toename in de totale VVZ concentraties vertoonden (4743 ± 91 mg COD L-1) en de

pH daalde met uiteindelijk een verminderde biogasproductie tot gevolg. Bij het waarnemen van een

daling van 50% in de biogasproductie (dag 56), werd overgegaan naar herstel van de reactoren (RII

en RIII) gebruikmakend van enerzijds reeds vergist A-slib en anderzijds d.m.v. toevoegen van

ijzeroplossingen (1,35 g Fe L-1).

Het toevoegen van ijzer gebeurde in eerste instantie onder de vorm van een FeCl2-oplossing en

vervolgens als een FeSO4-oplossing, aangezien ijzer, naast ander micronutriënten zoals Mo, Co en Ni,

sterk zou bijdragen aan de processtabiliteit in AD (Zhang et al., 2011; De Vrieze et al., 2013). Het hoge

gehalte van ijzer in A-slib zou bij succesvolle remediatie dan de stabiliserende werking van A-slib

verklaren. Het hoge ijzergehalte in het inoculum was eveneens mogelijk de oorzaak waarom de

vergistingsreactoren pas na enige tijd verzuurden en de biogasproductie stilviel.

Het herstel van de biogasproductie na het doorlopen van de verschillende eerder beschreven fases,

was geslaagd voor de drie reactoren die reeds vergist A-slib toegevoegd kregen (RII), waarna

opnieuw kon overgegaan worden naar voeden met keukenafval. De tijdsduur van de remediatie

besloeg 20 dagen, ofwel één keer de volledige slibverblijftijd.

De ander optie, waarbij ijzer werd toegevoegd, eerst als FeCl2 en vervolgens als FeSO4, bleek niet te

werken. Midden in de remediatieperiode werd overgeschakeld op FeSO4 aangezien dit de

sulfaatreducerende bacteriën (Gerardi, 2003) de kans gaf om een gedeelte van het overschot aan

VVZ weg te werken en het tijdelijk over te nemen van de methanogenen. Beide opties werkten niet,

Discussie Deel IV

84

mogelijk vanwege het feit dat ijzer enkel helpt om een stabiel proces stabiel te onderhouden, maar

eens het vergistingsproces faalde, bleken de toegevoegde ijzerconcentraties niet voldoende hoog te

zijn om het proces te herstellen.

Het vervangen van resp. 25, 50 en 75% van de reactorinhoud van de verzuurde reactoren met vergist

A-slib bleek enkel effectief bij het hoogste percentage toegevoegd A-slib, waarna quasi onmiddellijk

hetzelfde biogasproductieniveau werd bereikt als bij de reactoren van het type RII.

3.2. Rol van ijzer in de processtabiliteit

De actieve rol van ijzer in de stabiliserende werking werd op basis van de testen niet volledig

bevestigd, nog weerlegd, ondanks het falen van de poging tot herstel van de verschillende

verzurende reactoren. Wat wel duidelijk werd is dat toedienen van enkel ijzer (onder de vorm van

Fe(II)Cl2 of Fe(II)SO4) voor de reactoren niet hielp wanneer de reactoren al ver verzuurd waren; dit in

tegenstelling tot het wel werkende A-slib met dezelfde ijzerinhoud. Mogelijke verklaringen hiervoor

zijn het voorkomen van ijzer onder een andere, beter beschikbare vorm (oplosbaarheid,

gecomplexeerd, ed.), het verschil tussen tweewaardig en driewaardig ijzer (resp. ferro en ferri, Fe2+

en Fe3+, alhoewel al het ijzer onder reducerende omstandigheden in AD tweewaardig zal zijn) en/of

een te lage ijzerconcentratie bij de start van de remediatie (202,5 mg Fe L-1). In vergelijking met de

experimenten van Zhang et al. (2011) kwamen deze laatste Fe-concentraties in de reactor overeen

met de concentraties van Fe in de reactor nadat zij ijzer hadden toegevoegd, weliswaar reeds vanaf

het begin en samen met andere componenten (2,0 mg L-1 Co2+; 5,0 mg L-1 Mo2+, 10 mg L-1 of Ni2+, 100

mg L-1 of Fe3+). Zhang et al. (2011) bereikten zo door additie vanaf het begin van micronutriënten een

succesvolle stabiele vergisting van keukenafval. Het herstel na verzuring door toevoeging van enkel

ijzer daarentegen, bleek niet te werken gezien de bekomen resultaten in deze scriptie.

De mogelijke stabiliserende werking van ijzer kan berusten op het neerslaan van ijzerfosfaten

(analoog aan de werking van calciumfosfaten (Kleyböcker et al., 2012)) waaraan het overschot van

vluchtige vetzuren kan adsorberen, wat de stabiliteit in de hand zou werken. Gezien de hoge Fe:P

verhouding (1,71) in A-slib leek deze verklaring aanneembaar (De Vrieze et al., 2013), maar ze

verklaart de resultaten maar gedeeltelijk, waarvoor nader onderzoek vereist is. Het toevoegen van

FeCl2 heeft, naast het verhogen van het ijzergehalte, nog een bijkomende werking, nl. de

verwijdering van sulfiden uit oplossing (Chen et al., 2008). Het gebruik van FeSO4 speelt dan weer in

op de tijdelijke overname van sulfaatreducerende bacteriën die de consumptie van vluchtige

vetzuren op zich kunnen nemen (Gerardi, 2003). Beide mechanismes bleken weinig van invloed te

zijn bij het remediëren van de falende reactoren.

Deel IV Discussie

85

3.3. Perspectieven en uitdagingen

Verder onderzoek van de precieze samenstelling van het A-slib zal nodig zijn om de werkzame

bestanddelen aan te duiden die verantwoordelijk zijn voor de stabiele co-vergisting van keukenafval

met A-slib. Hiervoor zullen verschillende (groepen) componenten afzonderlijk toegevoegd moeten

worden aan fed-batch reactoren gevoed met keukenafval op laboschaal. Op basis hiervan kunnen

dan de werkzame componenten/nutriënten die cruciaal zijn voor een stabiele operatie afgezonderd

worden. IJzer zal vermoedelijk een van de cruciale componenten zijn, maar niet de enige, al moet

onderzoek dat verder uitwijzen. Mogelijke pistes zijn de andere micronutriënten (Co2+; Mo2+, Ni2+, ed.)

die gebruikt werden door Zhang et al. (2011) om een stabiele operatie te bekomen of organische

moleculen zoals bijvoorbeeld huminezuren.

Het verder onderzoeken van de microbiële gemeenschap om het effect van bij-inoculeren volledig uit

te sluiten (verschil tussen autoclaveren en niet autoclaveren), lijkt ook aangewezen a.d.h.v. een qPCR.

Ook moet nagaan worden of sporevormende organismen mogelijk overheersen/aanwezig zijn in het

slib na autoclaveren. Bovendien dient de mogelijke invloed van toevoegen van bepaalde

componenten op de microbiële gemeenschap nauw opgevolgd te worden om mogelijke

veranderingen op te sporen.

Een mogelijke toepassing van het gebruik van A-slib is als een goedkoop remediërend additief voor

gefaalde industriële vergistingsinstallaties. Deze kunnen zo zonder de nood aan een volledig nieuwe

opstart en het laten leeglopen van de inactieve biomassa uit de reactor, terug op vol vermogen

biogas produceren na een remediatieperiode die ten hoogste even lang duurt als de slibverblijftijd.

Gezien de kosten die procesinstabiliteit met zich meebrengt, betekent dit een beduidende

winsituatie. Het continu bijvoeden met A-slib daarentegen is nog meer aangewezen vanwege de

hogere biogasproductie. Het isoleren van de essentiële werkingscomponent(en) zou het

herstelproces en transport echter vergemakkelijken, waardoor geconcentreerde supplementen die

een bewezen herstellende werking hebben, dan gemakkelijk bij de industriële vergisters kunnen

toegevoegd worden.

Discussie Deel IV

86

4. Concentratiestap: elektrofiltratie

4.1. Optimalisatie van reactorconfiguratie en bedrijfsvoering

Bij het gebruik van een microzeef voor het rechtstreeks concentreren van het A-slib werd snel

duidelijk dat de voornaamste parameters die in acht dienden genomen te worden voor een stabiele

operatie, de cross-flow snelheid en grootte van de stroomdoorgang voor het slib in de module waren.

Deze parameters bepalen immers de flux en membraanvervuiling. Zodoende werd een afweging

gemaakt tussen de grootte van het reactorcompartiment (doorstroomde oppervlakte 0,5 x 5 cm) en

de daarmee gecorreleerde cross-flow snelheid (vx van ± 8 cm s-1) om dichtslibben van de module te

voorkomen en membraanvervuiling te verminderen. In de praktijk worden cross-flow snelheden tot

20 cm s-1 en hoger gebruikt voor deze redenen. Hierbij waren de pompsnelheden echter een

bijkomende beperking waardoor geen hogere cross-flow snelheden konden bekomen worden,en wat

het filtratieproces bemoeilijkte. Het dichtslibben van de module en/of tubing veroorzaakte nl.

drukopbouw aan de permeaatzijde, waardoor de recirculatiepomp (ver)stopte. Deze problemen

zorgden ervoor dat de filtratie-experimenten op laboschaal niet zo vlot verliepen als mogelijk zou zijn

op pilootschaal of in de praktijk. De cellen evenals de pompen zelf die gebruikt werden zijn immers

niet bedoeld om slib met een dergelijk hoog vaste stof gehalte in rond te pompen. Het

onttrekkingsdebiet, uitgedrukt in de schoonwaterflux doorheen de filter, lag idealiter tussen de 10 en

50 L (m² u)-1. Een stabiele flux van 13,2 L (m² u)-1 kon bekomen worden bij discontinu pompen (5

minuten van de 15 minuten pompen), dit ondanks het feit dat het hier ging om filtratie door een

microzeef met een zeer hoge permeabiliteit. De lage flux was de enige mogelijkheid om

membraanvervuiling onder controle te houden. Met enige routine en kleine aanpassingen (lees:

verstevigingen en overschakelen op testen met 1 EF-module i.p.v. beide modules te vergelijken

vanwege inherente variabiliteit van het proces) konden toch enkele resultaten bekomen worden, al

blijft oplettendheid bij de interpretatie ervan aangewezen.

4.2. Invloed van het opgelegde elektrisch veld

Gezien de beperkte sterkte van het opgelegde elektrische veld (< 20 V cm-1) was het opvallend dat

aan- of afwezigheid van een elektrisch veld een grote impact had op het filtratieproces. Een snelle

berekening toont aan dat bij aanname van een zeta potentiaal ζ van -14 mV van de A-slib partikels

(geschat uit waarden voor actief slib (Van Petegem, 2001; Saveyn et al., 2005), gerekend met de

dynamische viscositeit en permittiviteit van water (resp. ηw 8,90 x 10-4Pa s en εw 6,95 x 10-10 C2 (N m²)-

1) de deeltjes een elektroforetische mobiliteit µ bezitten van ongeveer -1,093 x 10-8 m² V-1 s-1 ofwel

een snelheid van beweging van -0,002 cm s-1 (> 4,17 x 10-4 cm s-1, nl. de geschatte snelheid van het

Deel IV Discussie

87

watertransport door de filter bij 15 L (m² u)-1). In de gebruikte module betekent dit dat een partikel

gemiddeld iets minder dan 5 minuten nodig heeft om de afstand tussen de filter en de anode (0,5 cm)

te overbruggen, wat toch vrij lang is. Andere onderzoekers maakten doorgaans gebruik van hogere

elektrische veldsterktes (tot bijvoorbeeld 73,3 V cm-1) (Wakeman en Tarleton, 1987; Tsai et al., 2011),

wat het effect vergroot op de fluxtoename tot het bereiken van een zekere kritisch E-veldsterkte.

Hogere elektrische velden in de EF-module werden niet opgelegd ondanks het niet bereiken van de

kritische E-veldsterkte, vanwege de reeds hoge stroom die vereist was (>1A) door de hoge weerstand.

Elektrofiltratie van geconcentreerd A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1) bij de afwisselende aan- of afwezigheid

van een elektrisch veld toonde een periodiek klein verschil tussen de flux. Gezien de beperkingen van

de mogelijke grootte van het E-veld dat kon opgelegd worden met de stroombron, werd verkozen

om meer geconcentreerd A-slib (11,17 ± 1,00 g TS L-1) te testen. Hier was het verschil in de flux

tussen aan- en afwezigheid van het E-veld groot (flux bij E-veld > 8 L (m² u)-1 vs. referentie < 2 L (m²

u)-1), ondanks de theoretisch gelijke elektroforetische mobiliteit die aangelegd werd als in het vorige

experiment. Het feit dat het om nieuw, vers slib ging met mogelijk een gewijzigde zeta potentiaal

(door een verminderde neutralisatie vanwege gewijzigde FeSO4 dosering in de waterzuiverings-

installatie waarvan het slib afkomstig was), evenals het feit dat de hogere concentratie aan slib meer

vlokvorming veroorzaakte, zijn mogelijke verklaringen.

De experimenten waarbij een continu E-veld werd opgelegd of geen E-veld werd opgelegd konden,

vanwege procesinstabiliteit, niet exact met elkaar vergeleken worden op gebied van fluxverloop. De

effluentkwaliteit (uitgedrukt in TS-verwijderingspercentage) was echter merkelijk beter bij de

aanwezigheid van een elektrisch veld t.o.v. de referentiesituatie (TS-verwijderingspercentage, E: 85-

90% vs. Ref: 77-85%), wat toch wijst op een goede werking van het elektrisch veld. De doelstelling

om een tien keer zo geconcentreerde stroom aan A-slib te verkrijgen om te vergisten werd niet

rechtstreeks gehaald met behulp van elektrofiltratie van het A-slib. Het behalen van 2 tot 3 keer het

influent TS-gehalte was wel mogelijk (bijvoorbeeld: van 11,17 ± 1,00 g TS L-1 (na bezinking van het

originele A-slib (2,37 ± 0,64 g TSS L-1)) naar 26,89 ± 0,88 g TS L-1 via elektrofiltratie). Anders gezegd,

vertrekkende van het originele A-slib werd wel een tien keer zo geconcentreerde stroom aan A-slib

bekomen na bezinking en elektrofiltratie.

4.3. Perspectieven en uitdagingen

Het grote voordeel van elektrofiltratie en varianten waarin (duurzame) elektriciteit gebruikt wordt

ter vervanging van chemicaliën voor membraanreiniging, is natuurlijk het verminderde

chemicaliëngebruik (beschadiging membranen, milieu overwegingen) en verminderde nood tot

membraanvervanging (Ofir et al., 2007). Uitgaand van een gemiddelde stroomsterkte van 1A en een

Discussie Deel IV

88

potentiaalverschil van 10V (E-veld: 20 V cm-1), komt het stroomverbruik op 0,24 kWh per dag uit voor

3 L filtraat. Dit komt neer op 80 kWh m-³ filtraat, ofwel (energiekost van € 0,10 kWh-1) een kost van €

8 m-³ filtraat. Deze kost is veel hoger dan de momenteel gangbare kost in MBRs van ongeveer € 0,25-

0,4 m-³ filtraat). Gezien het verbruik enkel afhankelijk is van de weerstand in het systeem dienen de

elektroden zo dicht mogelijk bij elkaar geplaatst te worden als fysisch mogelijk. Bovendien kunnen

zoutoplossingen toegevoegd worden om de weerstand te verlagen. Het pulserend aanleggen van een

E-veld kan het energieverbruik ook drukken (Bowen et al., 1989).

Implementatie van een elektrofiltratiemodule als een soort ‘dynamisch membraan’ voor andere

membraanprocessen verwijdert een groot deel van de vuillast en verlengt de levensduur van

membranen (Ersahin et al., 2012). Daarnaast kan de EF-module gebruikt worden voor het bereiken

van een geconcentreerde stroom van slecht bezinkbaar, floterend A-slib, afkomstig uit een A-stage.

Conclusie

89

Algemene conclusie

Om in de richting van een duurzame afvalwaterbehandeling te evolueren, waarbij naast het water en

de waardevolle componenten ook de aanwezige energie wordt gerecupereerd, is het bekomen van

een geconcentreerde stroom slib, gescheiden van de schone waterstroom essentieel. Valorisatie van

de energie, het water en de nutriënten uit het afvalwater dient van waterzuiveringsinstallaties een

netto producent van energie en grondstoffen te maken in plaats van een netto consument. Binnen

deze scriptie werd hoofdzakelijk gekeken naar de recuperatie van energie door middel van anaerobe

vergisting (AD) na concentratie van de vuillast uit het afvalwater via opeenvolgende adsorptie in de

A-stage van het Adsorptie/Bio-oxidatie (A/B) proces en (elektro)filtratie om het bekomen slib uit de

A-stage op te concentreren. De bekomen resultaten tijdens het onderzoek vormen, mits verder

onderzoek, een brug naar de toekomstige, meer energie-neutrale afvalwaterbehandeling.

Het geconcentreerde A-slib afkomstig uit de A-stage, werd onder mesofiele omstandigheden vergist

samen met keukenafval. Het keukenafval, op zichzelf moeilijk te vergisten, vertoont na verloop van

tijd vanwege inhibitie van de methanogenen een verlaagde biogasproductie. Co-vergisting van het

keukenafval met A-slib zorgde voor een grotere input van organisch materiaal, wat te verkiezen is op

sterk verdunde stromen bij vergisting. Het A-slib bleek de reactorstabiliteit en methaanproductie ten

goede te komen, ondanks de waargenomen hogere waarden voor vluchtige vetzuren. Bovendien was

herstel van reeds gefaalde reactoren die in eerste instantie enkel gevoed werden met keukenafval

mogelijk door hetzij een periode continu te voeden met A-slib, hetzij 75% van de reactorinhoud te

vervangen door A-slib. Het al dan niet vooraf vergisten van het A-slib in een andere vergister of

autoclaveren heeft geen invloed op deze remediërende effecten. Dat laatste wijst op de mogelijke

afwezigheid van een link met de reeds aanwezige microbiële gemeenschap in het toegevoegde A-slib

op de reactorstabiliteit. Voorts werd getracht gelijklopende reactoren te herstellen door het

toevoegen van ijzeroplossingen (FeCl2, FeSO4) met gelijke ijzerinhoud als het A-slib (1,35 g L-1), dit

echter zonder effect. Dit betekent dat er dus mogelijk nog andere factoren zijn die meespelen bij

reactorstabiliteit met co-vergisting met A-slib, dan enkel de hoge ijzerinhoud van het A-slib.

De implementatie van een hoog belaste A-stage met hoge slibconcentraties was geen succes

vanwege bezinkingsproblemen van het slib, waardoor de actieve biomassa niet kon weerhouden

worden. Hierdoor kwam filtratie, meer bepaald elektrofiltratie, in de belangstelling om alsnog een A-

stage te lopen aan hogere slibconcentraties. Op basis van de elektrofiltratietesten kon besloten

worden dat zelfs een relatief laag elektrisch veld (< 20 V cm-1) reeds een zichtbaar, sterk effect

teweegbracht bij filtratie van geconcentreerde A-slibstromen (11,17 ± 1,00 g TS L-1). Fluxverhoging

met meer dan de helft en verminderde filterkoekvorming werden waargenomen.

Deel V - Referenties

Deel V - Referenties

Deel V Referenties

Achilli, A., T. Y. Cath en A. E. Childress (2010). "Selection of inorganic-based draw solutions for forward osmosis applications." Journal of Membrane Science 364(1–2): 233-241.

Ahmad, A. L. en S. Ismail (2012). "Prevention of Membrane Fouling Using Electric Pulse in Dead End Microfiltration of Titanium Suspensions." Jurnal Teknologi 34(1): 21–38.

Ahring, B. K., M. Sandberg en I. Angelidaki (1995). "Volatile fatty acids as indicators of process imbalance in anaerobic digestors." Applied Microbiology and Biotechnology 43(3): 559-565.

Aksu, Z. (2005). "Application of biosorption for the removal of organic pollutants: a review." Process Biochemistry 40(3): 997-1026.

Alcamo, J., M. Flörke en M. Märker (2007). "Future long-term changes in global water resources driven by socio-economic and climatic changes." Hydrological Sciences Journal 52(2): 247-275.

Angenent, L. T., K. Karim, et al. (2004). "Production of bioenergy and biochemicals from industrial and agricultural wastewater." TRENDS in Biotechnology 22(9): 477-485.

Appels, L., J. Baeyens, J. Degreve en R. Dewil (2008). "Principles and potential of the anaerobic digestion of waste-activated sludge." Progress in Energy and Combustion Science 34(6): 755-781.

Araújo, P., D. Miller, et al. (2012). "Impact of feed spacer and membrane modification by hydrophilic, bactericidal and biocidal coating on biofouling control." Desalination.

Astals, S., M. Ariso, A. Galí en J. Mata-Alvarez (2011). "Co-digestion of pig manure and glycerine: Experimental and modelling study." Journal of Environmental Management 92(4): 1091-1096.

Azbar, N., P. Ursillo en R. E. Speece (2001). "Effect of process configuration and substrate complexity on the performance of anaerobic processes." Water Research 35(3): 817-829.

Babel, S. en T. A. Kurniawan (2003). "Low-cost adsorbents for heavy metals uptake from contaminated water: a review." Journal of Hazardous Materials 97(1): 219-243.

Banks, C. J., M. Chesshire, S. Heaven en R. Arnold (2011). "Anaerobic digestion of source-segregated domestic food waste: performance assessment by mass and energy balance." Bioresource Technology 102(2): 612-620.

Banks, C. J. en A. Stringfellow (2008). "A pilot-scale trial comparing mesophilic and thermophilic digestion for the stabilisation of source segregated kitchen waste."

Barnard, J. L. (1976). "A review of biological phosphorus removal in the activated sludge process." Water Sa 2(3): 136-144.

Boehnke, B., B. Diering en S. W. Zuckut (1997a). "Cost-effective wastewater treatment process for removal of organics and nutrients I." Water Engineering & Management 144(7): 18-21.

Boehnke, B., B. Diering en S. W. Zuckut (1997b). "Cost-effective wastewater treatment process for removal of organics and nutrients II." Water Engineering & Management 144(7): 18-21.

Boehnke, B., R. Schulze-Rettmer en S. W. Zuckut (1998). "Cost-effective reduction of high-strength wastewater by adsorption-based activated sludge technology." Water Engineering & Management 145(12): 31-34.

Boo, C., M. Elimelech en S. Hong (2013). "Fouling control in a forward osmosis process integrating seawater desalination and wastewater reclamation." Journal of Membrane Science.

Boon, N., J. Goris, et al. (2000). "Bioaugmentation of activated sludge by an indigenous 3-chloroaniline-degrading Comamonas testosteroni strain, I2gfp." Applied and Environmental Microbiology 66(7): 2906-2913.

Referenties Deel V

Boon, N., W. Windt, W. Verstraete en E. M. Top (2002). "Evaluation of nested PCR-DGGE (denaturing

gradient gel electrophoresis) with group‐specific 16S rRNA primers for the analysis of bacterial communities from different wastewater treatment plants." FEMS Microbiology Ecology 39(2): 101-112.

Borja, R., A. Martin, et al. (1993). "Improvement of the kinetics of anaerobic digestion of molasses by the removal of phenolic compounds." Biotechnology Letters 15(3): 311-316.

Bouallagui, H., Y. Touhami, R. Ben Cheikh en M. Hamdi (2005). "Bioreactor performance in anaerobic digestion of fruit and vegetable wastes." Process Biochemistry 40(3): 989-995.

Bowen, W. R. en A. L. Ahmad (1997). "Pulsed electrophoretic filter-cake release in dead-end membrane processes." Aiche Journal 43(4): 959-970.

Bowen, W. R., R. S. Kingdon en H. A. Sabuni (1989). "Electrically enhanced separation processes: the basis of in situ intermittent electrolytic membrane cleaning (IIEMC) and in situ electrolytic membrane restoration (IEMR)." Journal of Membrane Science 40(2): 219-229.

Braun, R. en A. Wellinger (2010). Potential of Codigestion, www. iea-biogas. net> accessed.

Brombach, H., G. Weiss en S. Fuchs (2005). "A new database on urban runoff pollution: comparison of separate and combined sewer systems." Water science and technology: a journal of the International Association on Water Pollution Research 51(2): 119.

Buswell, A. en H. Mueller (1952). "Mechanism of methane fermentation." Industrial & Engineering Chemistry 44(3): 550-552.

Cath, T. Y., A. E. Childress en M. Elimelech (2006). "Forward osmosis: Principles, applications, and recent developments." Journal of Membrane Science 281(1–2): 70-87.

Chang, I.-S. en C.-H. Lee (1998). "Membrane filtration characteristics in membrane-coupled activated sludge system — the effect of physiological states of activated sludge on membrane fouling." Desalination 120(3): 221-233.

Chen, Y., J. J. Cheng en K. S. Creamer (2008). "Inhibition of anaerobic digestion process: a review." Bioresource Technology 99(10): 4044-4064.

Chinnaraj, S. en G. Venkoba Rao (2006). "Implementation of an UASB anaerobic digester at bagasse-based pulp and paper industry." Biomass and Bioenergy 30(3): 273-277.

Chudoba, J., J. Blaha en V. Maděra (1974). "Control of activated sludge filamentous bulking—III. Effect of sludge loading." Water Research 8(4): 231-237.

Clauwaert, P., J. Roels, et al. (2010). "Evaluatie van de milieuimpact van rioolafvalwaterzuivering met nutriëntverwijdering met behulp van levenscyclusanalyse (LCA)." WT-afvalwater 10(3): 178-185.

Corcoran, E. (2010). Sick Water? The central role of wastewater management in sustainable development, UN.

Cordell, D. (2013). "Peak phosphorus and the role of P recovery in achieving food security." Source Separation and Decentralization for Wastewater Management, TA Larsen, KM Udert and J. Lienert (eds.), IWA Publishing, London, UK: 29-44.

Cornel, P. en C. Schaum (2009). "Phosphorus recovery from wastewater: needs, technologies and costs." Water Science and Technology 59(6): 1069.

Cornelissen, E., D. Harmsen, et al. (2008). "Membrane fouling and process performance of forward osmosis membranes on activated sludge." Journal of Membrane Science 319(1): 158-168.

Dąbrowska, L. en A. Rosińska (2012). "Change of PCBs and forms of heavy metals in sewage sludge during thermophilic anaerobic digestion." Chemosphere.

Deel V Referenties

De Clippeleir, H., X. Yan, W. Verstraete en S. E. Vlaeminck (2011). "OLAND is feasible to treat sewage-like nitrogen concentrations at low hydraulic residence times." Applied Microbiology and Biotechnology 90(4): 1537-1545.

De Meester, S., J. Demeyer, et al. (2012). "The environmental sustainability of anaerobic digestion as a biomass valorization technology." Bioresource Technology.

De Vrieze, J., L. De Lathouwer, W. Verstraete en N. Boon (2013). "High-rate iron-rich activated sludge as stabilizing agent for the anaerobic digestion of kitchen waste." Water Research.

De Vrieze, J., T. Hennebel, N. Boon en W. Verstraete (2012). " Methanosarcina: The rediscovered methanogen for heavy duty biomethanation." Bioresource Technology 112: 1-9.

Dearman, B., P. Marschner en R. Bentham (2006). "Methane production and microbial community structure in single-stage batch and sequential batch systems anaerobically co-digesting food waste and biosolids." Applied Microbiology and Biotechnology 69(5): 589-596.

Defrance, L., M. Y. Jaffrin, et al. (2000). "Contribution of various constituents of activated sludge to membrane bioreactor fouling." Bioresource Technology 73(2): 105-112.

Deublein, D. en A. Steinhauser (2011). Biogas from waste and renewable resources: An introduction, Wiley-vch.

Dewettinck, T., E. Van Houtte, et al. (2001). "HACCP (Hazard Analysis and Critical Control Points) to guarantee safe water reuse and drinking water production--a case study." Water science and technology: a journal of the International Association on Water Pollution Research 43(12): 31.

Diamantis, V., I. Antoniou, et al. (2010). "Recovery of reusable water from sewage using aerated flat-sheet membranes." Water science and technology: a journal of the International Association on Water Pollution Research 62(12): 2769.

Dolnicar, S., A. Hurlimann en B. Grün (2011). "What affects public acceptance of recycled and desalinated water?" Water Research 45(2): 933-943.

Dupla, M., T. Conte, et al. (2004). "Dynamic evaluation of a fixed bed anaerobic digestion process in response to organic overloads and toxicant shock loads." Water science and technology: a journal of the International Association on Water Pollution Research 49(1): 61.

Economic, U. N. D. o. en S. Affairs (2004). World population to 2300, New York: United Nations, Department of Economic and Social Affairs.

Enevoldsen, A. D., E. B. Hansen en G. Jonsson (2007). "Electro-ultrafiltration of industrial enzyme solutions." Journal of Membrane Science 299(1): 28-37.

Ersahin, M. E., H. Ozgun, et al. (2012). "A review on dynamic membrane filtration: Materials, applications and future perspectives." Bioresource Technology.

Espinasse, B. P., S.-R. Chae, et al. (2012). "Comparison of chemical cleaning reagents and characterization of foulants of nanofiltration membranes used in surface water treatment." Desalination.

Fang, C., K. Boe en I. Angelidaki (2011). "Anaerobic co-digestion of desugared molasses with cow manure; focusing on sodium and potassium inhibition." Bioresource Technology 102(2): 1005-1011.

Fernández, A., S. Huang, et al. (1999). "How stable is stable? Function versus community composition." Applied and Environmental Microbiology 65(8): 3697-3704.

Fernandez, A. S., S. A. Hashsham, et al. (2000). "Flexible community structure correlates with stable community function in methanogenic bioreactor communities perturbed by glucose." Applied and Environmental Microbiology 66(9): 4058-4067.

Referenties Deel V

Field, C. B., V. Barros, et al. (2012). Managing the risks of extreme events and disasters to advance climate change adaptation, Cambridge University Press Cambridge.

Futselaar, H., H. Schonewille, D. de Vente en L. Broens (2007). "NORIT AirLift MBR: side-stream system for municipal waste water treatment." Desalination 204(1): 1-7.

Gallego, A., A. Hospido, M. T. Moreira en G. Feijoo (2008). "Environmental performance of wastewater treatment plants for small populations." Resources, Conservation and Recycling 52(6): 931-940.

Gerardi, M. H. (2003). The microbiology of anaerobic digesters, Wiley-Interscience.

Grant, S. B., J.-D. Saphores, et al. (2012). "Taking the “Waste” Out of “Wastewater” for Human Water Security and Ecosystem Sustainability." science 337(6095): 681-686.

Greenberg, A., L. Clesceri en A. Eaton (1992). "Standard methods for the examination of water and wastewater American Public Health Association (APHA)." Washington, DC, USA.

Guo, W., H.-H. Ngo en J. Li (2012). "A mini-review on membrane fouling." Bioresource Technology.

Haider, S., K. Svardal, P. A. Vanrolleghem en H. Kroiss (2003). "The effect of low sludge age on wastewater fractionation (S-S,S-I)." Water Science and Technology 47(11): 203-209.

Hakimhashemi, M., A. Y. Gebreyohannes, et al. (2012). "Combined effects of operational parameters on electro-ultrafiltration process characteristics." Journal of Membrane Science 403: 227-235.

Hecht, C. en C. Griehl (2009). "Investigation of the accumulation of aromatic compounds during biogas production from kitchen waste." Bioresource Technology 100(2): 654-658.

Henze, M. (2008). Biological Wastewater Treatment: Principles, Modeling, and Design, International Water Assn.

Hiemenz, P. C. en R. Rajagopalan (1997). Principles of Colloid and Surface Chemistry, Third Edition, Revised and Expanded, Taylor & Francis.

Hilton, M. en D. Archer (1988). "Anaerobic digestion of a sulfate-rich molasses wastewater: Inhibition of hydrogen sulfide production." Biotechnology and Bioengineering 31(8): 885-888.

Holm-Nielsen, J. B., T. Al Seadi en P. Oleskowicz-Popiel (2009). "The future of anaerobic digestion and biogas utilization." Bioresource Technology 100(22): 5478-5484.

Hwang, M. H., N. J. Jang, S. H. Hyun en I. S. Kim (2004). "Anaerobic bio-hydrogen production from ethanol fermentation: the role of pH." Journal of Biotechnology 111(3): 297-309.

Iacovidou, E., D.-G. Ohandja en N. Voulvoulis (2012). "Food waste co-digestion with sewage sludge–Realising its potential in the UK." Journal of Environmental Management 112: 267-274.

Isaacs, S. H., M. Henze, H. Søeberg en M. Kümmel (1994). "External carbon source addition as a means to control an activated sludge nutrient removal process." Water Research 28(3): 511-520.

Jenkins, D., M. G. Richard en G. T. Daigger (2004). Manual on the causes and control of activated sludge bulking, foaming and other solids separation problems, International Water Assn.

Kaparaju, P., I. Buendia, L. Ellegaard en I. Angelidakia (2008). "Effects of mixing on methane production during thermophilic anaerobic digestion of manure: Lab-scale and pilot-scale studies." Bioresource Technology 99(11): 4919-4928.

Kaparaju, P. en J. Rintala (2005). "Anaerobic co-digestion of potato tuber and its industrial by-products with pig manure." Resources, Conservation and Recycling 43(2): 175-188.

Kaparaju, P., M. Serrano en I. Angelidaki (2009). "Effect of reactor configuration on biogas production from wheat straw hydrolysate." Bioresource Technology 100(24): 6317-6323.

Deel V Referenties

Kashyap, D., K. Dadhich en S. Sharma (2003). "Biomethanation under psychrophilic conditions: a review." Bioresource Technology 87(2): 147-153.

Kerrn-Jespersen, J. P. en M. Henze (1993). "Biological phosphorus uptake under anoxic and aerobic conditions." Water Research 27(4): 617-624.

Kim, H.-W., J.-Y. Nam en H.-S. Shin (2011). "A comparison study on the high-rate co-digestion of sewage sludge and food waste using a temperature-phased anaerobic sequencing batch reactor system." Bioresource Technology 102(15): 7272-7279.

Kleyböcker, A., M. Liebrich, et al. (2012). "Comparison of different procedures to stabilize biogas formation after process failure in a thermophilic waste digestion system: Influence of aggregate formation on process stability." Waste Management 32(6): 1122-1130.

Kobayashi, T., T. Kobayashi, Y. Hosaka en N. Fujii (2003). "Ultrasound-enhanced membrane-cleaning processes applied water treatments: influence of sonic frequency on filtration treatments." Ultrasonics 41(3): 185-190.

Kovalova, L., D. R. Knappe, et al. (2013). "Removal of highly polar micropollutants from wastewater by powdered activated carbon." Environmental Science and Pollution Research: 1-9.

Kurniawan, T. A., G. Chan, W.-H. Lo en S. Babel (2006). "Physico–chemical treatment techniques for wastewater laden with heavy metals." Chemical Engineering Journal 118(1): 83-98.

Kweon, J. H., J. H. Jung, et al. (2012). "Effects of consecutive chemical cleaning on membrane performance and surface properties of microfiltration." Desalination 286: 324-331.

Labatut, R. A., L. T. Angenent en N. R. Scott (2011). "Biochemical methane potential and biodegradability of complex organic substrates." Bioresource Technology 102(3): 2255-2264.

Lackner, K. S. (2003). "A guide to CO2 sequestration." science 300(5626): 1677-1678.

Le Corre, K., E. Valsami-Jones, P. Hobbs en S. Parsons (2009). "Phosphorus recovery from wastewater by struvite crystallization: A review." Critical Reviews in Environmental Science and Technology 39(6): 433-477.

LeBlanc, R. J., C. J. Allain en P. J. Laughton (2008). "Wastewater biosolids as an environmentally sustainable resource: Keys to success." Water Practice & Technology 3(1).

Lebuf, V., F. Accoe, et al. (2012). Nutrient recovery from digestates: techniques and end-products. 4th International symposium on Energy from Biomass and Waste.

Lee, H.-H., Y.-H. Weng en K.-C. Li (2008). "Electro-ultrafiltration study on Aldrich humic substances with different molecular weights." Separation and Purification Technology 63(1): 23-29.

Lee, J. E., J. K. Lee en H. K. Choi (2007). "Filter press for electrodewatering of waterworks sludge." Drying Technology 25(10): 1649-1657.

Leflaive, X. (2012). Water, OECD Publishing.

Lehmann, J. (2007). "A handful of carbon." Nature 447(7141): 143-144.

Lehmann, J., C. Czimczik, D. Laird en S. Sohi (2009). "Stability of biochar in soil." Biochar for environmental management: science and technology: 183r206.

Lehmann, J. en S. Joseph (2012). Biochar for environmental management: science and technology, Routledge.

Lesmana, S. O., N. Febriana, et al. (2009). "Studies on potential applications of biomass for the separation of heavy metals from water and wastewater." Biochemical Engineering Journal 44(1): 19-41.

Referenties Deel V

Li, X., W. Zheng en W. R. Kelly (2013). "Occurrence and removal of pharmaceutical and hormone contaminants in rural wastewater treatment lagoons." Science of the Total Environment 445: 22-28.

Li, Y., S. Y. Park en J. Zhu (2011). "Solid-state anaerobic digestion for methane production from organic waste." Renewable and sustainable energy reviews 15(1): 821-826.

Liébard, A. C., Y. -B. (2012). "The state of renewable energies in Europe. Technical report: 10th EurOberv’ER Report."

Lim, A. L. en R. Bai (2003). "Membrane fouling and cleaning in microfiltration of activated sludge wastewater." Journal of Membrane Science 216(1–2): 279-290.

Lin, H., W. Gao, et al. (2012). "Membrane bioreactors for industrial wastewater treatment: a critical review." Critical Reviews in Environmental Science and Technology 42(7): 677-740.

Lin, Y., F. Lü, L. Shao en P. He (2013). "Influence of bicarbonate buffer on the methanogenetic pathway during thermophilic anaerobic digestion." Bioresource Technology.

Ling, M. M., K. Y. Wang en T.-S. Chung (2010). "Highly water-soluble magnetic nanoparticles as novel draw solutes in forward osmosis for water reuse." Industrial & Engineering Chemistry Research 49(12): 5869-5876.

Liu, L., J. Liu, et al. (2012). "Fouling reductions in a membrane bioreactor using an intermittent electric field and cathodic membrane modified by vapor phase polymerized pyrrole." Journal of Membrane Science 394: 202-208.

Liu, S.-G., B.-J. Ni, et al. (2009). "Contact-adsorption-regeneration-stabilization process for the treatment of municipal wastewater." Journal of Water and Environment Technology 7(2): 83-90.

Liu, Y., M. Lam en H. Fang (2001). "Adsorption of heavy metals by EPS of activated sludge." Water Science and Technology 43(6): 59-66.

Lo, K., P. Liao en A. March (1985). "Thermophilic anaerobic digestion of screened dairy manure." Biomass 6(4): 301-315.

Low, E. W. en H. A. Chase (1999). "Reducing production of excess biomass during wastewater treatment." Water Research 33(5): 1119-1132.

Lutz, W. en K. Samir (2010). "Dimensions of global population projections: what do we know about future population trends and structures?" Philosophical Transactions of the Royal Society B: Biological Sciences 365(1554): 2779-2791.

Ma, J., T. H. Duong, et al. (2011). "Enhanced biomethanation of kitchen waste by different pre-treatments." Bioresource Technology 102(2): 592-599.

Magara, Y., S. Nambu en K. Utosawa (1976). "Biochemical and physical properties of an activated sludge on settling characteristics." Water Research 10(1): 71-77.

Mahmood, T. en A. Elliott (2006). "A review of secondary sludge reduction technologies for the pulp and paper industry." Water Research 40(11): 2093-2112.

Marzorati, M., L. Wittebolle, et al. (2008). "How to get more out of molecular fingerprints: practical tools for microbial ecology." Environmental Microbiology 10(6): 1571-1581.

Mata-Alvarez, J., S. Mace en P. Llabres (2000). "Anaerobic digestion of organic solid wastes. An overview of research achievements and perspectives." Bioresource Technology 74(1): 3-16.

Matsuda, A., C. P. Bhatta, et al. (2003). "Stable Operational Condition of Submerged Membrane Activated Sludge Process without Sludge Withdrawal." Journal of Chemical Engineering of Japan 36(12): 1523-1527.

Deel V Referenties

Mattenberger, H., G. Fraissler, et al. (2008). "Sewage sludge ash to phosphorus fertiliser: Variables influencing heavy metal removal during thermochemical treatment." Waste Management 28(12): 2709-2722.

Maurer, M., P. Schwegler en T. Larsen (2003). "Nutrients in urine: energetic aspects of removal and recovery." Water Science & Technology 48(1): 37-46.

McCutcheon, J. R., R. L. McGinnis en M. Elimelech (2005). "A novel ammonia-carbon dioxide forward (direct) osmosis desalination process." Desalination 174(1): 1-11.

Meng, F., S.-R. Chae, et al. (2009). "Recent advances in membrane bioreactors (MBRs): Membrane fouling and membrane material." Water Research 43(6): 1489-1512.

Morita, M., N. S. Malvankar, et al. (2011). "Potential for direct interspecies electron transfer in methanogenic wastewater digester aggregates." MBio 2(4).

Muga, H. E. en J. R. Mihelcic (2008). "Sustainability of wastewater treatment technologies." Journal of Environmental Management 88(3): 437-447.

Mulder, A. (2003). "The quest for sustainable nitrogen removal technologies." Water Science & Technology 48(1): 67-75.

Mulder, M. (1996). Basic Principles of Membrane Technology Second Edition, Kluwer Academic Pub.

Müller, E. en B. Kobel (2004). "Energetische Bestandsaufnahme an Kläranlagen in Nordrhein-Westfalen mit 30 Millionen Einwohnerwerten." Korrespondenz Abwasser 51: 625-631.

Muyzer, G., E. C. De Waal en A. G. Uitterlinden (1993). "Profiling of complex microbial populations by denaturing gradient gel electrophoresis analysis of polymerase chain reaction-amplified genes coding for 16S rRNA." Applied and Environmental Microbiology 59(3): 695-700.

Nielsen, H. B. en I. Angelidaki (2008). "Strategies for optimizing recovery of the biogas process following ammonia inhibition." Bioresource Technology 99(17): 7995-8001.

Ofir, E., Y. Oren en A. Adin (2007). "Comparing pretreatment by iron of electro-flocculation and chemical flocculation." Desalination 204(1): 87-93.

Onovwiona, H. en V. Ugursal (2006). "Residential cogeneration systems: review of the current technology." Renewable and sustainable energy reviews 10(5): 389-431.

Pasqualino, J. C., M. Meneses en F. Castells (2011). "Life cycle assessment of urban wastewater reclamation and reuse alternatives." Journal of Industrial Ecology 15(1): 49-63.

Pérez-González, A., A. Urtiaga, R. Ibáñez en I. Ortiz (2012). "State of the art and review on the treatment technologies of water reverse osmosis concentrates." Water Research 46(2): 267-283.

Pynaert, K., B. F. Smets, et al. (2003). "Characterization of an autotrophic nitrogen-removing biofilm from a highly loaded lab-scale rotating biological contactor." Applied and Environmental Microbiology 69(6): 3626-3635.

Rabaey, K., S. Vlaeminck, et al. (2012). "Microbiële technologie voor hergebruik", cursus Universiteit Gent.

Rao, A. G. en A. Bapat (2006). "Anaerobic treatment of pre-hydrolysate liquor (PHL) from a rayon grade pulp mill: Pilot and full-scale experience with UASB reactors." Bioresource Technology 97(18): 2311-2320.

Rasi, S., M. Seppälä en J. Rintala (2013). "Organic silicon compounds in biogases produced from grass silage, grass and maize in laboratory batch assays." Energy.

Referenties Deel V

Ravazzini, A., A. Van Nieuwenhuijzen en J. Van Der Graaf (2005). "Direct ultrafiltration of municipal wastewater: comparison between filtration of raw sewage and primary clarifier effluent." Desalination 178(1): 51-62.

Read, S., M. Marzorati, B. C. Guimarães en N. Boon (2011). "Microbial resource management revisited: successful parameters and new concepts." Applied Microbiology and Biotechnology 90(3): 861-871.

Ritter, W. F. (1989). "Odour control of livestock wastes: state-of-the-art in North America." Journal of Agricultural Engineering Research 42(1): 51-62.

Rodgers, M. en G. Wu (2010). "Production of polyhydroxybutyrate by activated sludge performing enhanced biological phosphorus removal."

Rojas, M. C. J. (2010). "Anaerobic digestion of raw wastewater pre-treated by up-concentration. Master Thesis in Environment Recuperation and Environmental. Faculty of Bioscience Engineering - University of Ghent, Gent, Belgium.".

Salahi, A., M. Abbasi en T. Mohammadi (2010). "Permeate flux decline during UF of oily wastewater: Experimental and modeling." Desalination 251(1–3): 153-160.

Salomé, A. A. (1990). "AB-systemen: Een inventarisatie." Lelystad : Rijkswaterstaat, DBW/RIZA: 63 pp.

Salvado, H. en M. Gracia (1993). "Determination of organic loading rate of activated sludge plants based on protozoan analysis." Water Research 27(5): 891-895.

Saveyn, H., G. Pauwels, R. Timmerman en P. Van der Meeren (2005). "Effect of polyelectrolyte conditioning on the enhanced dewatering of activated sludge by application of an electric field during the expression phase." Water Research 39(13): 3012-3020.

Seghezzo, L., G. Zeeman, et al. (1998). "A review: the anaerobic treatment of sewage in UASB and EGSB reactors." Bioresource Technology 65(3): 175-190.

Siegrist, H., D. Salzgeber, J. Eugster en A. Joss (2008). "Anammox brings WWTP closer to energy autarky due to increased biogas production and reduced aeration energy for N-removal." Water Science and Technology 57(3): 383-388.

Stark, K., E. Plaza en B. Hultman (2006). "Phosphorus release from ash, dried sludge and sludge residue from supercritical water oxidation by acid or base." Chemosphere 62(5): 827-832.

Su, J., Q. Yang, J. F. Teo en T.-S. Chung (2010). "Cellulose acetate nanofiltration hollow fiber membranes for forward osmosis processes." Journal of Membrane Science 355(1–2): 36-44.

Thauer, R. K., K. Jungermann en K. Decker (1977). "Energy conservation in chemotrophic anaerobic bacteria." Bacteriological reviews 41(1): 100.

Torretta, V., G. Urbini, et al. (2013). "Effect of Powdered Activated Carbon to Reduce Fouling in Membrane Bioreactors: A Sustainable Solution. Case Study." Sustainability 5(4): 1501-1509.

Tsagarakis, K., D. Mara en A. Angelakis (2003). "Application of cost criteria for selection of municipal wastewater treatment systems." Water, Air, & Soil Pollution 142(1): 187-210.

Tsai, Y.-T., Y.-H. Weng, A. Y.-C. Lin en K.-C. Li (2011). "Electro-microfiltration treatment of water containing natural organic matter and inorganic particles." Desalination 267(2): 133-138.

Turovskiy, I. S. en P. Mathai (2006). Wastewater sludge processing, Wiley-Interscience.

van den Berg, F., R. Smit en A. van Nieuwenhuijzen (2012). Bundeling internationale MBR-onderzoeksresultaten, Stowa.

Van Houtte, E. en J. Verbauwhede (2008). "Operational experience with indirect potable reuse at the Flemish Coast." Desalination 218(1): 198-207.

Deel V Referenties

Van Houtte, E. en J. Verbauwhede (2013). "Torreele: Indirect potable water reuse through dune aquifer recharge." Milestones in Water Reuse: The Best Success Stories: 315.

Van Petegem, E. (2001). "Kwantitatieve evaluatie van de vloksterkte van actief slib. Master Thesis in Environmental Technology. Faculty of Bioscience Engineering - University of Ghent, Gent, Belgium.".

Van Rijn, J., Y. Tal en H. J. Schreier (2006). "Denitrification in recirculating systems: theory and applications." Aquacultural engineering 34(3): 364-376.

Van Voorthuizen, E. M., A. Zwijnenburg en M. Wessling (2005). "Nutrient removal by NF and RO membranes in a decentralized sanitation system." Water Research 39(15): 3657-3667.

Versprille, A. I., B. Zuurveen en T. Stein (1985). "The A-B process: A novel two stage wastewater treatment system." Water Science and Technology 17(2-3): 235-246.

Verstraete, W., P. V. de Caveye en V. Diamantis (2009). "Maximum use of resources present in domestic "used water"." Bioresource Technology 100(23): 5537-5545.

Verstraete, W., V. Diamantis en B. Bundervoet (2013). "separation at the source." Source Separation and Decentralization for Wastewater Management: 399.

Verstraete, W., F. Morgan-Sagastume, et al. (2005). "Anaerobic digestion as a core technology in sustainable management of organic matter." Water Science & Technology 52(1): 59-66.

Verstraete, W. en S. E. Vlaeminck (2011). "ZeroWasteWater: short-cycling of wastewater resources for sustainable cities of the future." International Journal of Sustainable Development and World Ecology 18(3): 253-264.

Verstraete, W., L. Wittebolle, et al. (2007). "Microbial resource management: the road to go for environmental biotechnology." Engineering in Life Sciences 7(2): 117-126.

Vlaeminck, S. E., A. Terada, et al. (2009). "Nitrogen removal from digested black water by one-stage partial nitritation and anammox." Environmental Science & Technology 43(13): 5035-5041.

Vorosmarty, C. J., P. B. McIntyre, et al. (2010). "Global threats to human water security and river biodiversity." Nature 467(7315): 555-561.

Wakeman, R. J. en E. Tarleton (1987). "Membrane fouling prevention in crossflow microfiltration by the use of electric fields." Chemical Engineering Science 42(4): 829-842.

Wanner, O., V. Panagiotidis, P. Clavadetscher en H. Siegrist (2005). "Effect of heat recovery from raw wastewater on nitrification and nitrogen removal in activated sludge plants." Water Research 39(19): 4725-4734.

Weber, K. en W. Stahl (2002). "Improvement of filtration kinetics by pressure electrofiltration." Separation and Purification Technology 26(1): 69-80.

Wei, V., M. Elektorowicz en J. Oleszkiewicz (2012). "Electrically enhanced MBR system for total nutrient removal in remote northern applications." Water Science and Technology 65(4): 737-742.

Wei, Y., R. T. Van Houten, et al. (2003). "Minimization of excess sludge production for biological wastewater treatment." Water Research 37(18): 4453-4467.

Weiland, P. (2006). "Biomass digestion in agriculture: a successful pathway for the energy production and waste treatment in Germany." Engineering in Life Sciences 6(3): 302-309.

Weiland, P. (2010). "Biogas production: current state and perspectives." Applied Microbiology and Biotechnology 85(4): 849-860.

Weiland, P., W. Verstraete en A. Van Haandel (2009). "Biomass digestion to methane in agriculture: A successful pathway for the energy production and waste treatment worldwide." Biofuels: 171-195.

Referenties Deel V

Weng, Y.-H., K.-C. Li, L. H. Chaung-Hsieh en C. Huang (2006). "Removal of humic substances (HS) from water by electro-microfiltration (EMF)." Water Research 40(9): 1783-1794.

Wett, B., K. Buchauer en C. Fimml (2007). Energy self-sufficiency as a feasible concept for wastewater treatment systems. IWA Leading Edge Technology Conference, Asian Water Singapore.

Wintgens, T., T. Melin, et al. (2005). "The role of membrane processes in municipal wastewater reclamation and reuse." Desalination 178(1): 1-11.

Wittebolle, L., M. Marzorati, et al. (2009). "Initial community evenness favours functionality under selective stress." Nature 458(7238): 623-626.

Xiao, D., C. Y. Tang, et al. (2011). "Modeling salt accumulation in osmotic membrane bioreactors: Implications for FO membrane selection and system operation." Journal of Membrane Science 366(1): 314-324.

Yang, Y., C. Tada, et al. (2004). "Influence of bed materials on methanogenic characteristics and immobilized microbes in anaerobic digester." Materials Science and Engineering: C 24(3): 413-419.

Zamalloa, C., N. Boon en W. Verstraete (2012). "Decentralized two-stage sewage treatment by chemical-biological flocculation combined with microalgae biofilm for nutrient immobilization in a roof installed parallel plate reactor." Bioresource Technology.

Zeng, S., X. Yuan, X. Shi en Y. Qiu (2010). "Effect of inoculum/substrate ratio on methane yield and orthophosphate release from anaerobic digestion of Microcystis spp." Journal of Hazardous Materials 178(1): 89-93.

Zessner, M., C. Lampert, H. Kroiss en S. Lindtner (2010). "Cost comparison of wastewater treatment in Danubian countries." Water Science and Technology 62(2): 223.

Zhang, J., Y. Zhang, et al. (2013). "Biological sulfate reduction in the acidogenic phase of anaerobic digestion under dissimilatory Fe (III)-reducing conditions." Water Research.

Zhang, L. en D. Jahng (2012). "Long-term anaerobic digestion of food waste stabilized by trace elements." Waste Management.

Zhang, L., Y.-W. Lee en D. Jahng (2011). "Anaerobic co-digestion of food waste and piggery wastewater: focusing on the role of trace elements." Bioresource Technology 102(8): 5048-5059.

Zhang, Z.-b., J.-f. Zhao, et al. (2007). "Particle size distribution and removal by a chemical-biological flocculation process." Journal of Environmental Sciences 19: 559-563.

Zou, S., Y. Gu, D. Xiao en C. Y. Tang (2011). "The role of physical and chemical parameters on forward osmosis membrane fouling during algae separation." Journal of Membrane Science 366(1–2): 356-362.

Zsirai, T., P. Buzatu, P. Aerts en S. Judd (2012). "Efficacy of relaxation, backflushing, chemical cleaning and clogging removal for an immersed hollow fibre membrane bioreactor." Water Research.

Zupanc, M., T. Kosjek, et al. (2012). "Removal of pharmaceuticals from wastewater by biological processes, hydrodynamic cavitation and uv treatment." Ultrasonics sonochemistry.

Deel VI - Addenda

Deel VI - Addenda

Deel VI Addenda Addenda

i

Valorisatie TEST 1: Methaanopbrengst

Figuur A.1 en A.2: Methaanopbrengst (L CH4 gCOD -1

) voor de verschillende reactoren, R2 (A-slib en

keukenafval (KA), --), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA, ), R4 (A-slib en melasse (M), --), R5 (Geautoclaveerd

A-slib en M, ♦), R6 (KA, ) en R7 (M, ♦).



Addenda Deel VI Deel VI

ii

Figuur A.3 en A.4: Methaanopbrengst (L CH4 gCOD -1

) voor de verschillende reactoren, R1 (A-slib, --), R2 (A-

slib en keukenafval (KA), --), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA, ), R4 (A-slib en melasse (M), --), R5

(Geautoclaveerd A-slib en M, ♦), R6 (KA, ), R7 (M, ♦) en R8 (Geautoclaveerd A-slib,).




iii

Valorisatie TEST 1: VVZ concentraties

Figuur A.5 en A.6: Verschillende vluchtige vetzuur concentraties (mg COD L-1

) voor resp. reactor R1 en R2:

azijnzuur ( --), propionzuur (♦), isoboterzuur ( --), boterzuur (), isovaleriaanzuur (--), valeriaanzuur (),

isocapronzuur (♦), capronzuur (), heptaanzuur () en de totale gemeten vluchtige vetzuur concentratie ( ).


iv






v




isocapronzuur (♦), capronzuur (), heptaanzuur () en de totale gemeten vluchtige vetzuur concentratie ( )


vi






vii

Valorisatie TEST 1: Moleculaire microbiële technieken

Figuur A.13: DGGE-profiel


viii

Figuur A.14: Nagaan van de aanwezigheid en de grootte van het PCR-product op een 1% agarosegel.

Figuur A.15: Overzicht van het veranderingspercentage (dynamica (Dy)) van de microbiële gemeenschap in de 8 verschillende reactoren met R1(A-slib), R2 (A-slib en keukenafval (KA)), R3 (Geautoclaveerd A-slib en KA), R4 (A-slib en melasse (M)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M), R6 (KA), R7 (M) en R8 (Geautoclaveerd A-slib).


ix

Figuur A. 16: Visuele voorstelling van de relatieve samenstelling van de microbiële gemeenschap waaruit de

functionele organisatie (Co) werd bepaald. Met R4 (A-slib en melasse (M); Dag 35 --, D56 --, D77 --, D98 --

), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M; D35 , D56 , D77 , D98 ♦), R6 (M; D35 , D56 , D77 , D98 ♦)), R5 (Geautoclaveerd A-slib en M, ♦), R6 (KA, ), R7 (M, ♦) en het inoculum (D0, --).

Figuur A. 17: Visuele voorstelling van de relatieve samenstelling van de microbiële gemeenschap waaruit de

functionele organisatie (Co) werd bepaald. Met R1 (A-slib; Dag 35 --, D56 --, D77 --, D98 --), R8

(Geautoclaveerd A-slib; D35 , D56 , D77 , D98 ♦) en het inoculum (D0, --).

Addenda Deel VI

x

Tabel A.1: Similariteitsmatrix

D77_R7 D98_R7 D98_R2 D98_R3 D77_R6 D98_R6 D56_R6 D77_R2 D77_R3 D56_R2 D56_R3 D35_R6 D0 D56_R1 D98_R1 D98_R8 D77_R1

D77_R7 100 D98_R7 54,97 100

D98_R2 25,27 31,53 100 D98_R3 30,57 38,47 69,27 100

D77_R6 32,61 33,68 19,48 27,57 100 D98_R6 18,15 23,53 5,09 15,61 80,57 100

D56_R6 27,27 29,61 26,89 39,33 69,89 50,44 100 D77_R2 36,95 36,61 52,14 41,43 17,93 18,96 15,17 100

D77_R3 25 29,16 28,85 31,22 12,43 20,95 7,31 85,29 100 D56_R2 39,58 48,33 23,57 30,31 30,29 34,91 23,09 68,34 82,69 100

D56_R3 37,89 38,52 14,93 24,55 18,39 22,85 16,33 60,88 84,3 87,85 100 D35_R6 35,49 18,68 12,59 15,57 8,01 12,17 11,23 51,03 67,94 67,95 69,23 100

D0 24,35 27,59 7,77 9,04 15 21,64 6,18 32,72 38,49 54,85 37,59 43,61 100 D56_R1 32,24 11,03 16,77 9,25 25,65 24,95 14,43 41,47 41,35 52,02 39,26 52,99 52,81 100

D98_R1 24,87 9,63 23,74 14,46 26,07 25,03 26,11 33,42 29,07 39,79 30,98 42,97 36,55 77,76 100 D98_R8 14,73 9,29 9,42 5,21 21,91 19,99 16,95 31,97 38,45 48,13 38,83 53,76 48,13 76,77 73,31 100

D77_R1 23,11 0 14,41 4,21 0 3,13 0 34,68 31,89 30,06 29,11 51,35 35,24 83,22 75,39 64,83 100 D77_R8 20,77 0 12,24 8,88 0 0 0,78 40,02 39,83 28,89 38,06 52,79 27,76 71,07 67,16 58,76 88,55 D56_R8 25,69 0 11,77 15,91 5,5 5,95 7,58 31,97 32,83 30,71 34,88 45,33 27,93 79,13 71,02 62,67 85,07 D35_R8 22,75 0 7,5 4,87 2,37 5,71 3,3 39,65 45,43 37,51 46,45 57,69 41,21 74,21 59,83 56,25 75,29 D35_R1 16,71 4,73 33,93 0,89 0 0 0 34,4 32,94 34,59 29,2 48,99 46,15 67,33 58,95 53,58 62,83 D56_R4 51,89 53,99 25,31 20,53 47,47 34,53 30,89 31,23 22,71 43,07 29,46 24,76 27,02 45,76 31,81 35,75 21,52 D56_R5 50,63 42,43 20,03 25,83 44,75 34,57 34,05 37,46 34,36 48,41 37,9 37,17 35,93 67,67 48,13 46,43 42,93 D35_R4 42,89 21,93 12,61 14,67 41,41 38,05 28,05 35,81 38,3 52,58 38,38 53,44 43,02 75,49 62,81 64,76 54,15 D35_R5 43,37 5,45 13,42 14,79 26,51 20,6 26,72 31,91 32,45 33,99 31,79 53,23 27,51 72,33 59,35 52,88 67,81 D35_R7 49,31 16,81 10,1 17,11 48,29 34,59 43,26 24,31 22,22 35,29 26,68 46,27 19,27 52,07 52,13 51,23 30,51 D56_R7 66,54 20,27 10,46 13,67 40,93 25,65 30,72 27,97 22,44 36,77 31,47 40 28,64 50,37 41,87 40,89 31,63 D35_R2 56,86 47,13 18,29 28,23 56,54 48,17 38,07 46,81 48,61 71,63 55,84 61,17 51,13 58,13 50,81 53,37 29,87 D35_R3 56,52 37,18 16,36 27,93 46,99 43,27 31,12 53,03 61,83 73,42 69,95 75,89 47,25 62,88 53,87 54,03 43,68 D77_R5 26,2 31,65 1,65 3,55 2,91 1,01 0 22,83 24,23 28,81 22,23 25,35 32,43 34,2 12,27 23,91 17,95 D98_R5 15,63 7,58 0 0 0 0 0 5,19 7,57 17,09 9,61 9,91 27,69 18,38 12,95 16,05 14,43 D77_R4 39,07 48,49 10,05 14,96 29,93 31,62 19,37 21,29 22,23 42,12 28,3 17,71 31,23 26,69 16,98 18,97 5,45 D98_R4 25,12 32,01 2,38 3,14 24,43 25,43 8,25 16,44 17,65 32,73 17,89 11,47 28,97 30 14,72 22,72 4,2

Addenda Deel VI

xi

D77_R8 D56_R8 D35_R8 D35_R1 D56_R4 D56_R5 D35_R4 D35_R5 D35_R7 D56_R7 D35_R2 D35_R3 D77_R5 D98_R5 D77_R4 D98_R4

D77_R8 100 D56_R8 84,97 100 D35_R8 79,63 80,61 100 D35_R1 54,6 51,01 64,29 100 D56_R4 13,02 26,5 22,82 28,05 100 D56_R5 36,59 52,18 41,37 33,97 75,27 100 D35_R4 41,87 57,17 51,48 43,99 69,14 77,52 100 D35_R5 61,37 73,63 66,47 45,8 51,84 71,06 86,02 100 D35_R7 25,37 37,69 30,91 23,55 45,24 55,54 73,68 64,53 100 D56_R7 27,13 37,12 27,53 23,85 50,21 67,98 66,87 61,65 80,99 100 D35_R2 22,55 30,53 33,97 33,73 58,11 58,63 72,08 49,04 75,49 67,46 100 D35_R3 41,23 46,07 52,75 37,09 48,13 60,03 72,86 60,58 71,9 65,6 91,1 100 D77_R5 19,64 20,85 21,12 23,01 36,02 62,86 29,79 28,91 22,95 39,28 22,67 23,43 100 D98_R5 6,76 9,12 9,74 15,26 19,72 32,6 30,22 22,82 9,18 26,89 7,89 5,08 55,47 100 D77_R4 0,75 10,39 6,81 12,63 56,19 47,93 35,39 19,28 22,95 29,51 42,69 33,49 48,72 34,05 100 D98_R4 0 8,01 5,58 12,7 42,95 49,63 35,21 18,92 29,1 35,09 34,86 27,7 60,32 45,89 87,71 100


xii

Valorisatie TEST 2: Methaanopbrengst

Figuur A.18 en A.19 : Methaanopbrengst (L CH4 gCOD-1

d -1

) voor de verschillende types reactoren met ander voedingsregime doorheen het experiment, RI (Continu A-slib en keukenafval (KA), ), RII (Enkel KA en bij falen (56 d) toevoeging A-slib, ♦), RIII (KA en bij falen (56 d) toevoeging ijzerbron (FeCl2, FeSO4), --), RIV (Enkel KA, -- ) en RV (A-slib, ). Elk voedingsregime gebeurde in triplicaat, behalve voor RV.




xiii

Figuur A.20 en A.21: Methaanopbrengst (L CH4 gCOD-1

d -1





xiv

Valorisatie TEST 2: VVZ concentraties






xv






xvi






xvii






xviii






xix

Figuur A.32: Verschillende vluchtige vetzuur concentraties (mg COD L-1

) voor reactor R11: azijnzuur ( --),

propionzuur (♦), isoboterzuur ( --), boterzuur (), isovaleriaanzuur (--), valeriaanzuur (), isocapronzuur (♦),

capronzuur (), heptaanzuur () en de totale gemeten vluchtige vetzuur concentratie ( ).


xx

Elektrofiltratie: Vergelijking van twee identieke EF-modules

Figuur A.33 en A.34: Cumulatieve filtraat (mL) en onderdruk Δp (bar) aan permeaatzijde bij (elektro)filtratie van geconcentreerd A-slib (11,17 ± 1,00 g TS L

-1) bij afwezigheid van een elektrisch veld voor de twee modules.


xxi

Elektrofiltratie: Afwisselend E-veld, elektrische parameters

Figuur A.35 en A.36: Opgelegde potentiaalverschil (V), verloop van anode- en kathodepotentiaal (Ean, Ekat) evenals de stroomsterkte (I) weergegeven doorheen de tijd bij (elektro)filtratie van te concentreren A-slib (initieel resp. 3,01 ± 0,18 g TS L

-1 en 11,17 ± 1,00 g TS L

-1) bij de afwisselende aan- of afwezigheid van een

elektrisch veld voor de twee experimenten.


xxii

Elektrofiltratie: Continu E-veld, elektrische parameters

Figuur A. 37: Opgelegde potentiaalverschil (V), verloop van anode- en kathodepotentiaal (Ean, Ekat) evenals de stroomsterkte (I) weergegeven doorheen de tijd bij elektrofiltratie van te concentreren A-slib (initieel 3,01 ± 0,18 g TS L

-1) bij de aanwezigheid van een elektrisch veld (Experiment E1: 17,12 ± 0,34 V cm

-1 ).

Figuur A. 38: Opgelegde potentiaalverschil (V), verloop van anode- en kathodepotentiaal (Ean, Ekat) evenals de stroomsterkte (I) weergegeven doorheen de tijd bij elektrofiltratie van te concentreren A-slib (initieel 3,01 ± 0,18 g TS L


-1 ).


xxiii

Figuur A.39: Opgelegde potentiaalverschil (V), verloop van anode- en kathodepotentiaal (Ean, Ekat) evenals de stroomsterkte (I) weergegeven doorheen de tijd bij elektrofiltratie van te concentreren A-slib (initieel 11,17 ± 1,00 g TS L


-1 ).

Elektrofiltratie: Continue aan- of afwezigheid van E-veld

Figuur A.40: Cumulatieve filtraat (mL) bij elektrofiltratie van geconcentreerd A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1

) bij constante aanwezigheid van een elektrisch veld (Experiment E1: 17,12 ± 0,34 V cm

-1).


xxiv

Figuur A.41: Fluxverloop bij filtratie van geconcentreerd A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1

) bij afwezigheid van een elektrisch veld (Experiment Ref.1).

Figuur A.42: Cumulatieve filtraat (mL) bij filtratie van geconcentreerd A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1

) bij afwezigheid van een elektrisch veld (Experiment Ref.1).


xxv

Figuur A.43: Fluxverloop bij filtratie van geconcentreerd A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1

) bij aanwezigheid van een elektrisch veld (Experiment E2: 17,28 ± 0,12 V cm

-1 ).

Figuur A.44: Cumulatieve filtraat (mL) bij filtratie van geconcentreerd A-slib (3,01 ± 0,18 g TS L-1

) bij aanwezigheid van een elektrisch veld (Experiment E2: 17,28 ± 0,12 V cm

-1 ).


xxvi

Figuur A.45 en A.46: Fluxverloop en cumulatieve filtraat (mL) bij filtratie van geconcentreerd A-slib (11,17 ± 1,00 g TS L

-1) bij afwezigheid van een elektrisch veld (Experiment Ref. 2).


xxvii

Elektrofiltratie: Partikelgrootteverdeling

Figuur A.47 en A.48: Partikelgrootteverdeling van het effluent en het initiële A-slib bij (elektro)filtratie.

Documents

Valorisatie van geconcentreerd A-slib door middel …...filtratie/membraanunit en vervolgens het anaeroob vergisten van het A-slib, vielen binnen het studiegebied van deze scriptie