Biologische zuivering van melkspoelwaters met vetvang en...

Faculteit Bio-ingenieurswetenschappen

Academiejaar 2013 – 2014

Biologische zuivering van melkspoelwaters met vetvang

en biofilter

Pieter De Smedt

Promotor: Prof. dr. ir. De Gelder Leen

Tutor: dhr. Bjorn Focke, Prodall Europe

Masterproef voorgedragen tot het behalen van de graad van

Master of Science in de industriële wetenschappen: biochemie

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

stellen en delen van de scriptie 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 uitdrukkelijk 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 the results from this thesis.

6 juni 2014

Faculteit Bio-ingenieurswetenschappen

Academiejaar 2013 – 2014

Biologische zuivering van melkspoelwaters met vetvang

en biofilter

Pieter De Smedt

Promotor: Prof. dr. ir. De Gelder Leen

Tutor: dhr. Bjorn Focke, Prodall Europe

Masterproef voorgedragen tot het behalen van de graad van

Master of Science in de industriële wetenschappen: biochemie

i

Woord vooraf

De realisatie van deze masterproef zou onmogelijk geweest zijn zonder de hulp, steun en tijd

van heel wat mensen. Via deze weg zou ik graag een woord van dank aan hen richten.

Allereerst zou ik mijn promotor dr. ir. Leen De Gelder willen bedanken voor de

nauwkeurigheid en deskundigheid waarmee zij dit eindwerk heeft begeleid. Haar suggesties

en kritische bemerkingen hebben zeker en vast bijgedragen tot een verbetering van dit werk.

Ten tweede ben ik ook het bedrijf Prodall Europe dankbaar om het ter beschikking stellen van

dit boeiende onderwerp en de nodige middelen. Tevens wil ik hierbij ing. Lien Simoens

bedanken voor de hulp bij de praktische uitvoering van de pilootinstallatie.

Verder wil ik ook het bedrijf Depoco bedanken voor de realisatie van de pilootinstallatie. Het

melkveebedrijf Desmet -Van de Kerchove voor het plaatsen van de pilootinstallatie en hun

tijd en geduld.

Tenslotte wil ik mijn ouders bedanken voor het talloze keren nalezen van dit eindwerk.

Pieter De Smedt

6 juni 2014

ii

Samenvatting

Melkveebedrijven produceren grote hoeveelheden afvalwater (zogenaamd melkspoelwater)

bij de reiniging van de melkinstallatie. Dit afvalwater moet aan lozingsnormen voldoen

vooraleer het geloosd mag worden. Deze lozingsnormen zijn opgenomen in de Vlarem-

wetgeving. Indien het melkveebedrijf in het individueel te optimaliseren buitengebied ligt en

het afvalwater niet voldoet aan de lozingsnormen dient het eerst via een eigen

waterzuiveringsinstallaties te worden gezuiverd. Dit kan bereikt worden door gebruik te

maken van een individuele behandelingsinstallatie voor afvalwater (IBA). De installaties die

vandaag op de markt zijn echter ontworpen voor het zuiveren van huishoudelijk afvalwater en

dus niet geschikt om het melkspoelwater voldoende te zuiveren door de hoge organische

vervuiling afkomstig van de proteïnen en het vet uit de melk.

Daarom werd in deze thesis onderzoek gedaan naar een structurele oplossing. Deze oplossing

bestond erin om het voorspoelwater voor te behandelen met een vetvang en een trickling

filter, waarna het kon gemengd worden met de hoofd- en naspoelwaters om vervolgens verder

gezuiverd te worden in een klassieke IBA. De opstelling werd eerst getest in het labo om op

basis van de bekomen resultaten daarna als pilootinstallatie te bouwen voor de gehele

zuivering van melkspoelwater op een melkveebedrijf.

Uit de laboproeven bleek dat door het voorspoelwater vooraf te behandelen met een vetvang

en een trickling filter dit verder goed kon gezuiverd worden met een standaard IBA. In de

pilootinstallatie behaalde de trickling filter, buiten het COD-gehalte, gelijkaardige of betere

effluentparameters. Wel was er veel eiwitafzetting op de trickling filter door het niet verzuren

van de vetvang. Tevens was het rendement van de IBA zeer laag doordat er geen aangroei

was van actief slib op het dragermateriaal. De pilootinstallatie vertoont een groot potentieel

voor de zuivering van melkspoelwater maar dient te worden geoptimaliseerd.

Kernwoorden: biologische waterzuivering, melkspoelwater, vetvang, trickling filter

iii

Abstract

Dairy farms produce large amounts of wastewater during cleaning of the milking machine.

This wastewater must comply with the discharge standards before it may be discharged.

These discharge standards are included in the Flemish environmental legislation. When the

dairy farm is located in areas where there is no connection to a municipal wastewater

treatment plant and the wastewater does not comply with the discharge standards, it must first

be treated on-site. This can be achieved by making use of a small scale wastewater treatment

unit. However, the current commercial systems designed to treat domestic wastewaters only

are unable to treat the wastewater sufficiently because of the high organic pollution from the

proteins and fat of the milk.

Therefore, this thesis investigates a structural solution. This solution consisted to treat the first

rinse with a grease trap and a trickling filter, after which the resulting effluent was mixed with

the second and third rinse and treated further in a conventional small scale wastewater

treatment unit. The set-up was first tested in the laboratory and then build as a pilot

installation for the treatment of the total rinse.

The laboratory tests showed that the effluent of the trickling filter could be treated by a

conventional small scale wastewater treatment unit. The trickling filter of the pilot installation

had, except for the COD-concentration, similar or better effluentparameters. There was a lot

of protein deposition on the trickling filter because the grease trap doesn’t acidified. Also the

efficiently of the small scale wastewater treatment unit was very poor because the active

sludge doesn’t grew. The pilot installation has a good potential for the treatment of dairy

wastewater but needs to be optimized.

Keywords: biological water treatment, dairy wastewater, grease trap, trickling filter

iv

Inhoudsopgave

Woord vooraf .............................................................................................................................. i

Samenvatting .............................................................................................................................. ii

Abstract ..................................................................................................................................... iii

Inhoudsopgave .......................................................................................................................... iv

Lijst met afkortingen ................................................................................................................ vii

Lijst met figuren ...................................................................................................................... viii

Lijst met tabellen ........................................................................................................................ x

Inleiding .................................................................................................................................... xi

I Literatuurstudie ..................................................................................................................... 1

1. Afvalwater van een melkveebedrijf .................................................................................... 1

1.1 Reinigen van de melkinstallatie en melkkoeltank ....................................................... 1

1.2 Reductie van het afvalwater ........................................................................................ 2

2. Bijdrage van melk aan de vuilvracht van het melkspoelwater............................................ 3

2.1 Fysische en fysicochemische eigenschappen .............................................................. 3

2.2 Samenstelling ............................................................................................................... 3

2.2.1 Eiwitten ................................................................................................................ 4

2.2.2 Koolhydraten ........................................................................................................ 5

2.2.3 Lipiden ................................................................................................................. 5

2.2.4 Mineralen en vitaminen ........................................................................................ 5

3. Samenstelling melkspoelwater ............................................................................................ 6

4. Algemeen principe zuivering afvalwater ............................................................................ 8

4.1 De primaire stap ........................................................................................................... 8

4.2 De secundaire stap ....................................................................................................... 9

5. Toepassingsgebied van verschillende zuiveringsmethoden .............................................. 10

5.1 Soorten microbiële aggregaten en hun aeroob reactor .............................................. 10

5.2 Microbiële aggregaten ............................................................................................... 11

6. Statische biofilm reactoren................................................................................................ 14

6.1 Trickling filter ............................................................................................................ 14

6.1.1 Verdelingssysteem ............................................................................................. 15

v

6.1.2 Dragermateriaal .................................................................................................. 15

6.1.3 Drainage en ventilatie ......................................................................................... 17

6.1.4 Process flow diagram en design parameters ...................................................... 17

6.1.5 Nitrificatie .......................................................................................................... 19

6.1.6 Macrofauna controle .......................................................................................... 19

6.1.7 Case study .......................................................................................................... 20

6.1.8 Commercieel beschikbare systemen en dragermateriaal.................................... 21

6.2 Biological aerated filter en submerged aerated filter ................................................. 22

6.2.1 Dragermateriaal .................................................................................................. 23

6.2.2 Terugspoelen ...................................................................................................... 24

6.2.3 Commercieel beschikbare systemen .................................................................. 24

7. Dynamische biofilm reactoren .......................................................................................... 26

7.1 Biofilm fluidized bed (BFB) reactor ......................................................................... 26

7.1.1 Werking .............................................................................................................. 26

7.1.2 Commercieel beschikbare systemen .................................................................. 27

7.2 Biofilm airlift suspension (BAS) reactor ................................................................... 28

7.2.1 Werking .............................................................................................................. 28

7.2.2 Dynamische biomassa ........................................................................................ 29

7.2.3 Commercieel beschikbaar systeem .................................................................... 29

II Materiaal en methoden 31

1. Bepaling van de fysicochemische parameters van afvalwater .......................................... 31

2. Bepaling van de bioafbreekbaarheid van melkspoelwater ................................................ 33

2.1 Opstelling en opvolging proces ................................................................................. 33

2.2 Influent op basis van melkspoelwater ....................................................................... 33

2.3 Influent op basis van aangezuurd melkspoelwater .................................................... 34

2.4 Influent op basis van volle melk ................................................................................ 34

3. Biologische zuivering van voorspoelwater met voorgeschakelde vetvang ...................... 35

3.1 Dimensionering van het systeem ............................................................................... 36

3.2 Onderhoud en opvolging proces ................................................................................ 37

3.3 Retentietijd bepaling van de trickling filters ............................................................. 37

4. Pilootinstallatie voor de behandeling van melkspoelwater ............................................... 35

4.1 Opvolging van het systeem ........................................................................................ 36

4.2 Aantal bacteriën in de biofilm fluidized bed reactor ................................................. 37

vi

III Resultaten .......................................................................................................................... 39


2. Biologische zuivering van voorspoelwater met voorgeschakelde vetvang ..................... 43

2.1. Nut van het gebruik van een voorgeschakelde vetvang............................................ 43

2.2. Opvolging actief slib installaties en trickling filters .................................................. 44

2.3. Opvolging slib in actief slib installaties .................................................................... 48

2.4. Effect van een nabezinker op denitrificatie bij trickling filters ................................. 49

2.5. Retentietijd bepaling van de trickling filters ............................................................. 49

3. Bepaling doeltreffendheid vetafscheidend inoculum ........................................................ 50


4.1. Opstelling................................................................................................................... 51

4.2. Dimensionering van het systeem ............................................................................... 51

4.3. Opvolging van het systeem ........................................................................................ 53

IV Bespreking ......................................................................................................................... 59


2. Biologische zuivering van voorspoelwater met voorgeschakelde vetvang .................... 598

2.1 Nut van het gebruik van een voorgeschakelde vetvang........................................... 598

2.2 Opvolging actief slib installaties en trickling filters .................................................. 59

3. Vergelijking performantie trickling filters met voorgaand onderzoek ............................. 61

3.1 Opstelling trickling filters ........................................................................................ 621

3.2 Opvolging van het proces ........................................................................................ 621


4.1 Opvolging van het systeem ........................................................................................ 65

5. Aanbevelingen .................................................................................................................. 67

V Algemeen besluit 68

VI Literatuurlijst 69

vii

Lijst met afkortingen

BAF biological aerated filter

BAS biofilm airlift suspension

BFB biofilm fluidized bed

BOD biochemical oxygen demand

COD chemical oxygen demand

DAF dissolved air flotation

DS droge stof

EC electrical conductivity, soortelijke geleidbaarheid

IBA individuele behandeling voor afvalwater

IE inwonersequivalent

MAP mestactieplan

MLVSS mixed liquor volatile suspended solids

MT megaton, 106 ton

Ntot totale stikstofconcentratie

Ptot totale fosforconcentratie

SAF submerged aerated filter

USB upflow sludge blanket

VLAREM Vlaams reglement betreffende de milieuvergunning

VSS volatile suspended solids

ZS zwevende stof

viii

Lijst met figuren

Figuur 1: Schematische voorstelling van een caseïne micel. (b) micel (a) submicel ......... 4

Figuur 2: Vetvang .............................................................................................................. 8

Figuur 3: Concentratie (COD-gehalte)-debiet diagram voor toepassing van vlokken en

biofilms ............................................................................................................ 10

Figuur 4: Gelaagdheid van de biofilm door substraatgradiënt ....................................... 12

Figuur 5: Doorsnede opbouw trickling filter ................................................................... 15

Figuur 6: Meest voorkomende process flow diagram. (A en B) een stap trickling filters

(C) twee staps trikling filter (D) twee traps trickling filter met tussenliggende

bezinker ............................................................................................................ 18

Figuur 7: Opbouw zandfilter ........................................................................................... 20

Figuur 8: Geheel overzicht Kokopur® van Purotek ......................................................... 21

Figuur 9: Dragermateriaal Margerita, SESSIL® en BIO-NET® van Merrem & la Porte .21

Figuur 10 : Overzicht opbouw opwaartse (links) en neerwaartse (rechts) biological aerated

biofilter ............................................................................................................ 22

Figuur 11: Overzicht opbouw opwaartse biological aerated filter .................................... 23

Figuur 12: Bovenaanzicht opbouw BIOGEX van Wijckmans .......................................... 25

Figuur 13: Dragermateriaal Oxybee® van Purotek ............................................................ 25

Figuur 14: Opbouw biofilm fluidized bed reactor ............................................................. 27

Figuur 15: Opbouw Klargester Biosafe ............................................................................ 27

Figuur 16: Dragermateriaal Picobells ................................................................................ 27

Figuur 17: Opbouw BAS-reactor met interne lus.............................................................. 28

Figuur 18: Opbouw CIRCOX® van Paques ....................................................................... 29

Figuur 19: Doorsnede van de Microbac Bioreactor .......................................................... 30

Figuur 20: Opstelling actieve slib reactoren ..................................................................... 33

Figuur 21: Constructie van het continu systeem voor zuivering van voorspoelwater ...... 35

Figuur 22: Opbouw vetvang met duikschotten ................................................................. 35

Figuur 23: Dragermateriaal van de firma Prodall Europe- links volledig –rechts: verknipt

in vier ............................................................................................................... 36

Figuur 24: Zuurstofafname i.f.v. de tijd op dag acht voor de verschillende influenten ..... 40

Figuur 25: Tijd voor zuurstofdaling van 7 tot 3,5 mg/l bij de drie influenten .................. 41

Figuur 26: Gesteelde ciliaten op dag elf bij melkspoelwater en aangezuurd

melkspoelwater (400 maal vergroot) ............................................................... 42

ix

Figuur 27: Caseïne-eiwitprecipitatie voorspoelwater na 24 uur ........................................ 43

Figuur 28: Effluentparameters trickling filters in functie van de tijd ............................... 46

Figuur 29: Witte afscheiding in trickling filter .................................................................. 48

Figuur 30: Microscopische weergaven van actief slib (100 maal vergroot) na 1 week

(links), na 4 weken (rechts) en de bezinking in Imhoff-kegels van 1l in week 5

na 30 minuten: actief slib installatie 1 (links) en 2 (rechts) ............................. 49

Figuur 31: Reeks van zes bekers op dag vier: geen inoculum (1 en 2), 60 µl inoculum (3

en 4) en overmaat inoculum (5 en 6) ............................................................... 50

Figuur 32: Opbouw pilootinstallatie voor de behandeling van melkspoelwater ................ 51

Figuur 33: Effluentparameters trickling filter en IBA ........................................................ 55

Figuur 34: Trickling filter volledig bedekt met vet op dag 45 ........................................... 56

x

Lijst met tabellen

Tabel 1: Inschatting van de benodigde hoeveelheid reinigingswater voor een aantal

melkinstallaties ................................................................................................. 2

Tabel 2: Inschatting van de benodigde hoeveelheid reinigingswater .............................. 2

Tabel 3: Samenstelling deelstromen melspoelwater ........................................................ 6

Tabel 4: Soorten dragermateriaal met hun eigenschappen ............................................ 16

Tabel 5: Ontwerpparameters trickling filter .................................................................. 18

Tabel 6: Karakteristieken influent en effluent na vetvang met verblijftijd van 24 uur in

week 2 .......................................................................................................... 43

Tabel 7: Gemiddeld aantal kolonievormende eenheden op milk agar in de biofilm

fluidized bed reactor op dag 50 ........................................................................ 57

Tabel 8: Gemiddelde effluentwaarden trickling filters week 10 en lozingsnormen op

oppervlaktewater............................................................................................... 60

Tabel 9: Influentparameters Wouter Taghon (op basis van volle en magere melk) en

deze thesis (op basis van rauwe melk) .............................................................. 63

Tabel 10: Effluentparameters Wouter Taghon (trickling filters 1-6) en deze thesis ........ 63

Tabel 11: Parameters van het gesimuleerde influent (op basis van rauwe melk) en van de

spoelwaters op de site in Kruishoutem ............................................................ 65

Tabel 12: Gemiddelde effluentparameters trickling filters labo, pilootinstallatie en

lozingsnormen op oppervlaktewater ................................................................. 65

xi

Inleiding

De melkindustrie is één van de grootste producenten van afvalwater binnen de

voedingsindustrie. Europa is tevens de mondiale koploper in melkproductie: 143 MT per jaar

of 23 % van de wereldproductie.(1) Mits melk een voedingsproduct is, moet dit in goede

hygiënische omstandigheden geproduceerd worden. Daarom moet de

melkwinningsapparatuur (melkinstallatie, koeltank en melkhuisje) steeds grondig gereinigd

worden. Dit veroorzaakt een grote hoeveelheid afvalwater (zogenaamd melkspoelwater) dat

aan de lozingsnormen moet voldoen vooraleer het geloosd mag worden. De lozingsnormen

zijn opgenomen in de Vlarem-wetgeving waarin melkspoelwater wordt gecategoriseerd als

bedrijfsafval met gevaarlijke stoffen. Indien het melkveebedrijf in het individueel te

optimaliseren buitengebied ligt en het afvalwater niet voldoet aan de lozingsnormen dient het

eerst via een eigen waterzuiveringsinstallaties te worden gezuiverd. Dit kan bereikt worden

door gebruik te maken van een individuele behandelingsinstallatie voor afvalwater (IBA). De

installaties die vandaag op de markt zijn echter ontworpen voor het zuiveren van

huishoudelijk afvalwater en dus niet geschikt om het melkspoelwater voldoende te zuiveren

door de hoge organische vervuiling afkomstig van de proteïnen en vet uit de melk.

Vandaag de dag wordt het afvalwater o.a. geloosd in beken waardoor er in de zomer

stankoverlast en insectenplagen kunnen ontstaan. Een tweede methode bestaat erin om het

melkspoelwater naar de mestkelder te brengen. Maar door de steeds grotere reglementering

omtrent mest is dit geen goede oplossing mits het waterprobleem een mestprobleem wordt. (2,

3) Want als de twee stromen met elkaar worden vermengd krijgen ze beiden de status van de

gevaarlijkste/nadelige stroom. Dit heeft als gevolg dat het melkspoelwater (vermengd met

mest) dient te voldoen aan de bepalingen van het mestdecreet en haar uitvoeringsbesluiten.

Dit wordt in Vlaanderen gebundeld in het mestactieplan (MAP). In het MAP worden de

concentraties aan stikstof en fosfor beschreven die mogen worden uitgereden op het land.

Heden ten dage is Vlaanderen aan MAP 4 toe, die strengere restricties oplegt voor fosfor.

Indien de melkveehouder niet genoeg land bezit, kan deze niet de gehele mestfractie uitrijden

en moet de mest elders verwerkt worden. Dit is een extra kost voor de melkveehouder.

Daarom is het aangewezen om het melkspoelwater afzonderlijk te behandelen en niet naar de

mestkelder te brengen. Daarnaast is door het lozen van het melkspoelwater in de mestkelder

een uitbreiding van de mestkelder met 90-530 m³ noodzakelijk. (4, 5) In een laatste

verwerkingsmethode wordt het melkspoelwater op het land gebracht met als gevolg

geurhinder, contaminatie van het grondwater voornamelijk door NO3-, verzwakking van de

grondstructuur,…(1)

Omdat de huidige kleinschalige behandelingsinstallaties niet in staat zijn om het afvalwater

voldoende te zuiveren, werd in de thesis onderzoek gedaan naar een structurele oplossing. De

oplossing bestond erin om het voorspoelwater voor te behandelen met een vetvang en

trickling filter, waarna het kon gemengd worden met de hoofd- en naspoelwaters om

vervolgens verder gezuiverd te worden in een klassieke IBA. Deze opstelling werd eerst

getest in het labo om op basis van de bekomen resultaten daarna als pilootinstallatie te

bouwen voor de gehele zuivering van melkspoelwater op een melkveebedrijf.

I Literatuurstudie 1

I Literatuurstudie

1. Afvalwater van een melkveebedrijf

1.1 Reinigen van de melkinstallatie en melkkoeltank

De melkinstallatie wordt na elke melkbeurt (typisch 2 maal daags) gereinigd en de

melkkoeltank na elke ophaalbeurt (typisch 3 maal per week). De reinigingscyclus bestaat uit

drie verschillende spoelbeurten. De eerste spoelbeurt is de voorspoeling. Deze heeft als doel

de aanwezige melkresten te verwijderen. Dit wordt uitgevoerd, direct na het melken, met

zuiver lauw water (35-40°C). Hierdoor bedraagt de pH 7,33-8,03 en bevat deze spoeling de

meeste vuilvracht die gekenmerkt wordt door een hoog COD-gehalte, zwevende stof, totale

stikstofconcentratie en totale fosforconcentratie. Daardoor is dit de moeilijkst afbreekbare

spoelbeurt voor de biologische zuivering. De tweede spoelbeurt is de hoofdreiniging. Hierbij

wordt het organisch materiaal verwijderd door een alkalisch reinigingsmiddel dat is opgelost

in heet water ( >70°C). Dit wordt een aantal keer in hercirculatie gebracht. Eenmaal per week

wordt een zuur reinigingsmiddel gebruikt om de achtergebleven anorganische componenten

zoals kalksteen te verwijderen. Zowel het zure als het alkalische reinigingsmiddel zorgen

ervoor dat de bacteriën zich niet kunnen ontwikkelen. De pH van het hoofdspoelwater

schommelt hierdoor tussen 2 en 9. Het water bevat bijna geen melk maar wel hoge

concentraties aan chloriden en fosfor. (3, 6-8) Het grote verschil in pH zorgt voor een stress

toestand voor het actief slib in de biologische zuivering. Tevens is fosfor zeer moeilijk te

verwijderen uit afvalwater mits actief slib enkel onder anaerobe, zowel geen zuurstof als

nitraat aanwezig, condities fosfor opneemt. Als laatste spoeling volgt de naspoeling met

zuiver koud water, om de resterende reinigingsmiddelen en bacteriën te verwijderen. Deze

fractie vormt geen probleem voor de biologische zuivering. Het voorspoelwater maakt 1/3-1/2

uit van de totale hoeveelheid water, het hoofdspoelwater 1/3-1/4 en het naspoelwater 1/3-1/4.

(4)

Doordat het reinigingswater van de vloer en de melkput slechts kleine hoeveelheden melk

bevat maar zeer grote hoeveelheden mestresten moet deze worden opgeslagen in de

mestkelder. (2, 6)

Tabel 1 geeft een inschatting weer van de benodigde hoeveelheid reinigingswater voor een

aantal melkinstallaties. Het verbruik per jaar stijgt indien er grotere diameters van buizen en

melkmeters worden gebruikt. Er wordt 8,3 m³/dier/jaar gebruikt (tabel 2).(4) Een gemiddeld

bedrijf telt 50 melkkoeien. (9)


Tabel 1: Inschatting van de benodigde hoeveelheid reinigingswater voor een aantal

melkinstallaties (4)

aantal melkstellen waterverbruik reiniging installatie (m³/jaar)

standaard installatie

3 78

8 132

12 174

16 219

ruim gedimensioneerde installatie*

8 189

12 249

16 312

ruim gedimensioneerde installatie* met melkmeters

8 258

12 354

16 451

* inwendige diameter melkleiding > 50 mm

Tabel 2: Inschatting van de benodigde hoeveelheid reinigingswater (4)

processtap benodigde hoeveelheid reinigingswater

(m³/dier/jaar)

melkinstallatie en melkkoeltank 3,4

melkstand 2,9

melkpunt, melkhuisje, laarzen, emmers, enz. 2

totaal 8,3

1.2 Reductie van het afvalwater

Door het hoge waterverbruik is de melkveehouderij een zeer vervuilende industrie. Zo wordt

er 2,5l water per liter geproduceerde melk verbruikt (drinkwater voor de dieren niet

meegerekend). Het spoelwater kan voor een deel gereduceerd worden tot 0.5-1.0 liter water

per geproduceerde liter melk. Zo zijn de meeste melkinstallaties uitgerust met een

automatisch spoelprogramma. Hierbij wordt het water driemaal hergebruikt vooraleer het

wordt geloosd. Hiervoor wordt het naspoelwater van de eerste reinigingsbeurt als

hoofdreinigingswater voor de tweede beurt gebruikt en als voorspoelwater voor de derde

beurt.

Tevens kan het hoofd- en naspoelwater voor andere doeleinden gebruikt worden (vb. het

schoonspuiten van de melkstal, tractoren,…) Door de aanwezigheid van chemicaliën mag het

water niet onder hoge druk worden verspoten. De nevel heeft immers nadelige gevolgen voor

de gezondheid.

Sommige systemen zijn uitgerust met microfiltratie, ultrafiltratie of nanofiltratie om

detergenten, meestal NaOH, uit het spoelwater te halen om deze later te hergebruiken. Er

dient wel opgemerkt te worden dat dit een zeer dure techniek is. Hierdoor wordt deze techniek

maar zeer weinig toegepast. (2, 3)


2. Bijdrage van melk aan de vuilvracht van het melkspoelwater

Melk wordt gedefinieerd als het secretieproduct afkomstig uit de borstklier van alle

vrouwelijke zoogdieren. Vandaag de dag wordt met de term melk het secretieproduct van

koeien bedoeld. Melk is een emulsie van hoofdzakelijk water, vet en eiwitten.(10-12) Deze

laatste twee bestanddelen komen in zeer grote mate voor, waardoor melk een groot COD-

gehalte, totale stikstofconcentratie en fosforconcentratie bezit. Doordat in het voorspoelwater,

van de melkinstallatie, hoofdzakelijk melk voorkomt, wordt het voorspoelwater ook

gekenmerkt door een hoog COD-gehalte, totale stikstofconcentratie en totale

fosforconcentratie. Deze waarden zijn te hoog om met een standaard IBA, die meestal

ontworpen en gedimensioneerd zijn om huishoudelijk afvalwater te verwerken, voldoende

gereduceerd te worden. Indien een actief slib installatie gebruikt wordt ontstaat er een

drijflaag van vet en hopen de eiwitten zich op aan de bodem. Bij het gebruik van een trickling

filter vormen het vet en de eiwitten een film over het actief slib, hierdoor kunnen deze niet

voldoende zuurstof opnemen en sterven ze af. Een oplossing hiervoor is apart behandelen van

het voorspoelwater door het voorschakelen van een vetvang die het grootste deel van de

vetten en eiwitten tegenhoudt. Dit kan gebeuren door de verblijftijd voldoende hoog in te

stellen waardoor verzuring van het voorspoelwater optreedt. (13)

2.1. Fysische en fysicochemische eigenschappen

Melk is een witte tot geelwitte opake vloeistof. De kleur wordt veroorzaakt door verspreiding

en absorptie van licht door de aanwezigheid van vet en eiwitten. Door de quasi afwezigheid

van vet in magere melk is deze wit van kleur. De romige kleur wordt veroorzaakt door het

caroteen in het vet en riboflavine in de waterige fase. Beiden worden opgenomen door het

grazen. Het vet komt voor in globules omringt met een membraan. Melk in de winkel is

gehomogeniseerd, dit wil zeggen dat de vetglobules zo verkleind zijn dat ze zich niet meer

kunnen afscheiden van de rest van de vloeistof. Hierdoor is de melk zelfs na lange bewaartijd

nog homogeen. Eiwitten komen voor als micellen en bestaan meestal uit calciumzouten van

caseïne-eiwitten. Verder bestaat melk uit lipoproteïnen afkomstig van restanten van

celmembranen, microvilli en leucocyten. Buiten water, vet en eiwitten komen er suikers en

mineralen voor in melk. De dichtheid van melk bedraagt 1,029-1,039 kg/l bij 15°C. Deze

verlaagt met stijgende hoeveelheid vet en verlaging van de hoeveelheid eiwitten, suikers en

zouten. Het vriespunt van melk bedraagt -0,53 tot -0,55°C. De pH bedraagt voor verse melk

6,5-6,75. (10)

2.2. Samenstelling

Melk bestaat uit 85-88 % water, 4,7-5,0 % koolhydraten, 3,1-3,9 % proteïnen, 3,5-5,5 %

lipiden en 0,7 % mineralen.(1, 10)


2.2.1 Eiwitten

De grootste groep van de eiwitten zijn caseïne-eiwitten en maken ongeveer 80 % uit van de

eiwitten (3,1-3,9% van de melk). Deze bevatten fosfor en precipiteren bij een pH van 4.7. (1,

10) Ze kunnen opgedeeld worden in α-,β-, γ en κ-caseïne. Waarbij γ-caseïne het afbraak

product is van β-caseïne. De molaire verhouding van α/β+γ/κ is 10/8/3. Van al deze eiwitten

bestaan er genetische varianten. Hierbij zijn kleine verschillen in aminozuur samenstelling

aanwezig.

Allemaal, buiten κ-caseïne, vormen ze door de aanwezig van Ca2+ een onoplosbaar zout.

Maar door het samenklonteren van α- en β- aan κ-caseïne vormen ze een oplosbaar zout in de

melk. Bij een pH lager dan 4,7 migreren de Ca2+-ionen uit de micellen waardoor de caseïne-

eiwiten precipiteren. Van alle caseïne-eiwitten is maar 10% aanwezig als monomeer. Het

overgrote deel komt voor als caseïne complexen en micellen. Deze laatste varieert in grootte

van 50-300 nm met gemiddeld 150 nm. Dit betekent dat er 25 000 monomeren in aanwezig

zijn. De micellen zijn wel veel kleiner dan vetdeeltjes die 0,1-10 µm groot zijn. Micellen

bevatten veel water (1,9g water/ g eiwit) en zijn poreus. De monomeren blijven samen door

hydrofobe interacties, waterstofbindingen en elektrostatische reacties meestal als calcium of

calciumfosfaat bruggen tussen fosfoserine, ester van serine en fosforzuur, en glutaminezuur.

Figuur 1 geeft het moleculair niveau weer van een micel (b) en een submicel(a). De

submicellen bevatten κ-caseïne, met hun hydrofiele c-terinus, aan het oppervlak. (10, 11)

Figuur 1: Schematische voorstelling van een caseïne micel. (b) micel (a) submicel (10)

Tevens zijn er ook nog wei-eiwitten bestaande uit β-lactoglobuline en α-lactalbumin. Van al

deze eiwitten bestaan er genetische varianten door het kleine verschil in

aminozuursamenstelling. Β-lactoglobuline wordt irreversibel gedenatureerd als de pH boven

de 8,6 bedraagt, bij opwarming en bij hogere concentraties aan Ca2+ dan natuurlijk in melk

aanwezig is. Door de aanwezigheid van een vrije cysteine structuur, die openplooit bij

denaturatie door opwarming, worden er disulfide bruggen tussen β-lactoglobulines en met κ-

caseïne en α-lactalbumin gevormd.

Daarnaast zijn er nog de immoglobulinen: IgG, IgA en IgM aanwezig. (10)


2.2.2 Koolhydraten

Het meest voorkomende suiker in melk is lactose met een concentratie van 4-6%. Lactose is

een disaccharide bestaande uit β-galactose en α/β-glucose gelinked via een 1-4 binding. Zo

ontstaat er α- en β-glucose. Deze laatste lost veel beter op in water. De verhouding van deze

twee wordt bepaald door de temperatuur, maar de β-vorm komt steeds meer voor. Als de

temperatuur stijgt, verlaagt de β-vorm. Bij 0°C bedraagt de β/α-vorm 1,8 en bij 50°C

1,63.(10, 11)

2.2.3 Lipiden

Vetglobules (3,5-5,5% van de melk) zijn 0,1-10µm groot, maar het grootste deel is 1-5µm

groot. Door homogeniseren van melk worden deze kleiner dan 1µm. Hierdoor kan het enzym

lipase wel inwerken en wordt de melk zuur. Daarom moet voor de homogenisatie lipase

geïnactiveerd worden. De vetglobules bestaan uit een drielagig membraan van fosfolipiden

(30%) en eiwitten (41%).

Alhoewel deze eiwitten een lage voedingswaarde hebben tegenover caseïne en wei-eiwitten,

zijn ze van groot belang voor de gezondheid van de mens. Het vet in melk bestaat voor 85-

96% uit triglyceriden. De onvertakte verzadigde vetzuren komen het meest voor. Hiertoe

behoren vooral palmitinezuur(C16), stearinezuur (C18) en myristinezuur (C14).

Tevens komen er kleinere moleculaire vetzuren voor zoals boterzuur (C4) en capronzuur

(C6). De onverzadigde vetzuren komen steeds vertakt voor. Hierbij is oliezuur (C18) de

meest voorkomende. Daarnaast komt linolzuur (C18) in kleinere mate voor alhoewel deze

veel voorkomend is in het voeder. Dit is te verklaren doordat het wordt afgebroken in de pens

van de koe. (10, 11)

2.2.4 Mineralen en vitaminen

De meest voorkomende mineralen zijn: fosfaat, kalium, calcium en chloor. Samen hebben ze

een concentratie van 6,7 g/l. De meest voorkomende vitaminen zijn: vitamine B2 en C.

Beiden zijn wateroplosbaar. (10, 11)


3. Samenstelling melkspoelwater

Melkspoelwater wordt gekarakteriseerd door een hoog COD-gehalte, BOD-gehalte, totale

stikstofconcentratie en totale fosforconcentratie (tabel 3). Deze zijn afkomstig van de vetten,

eiwitten en suikers die in de melk voorkomen en de reinigingsmiddelen die gebruikt

worden.(14) De totale stikstofconcentratie bestaat voornamelijk uit stikstof onder organische

vorm (aminozuren van de proteïnen). Door gebruik te maken van basische of zure

reinigingsmiddelen kan de pH variëren van 3.5-12. Maar doordat de basische

reinigingsmiddelen veel meer gebruikt worden dan de zure reinigingsmiddelen, meestal maar

één maal per week, bedraagt de pH gemiddeld 7-12.

De meest gebruikte reinigingsmiddelen bevatten: HNO3, H3PO4 en NaOCl en zorgen voor de

hoge concentraties aan nitraat, fosfaat en chloriden in het hoofdspoelwater. Het COD-gehalte,

de zwevende stof en totale stikstofconcentratie van het melkspoelwater wordt hoofdzakelijk

teruggevonden in het voorspoelwater en bedraagt 2806-5384 mg/l , 67-148 mg/l en 70,91-

121,27 mg/l. De totale fosforconcentratie en chlorideconcentratie wordt hoofdzakelijk

weergevonden in het hoofdspoelwater en bedraagt 8,70 mg/l- 52,77 mg/l en 195-323 mg/l.

(1, 6-8)

Tabel 3 geeft de samenstelling weer van de deelstromen gebaseerd op twee bedrijven in

Vlaanderen.

Tabel 3: Samenstelling deelstromen melkspoelwater (8)

parameter voorspoelwater

melkinstallatie

hoofdspoelwater

(alkalisch)

melkinstallatie

naspoelwater

(alkalisch)

melkinstallatie

hoofdspoelwater

(zuur)

melkinstallatie

naspoelwater

(zuur)

melkinstallatie

COD [mg/l] 2 806 - 5 384 45 - 71 10 - 18 220 - 744 17 - 21

BOD [mg/l] 1 880 - 4 140 7 - 8 4 - 8 33 - 370 7 - 12

ZS [mg/l] 67 - 148 3 - 3 <1 - 1 2 - 3 <1 - 3

Ntot [mg/l] 70.91 - 121.27 1.23 - 4.92 1.34 - 4.23 1.21 - 18.87 1.44 - 4.14

Ptot [mg/l] 13.26 - 21.68 8.70 - 52.77 <1 - 2.8 517.76 - 566.18 14.44 - 29.78

pH 7.33 - 8.03 10.75 - 11.50 8.70 - 8.72 2.10 - 2.12 7.00 - 7.20

EC [µS/cm] 862 - 1 221 2 203 - 3 514 824 - 1195 2524 - 3198 770 - 1090

SO4-2

[mg/l] 84 - 179 85 - 188 85 - 179 89 - 186 98 - 179

Cl- [mg/l] 58 - 153 195 - 323 54 - 144 45 - 152 46 - 144

Wat met het afvalwater dient te gebeuren en welke klasse van milieuvergunning dient

aangevraagd te worden, is opgenomen in VLAREM I en II. De regels zijn enerzijds

afhankelijk van de samenstelling van de diverse deelstromen en anderzijds van de ligging van

het bedrijf. Zo zijn de normen voor lozing in de openbare riolering: (15)

pH 6-9,5

temperatuur max. 45°C

afmeting zwevende stoffen max. 1 cm

zwevende stof max. 1g/l

stoffen extraheerbaar met petroleumether max. 0,5g/l


Het geloosde bedrijfsafvalwater mag geen opgeloste, ontvlambare of ontplofbare gassen, noch

producten die de afscheiding van dergelijke gassen kunnen teweegbrengen bevatten. Het

veroorzaakt geen verspreiding van uitwasemingen waardoor het milieu wordt bedorven.

Tevens bevat het, zonder uitdrukkelijke vergunning, geen stoffen die een gevaar betekenen

voor het onderhoudspersoneel van de riolering en de zuiveringsinstallaties, de leidingen

kunnen beschadigen of verstoppen, een beletsel vormen voor de goede werking van de pomp-

en zuiveringsinstallaties, een zware verontreiniging van het ontvangende oppervlaktewater

kunnen veroorzaken of die het ontvangende oppervlaktewater waarin het water van de

openbare riool wordt geloosd, zwaar kunnen verontreinigen.

Daarenboven wordt de verwerkbaarheid van het water beoordeeld volgens de regels en

criteria die vermeld zijn in de bijlage van het besluit van de Vlaamse Regering van 21 oktober

2005 houdende vaststelling van de regels inzake contractuele sanering van bedrijfsafvalwater

op een openbare rioolwaterzuiveringsinstallatie. Dit houdt ondermeer in dat het afvalwater

niet mag bestaan uit grote volumes met een laag COD-gehalte en dat de afvalwaterparameters

(COD, BOD, stikstof en fosfor) aan opgestelde verhoudingen moeten voldoen. Tevens dient

de lozing van gevaarlijke stoffen van bijlage 2C maximaal te worden voorkomen door de

toepassing van de beste beschikbare technieken. (14)

De normen voor lozing op oppervlaktewater:(2, 16)

pH 6,5-9

BOD in vijf dagen bij 20°C max. 25 mg/l

temperatuur max. 30°C

bezinkbare stoffen max. 0,5 ml/l

zwevende stoffen max. 60 mg/l

perchloorethyleenextraheerbare apolaire stoffen max. 5 mg/l

anionische, niet-iogene en kationische oppervlakteactieve stoffen max. 3 mg/l

ammonium-N max. 5 mg/l

Kjeldahl-N max. 6 mg/l

nitraat en nitriet max. 10 mg/

ortho-fosfaat max.0,3 mg/l

totaal fosfaat max. 1 mg/l

Het te lozen bedrijfsafvalwater dat in zodanige hoeveelheid pathogene kiemen bevat dat het

ontvangende water er gevaarlijk door kan worden besmet, moet ontsmet worden. Tevens mag

een representatief monster van het geloosde bedrijfsafvalwater geen oliën, vetten of andere

drijvende stoffen bevatten. Bovendien dient de lozing van gevaarlijke stoffen van bijlage 2C

maximaal te worden voorkomen door de toepassing van de beste beschikbare technieken.

Indien het melkspoelwater rechtstreeks wordt geloosd op de akker leidt dit tot vervuiling van

het milieu, eutrofiëring, stankhinder en een mogelijke insectenplaag. (1)


4. Algemeen principe zuivering afvalwater

Afvalwater moet gezuiverd worden tot de opgestelde lozingsnormen met behulp van een IBA.

De behandeling van afvalwater bestaat uit drie opeenvolgende fasen. De primaire behandeling

zorgt voor een scheiding tussen de drijvende en bezinkbare deeltjes. Dit kan uitgevoerd

worden door gebruik te maken van een vetvang, coalescentie-afscheider of DAF, dissolved air

flotation. Deze zijn nodig mits er anders in de secundaire behandeling een vetlaag ontstaat die

nefast is voor de beluchting. De secundaire behandeling verwijdert de opgeloste organische

stof d.m.v. biologische omzetting door bacteriën onder aerobe omstandigheden. Het

organisch materiaal (suikers, eiwitten, vetten) wordt omgezet naar celmassa en CO2 en hierbij

wordt zuurstof verbruikt. Zo is de O2-vraag een maat is voor de organische vervuiling. Door

afbraak van organisch materiaal is er een vermindering van de BOD en COD.(2) De derde

stap wordt enkel uitgevoerd als het water wordt geloosd op oppervlaktewater mits hier hogere

eisen worden gesteld op vlak van stikstof en fosfor. De IBA’s moeten efficiënt, robuust en

goedkoop zijn in zowel aankoop als in werking. (1, 2)

4.1 De primaire stap

Voor de verwerking van melkspoelwater bestaat de primaire stap uit het verwijderen van een

groot deel van de eiwitten en het vet. Een vetvang wordt gebruikt om zwaardere deeltjes en

vetten te scheiden uit het afvalwater. Door een constructie van schotten zullen de zwaardere

deeltjes bezinken op de bodem en vetten, lichter dan water, zich afscheiden en een drijflaag

vormen aan het oppervlak. Indien de pH lager is dan 4,7 zullen de caseïne-eiwitten

precipiteren. Tevens worden schadelijke stoffen verdund en homogeen verdeeld. (1, 2, 13)

Figuur 2: Vetvang (2)

Men kan de tank ook uitrusten met DAF, dissolved air flotation. Dit is een techniek waarbij

lucht onder druk wordt opgelost in het afvalwater zodat door een drukval er kleine

luchtbellen, 10-100µm, ontstaan. Aan deze luchtbellen hechten zich vetten vast zodat deze

bovenaan het bassin terecht komen. Een andere optie is een coalescentie-afscheider. Dit is een

olie- en vetafscheider die is uitgerust met een extra filterdoek (op een raamwerk gespannen)

of een pakkingsmateriaal (oleofiel materiaal).


Hierdoor zullen de zeer fijne oliedruppeltjes samen klitten tot druppels die groot genoeg zijn

om onder invloed van de opdrijvende kracht van het water naar het oppervlak te migreren. (1,

13, 17)

4.2 De secundaire stap

Hier wordt de opgeloste organische stof verwijderd d.m.v. biologische omzetting en dit door

bacteriën onder aerobe omstandigheden. Hierdoor ontstaat CO2, water en slib. De bacteriën

kunnen in oplossing gebracht worden of op dragermateriaal zitten. Er wordt gekozen voor een

aeroob systeem omdat deze sneller, goedkoper, gemakkelijker te gebruiken zijn t.o.v.

anaerobe systemen en er zich geen gasexplosie kan voordoen. Wel zijn er een paar nadelen

aan verbonden: grote hoeveelheden slib die moeten verwijderd worden, hoge werkingskost

door toevoeging van zuurstof, prestatie afhankelijk van pH, type tank en er wordt geen biogas

geproduceerd dat een deel van de werkingskosten kan inperken. (1, 18)

De compactsystemen of de mechanische systemen zijn kleiner dan de plantensystemen en

kunnen vaak volledig onder de grond weggewerkt worden. Tevens is het rendement van

plantensystemen afhankelijk van de temperatuur. Waardoor het in de winter zo goed als niet

toepasbaar is.(2, 19)


5. Toepassingsgebied van verschillende zuiveringsmethoden

Melkspoelwater kan op verschillende manieren worden gezuiverd. Zo is er reverse osmose,

eiwitafscheiding, verwijdering van nutriënten en aerobe/anaerobe biologische zuivering. Er

kan ook als voorbehandeling aan coagulatie/floculatie gedaan worden. Biologische zuivering

prefereert boven alle voorgenoemde technieken. De belangrijkste reden is de lagere kost; deze

omvat zowel de bouw-, energie- en onderhoudskosten. Maar er zijn ook nadelen: niet alle

componenten kunnen afgebroken worden, een lage stabiliteit als er een piekbelasting optreedt,

de kosten voor slibverwerking en er is veel grondoppervlak nodig.(7, 20, 21)

5.1 Soorten microbiële aggregaten en hun aeroob reactor

De aerobe afvalwaterzuivering is gebaseerd op drie soorten microbiële aggregaten. De eerste

zijn statische biofilms die toegepast worden bij trickling filters, biological aerated filters,

submerged aerated filters en biorotors. De tweede zijn dynamische biofilms die worden

toegepast bij biofilm fluidized bed reactors en biofilm airlift suspension reactors. Als laatste

zijn er vlokken die toegepast worden in actief slib installaties. Door de ongeschiktheid van

vlokken voor de behandeling van voorspoelwater, zoals beschreven in eigen onderzoek, wordt

deze techniek niet verder beschreven. Figuur 3 geeft de toepassing van de drie soorten

microbiële aggregaten met hun aeroob reactortype weer in functie van de

substraatconcentratie (COD-gehalte) en debiet.

In gebied A zal de verblijftijd in de reactor zo groot zijn dat de micro-organismen in suspensie

groeien. Door het grote debiet in gebied B is er enkel statische biofilm groei mogelijk mits

dynamische biofilm en vlokken worden uitgespoeld. In gebied C is dynamische biofilm groei

mogelijk mits het debiet lager ligt. Gebied D stelt de toepasbaarheid van vlokken zoals

toegepast in actiefslib installaties weer. Hierbij is bezinking en biomassa recycle nodig. In

gebied E moet er anoxisch gewerkt worden met een upflow sludge blanket (USB). (22, 23)

Figuur 3: Concentratie (COD-gehalte)-debiet diagram voor toepassing van vlokken en

biofilms (22)


Door het plaatsen van een vetvang wordt het COD-gehalte van het voorspoelwater met

56,75% gereduceerd (waarde verkregen uit eigen onderzoek). Hierdoor zou het COD-gehalte

na de vetvang 1214-2328 mg/l bedragen. (8) Uit figuur 3 kan men afleiden dat zowel statische

als dynamische biofilms kunnen worden toegepast. Deze worden verder besproken in puntjes

6 en 7.

5.2 Microbiële aggregaten

Slib kan voorkomen als individuele cellen, biofilm (statisch en dynamische) of vlokken. De

laatste twee bieden voordeel in de downstream processing door een gemakkelijkere scheiding

tussen vloeistof en slib. Met de term vlok wordt een verzameling van individuele cellen en

micro-kolonies bedoeld. Dit treedt op onder specifieke reactoromstandigheden en heeft een

grootte van 10-150µm. Met de term biofilm wordt een complexe coherente structuur van

individuele cellen en celextractieproducten, zoals polysachariden en proteïnen, bedoeld. Deze

kunnen zowel statisch als dynamische voorkomen. De statische biofilms hebben een dikte van

20-12 000 µm met een gemiddelde van 300 µm en de dynamische biofilms minder dan 100

µm (18, 20, 22, 23)

Bij statische biofilm reactoren en dynamische biofilm reactoren (zie later) bevindt de biofilm

zich op het dragermateriaal. De biofilm het zal substraat biologisch afbreken. Dit substraat

bestaat uit organische stof, stikstof – en fosforcomponten. Voor een betrouwbaar proces zijn

hoge concentraties aan stabiele biomassa onontbeerlijk. Daarom moet het dragermateriaal

glad zijn om volledig bedekt te kunnen worden met biomassa. Zo kunnen er geen brokjes

dragermateriaal uit de reactor worden weggespoeld. Wel leidt glad dragermateriaal tot

moeilijkere aanhechting van biomassa. Het doel is het behalen van een steady-state proces

waarin er zich evenveel biomassa aan het dragermateriaal hecht dan dat er los komt. (20, 22,

24)

Het ontstaan van een biofilm op het dragermateriaal wordt bepaald door 4 mechanismen:

transport, initiële aanhechting, definitieve aanhechting en aangroei. Het eerste mechanisme,

transport, bestaat uit diffusie en precipitatie. Diffusie is een traag proces ten gevolge van de

willekeurige beweging van deeltjes (hier bacteriële cellen) en treedt voornamelijk op bij

stilstaande vloeistoffen. Precipitatie treedt voornamelijk op bij bewegende vloeistoffen.

Wanneer bacteriën het oppervlak van het dragermateriaal bereiken, zullen ze initieel hechten.

Dit kan zowel reversibel als irreversibel zijn en wordt bepaald door de sterkte van de

vanderwaalskrachten. De definitieve aanhechting gebeurt door sterke krachten (ionaire

bindingen, waterstofbruggen en covalente bindingen) tussen de bacteriën, dragermateriaal en

de celextractieproducten, zoals polysachariden. Deze aanhechting wordt versneld als het

dragermateriaal positief geladen is door aanwezige kationen mits het oppervlak van de micro-

organismen negatief geladen is. Tevens versnelt de mate van hydrofoobheid en ruwheid de

definitieve aanhechting. Door het aanwezig zijn van een biofilm met polysachariden is de

omzetting van substraat veel hoger dan bij actief slibinstallaties.


Dit is te verklaren doordat biofilm substraat kan accumuleren waardoor de concentratie aan

substraat rond de bacteriën veel hoger is dan bij actief slib waaruit volgt dat ze sneller kunnen

groeien en dus meer substraat verbruiken (18, 24, 25)

Door de aanwezigheid van substraat zal de biofilm aangroeien. Het substraat, bestaande uit

zowel koolstof-, fosfor- en stikstofbronnen en zuurstof, dient zich via diffusie door de

oplossing te verplaatsen tot aan het oppervlak van de biofilm. Daarna dient er ook diffusie op

te treden naar het centrum van de biofilm zodat er daar omzetting kan plaatsvinden. Hierdoor

ontstaat een substraatgradiënt in de vloeistof en de biofilm. De penetratiediepte van het

substraat hangt af van de substraatconcentratie in de vloeistof, de poreusheid en

reactiesnelheid van de biofilm. Voor het slecht oplosbare substraat zuurstof is de

penetratiediepte zeer klein (100-150 µm). Door de substraatgradiënt in de biofilms ontstaat er

ook een groeigradiënt. Hierdoor bevinden zich in de biofilms meerdere species in een

gelaagde structuur. Hierbij zullen de organismen met de hoogste groeisnelheid zich aan het

oppervlak bevinden en in het centrum die met de laagste groeisnelheid en de denitrificeerders.

Deze laatste groeien onder anoxische omstandigheden. Door deze opbouw zullen de traagst

groeiende organismen beschermd worden tegen afschuifkrachten waardoor ze minder worden

uitgewassen en dus meer kans hebben om in het systeem voor te komen dan als ze als

individuele cellen zouden voorkomen. Wel zal de maximale groeisnelheid, die plaatsvindt bij

individuele cellen, niet gehaald worden.

De mate waarin de substraatgradiënt en dus de groeigradiënt zich voordoen hangt af van

fysische eigenschappen van de biofilm zoals: grootte, densiteit en poreusheid. De biofilm

moet voldoende dik zijn om voldoende biodegradatie te laten doorgaan maar moet dun

genoeg zijn om massatransport toe te laten. (18, 20, 22, 23, 25)

Figuur 4: Gelaagdheid van de biofilm door substraatgradiënt (26)


Het loskomen van biomassa van het dragermateriaal vindt plaats door drie factoren. De eerste

factor is begrazing. Dit houdt het consumeren van bacteriën in, die aanwezig zijn op de

buitenste laag van de biofilm, door protozoa, slakken, larven en wormen. De tweede factor,

erosie, houdt het loskomen van kleinere biofilmfragmenten door wrijvingskrachten afkomstig

van het influent in. De derde factor, abrassie, is het loskomen van kleinere biofilmfragmenten

door wrijving met elkaar. De mate waarin deze processen zich voordoen is afhankelijk van de

hydrodynamica van de vloeistoffase, morfologie van de biofilm en het dragermateriaal.

Zo kan geconcludeerd worden dat een verhoging in turbulentie en debiet van het influent er

toe leidt dat de biofilm compacter en dunner is. Het loskomen van biofilm is een positief

proces indien dode bacteriën plaats maken voor de aangroei van actieve bacteriën. Dit proces

mag echter niet sneller voorkomen dan de aangroeisnelheid want anders verliest het

dragermateriaal teveel biomassa waardoor de efficiëntie sterk daalt. De mate van loskomen

van biomassa kan gestuurd worden door het afregelen van het influentdebiet. (20, 22, 24, 25)


6. Statische biofilm reactoren

Trickling filters, biological aerated filters en submerged aerated filters bevatten een vast

filterpakket dat dienst doet als dragermateriaal voor het slib. Er wordt van een statisch biofilm

systeem gesproken als dit dragermateriaal met het slib zich niet verplaatst. (20, 23)

6.1 Trickling filter

Bij een trickling filter wordt het influent enkel biologisch omgezet en niet gefilterd zo als de

naam zou kunnen aangeven. Een trickling filter is opgebouwd uit een pomp die het influent

naar het verdelingssysteem leidt, een verdelingssysteem die het influent over het

dragermateriaal brengt, een structuur die het dragermateriaal bij elkaar houdt, een drainage en

ventilatie systeem. Figuur 5 geeft een doorsnede weer van een trickling filter met de

verschillende onderdelen. Het influent beweegt onder invloed van de zwaartekracht naar

beneden terwijl de lucht zich opwaarts of neerwaarts in het dragermateriaal beweegt. Door de

aangroei van de statische biofilm zal periodiek een deel van het slib van de trickling filters

afschuiven, waardoor een nabezinker noodzakelijk is. Het effluent kan deels gerecirculeerd

worden voor een beter rendement maar is noodzakelijk bij een laag debiet aan influent om het

dragermateriaal vochtig te houden. Dit is noodzakelijk anders resulteert dit in droge zones die

voor een inefficiënte afbraak van het influent, geurhinder en ophoping van biomassa zorgen.

In vergelijking met een actief slib installatie bevat een trickling filter een hogere

biomassaconcentratie. Zo bedraagt deze voor een actief slib installatie 700-2500 mg MLVSS/l

en voor een trickling filter 2000-100 000 mg MLVSS/l filtervolume. De laatste afkorting staat

voor mixed liquor volatile suspended solids en is een maat voor de hoeveelheid levende

biomassa. Door de grotere biomassaconcentratie en het aanwezig zijn van een biofilm is de

efficiëntie van een trickling filter veel hoger dan dat van een actief slib installatie. Tevens is er

weinig toezicht nodig, heeft het een laag elektriciteitsverbruik, is het bestand tegen

piekbelastingen, heeft het een hoge nitrificatie efficiëntie en is er weinig slibproductie. Deze

laatste drukt de kosten van de dure slibverwerking die voor een actief slibinstallatie kan

oplopen tot de helft van de constructie- en exploitatiekosten. Echter de trickling filter kan

verstoppen door biomassa ophoping, is minder controleerbaar, flexibel en is vatbaar voor

macrofauna (o.a. vliegenlarven, slakken en wormen). Deze gebruiken het slib als

voedingsbron waardoor de hoeveelheid slib in de trickling filter verlaagt met een verlaging

van de efficiëntie tot gevolg. Een trickling filter is duur in opbouw maar heeft daarna weinig

kosten vergeleken met een actief slibinstallaties (voornamelijk door beluchting en

slibverwerking). (18, 21, 23, 25, 27, 28)


Figuur 5: Doorsnede opbouw trickling filter (27)

6.1.1 Verdelingssysteem

Het verdelingssysteem bestaat uit 2 of 4 armen die loodrecht op elkaar staan en boven het

dragermateriaal ronddraaien en zo zorgen voor gelijkmatige verdeling van het influent zodat

het gehele filteroppervlak in contact kan komen met het influent. Een tweede mogelijkheid is

het gebruiken van vaste sproeikoppen. Dit wordt minder toegepast omdat het moeilijker is om

het influent gelijkmatig te verdelen. Bij het systeem met armen bepaalt het debiet de biofilm

dikte. Indien het debiet te laag is zal dit resulteren in droge zones die het effluent minder

goed kunnen afbreken waardoor geurhinder en slibophoping optreden. Tevens bestaat er een

maximaal debiet dat niet mag worden overschreden anders spoelt er teveel slib mee en zal

afbraak van het influent sterk worden verlaagd. Het verdelingssysteem kan elektrisch of

hydraulisch worden aangedreven. Het debiet wordt in het hydraulische systeem geregeld door

de openingen in de armen meer of minder te openen. Tevens zal de afstand tussen de

openingen groter zijn in het centrum van de trickling filter. Met een elektrische aandrijving is

er een meer preciezere controle van de snelheid mogelijk. (26, 27, 29)

6.1.2 Dragermateriaal

Dragermateriaal vergroot het oppervlak waaraan biofilm zich kan hechten. Het ideale

dragermateriaal heeft een groot specifiek oppervlak zodat er veel biofilm kan aangroeien,

hoge duurzaamheid, een hoge porositeit voor het voorkomen van verstoppen en verbeteren

van de aeratie en het is bovenal goedkoop. Vroeger werd roodhout of behandelde houtlatten

gebruikt omwille van hun vochtbestendigheid, de grotere verscheidenheid aan reactieve

groepen en het mogelijks voorhanden zijn van nutriënten. Maar door hun hoge kost en het

weinig voorhanden zijn, worden deze niet meer gebruikt. Momenteel worden stenen of

plastics als dragermateriaal gebruikt. (18, 25, 27) Deze bepalen de afmetingen van de

trickling filters. Indien stenen als dragermateriaal worden gebruikt, kan de diameter tot 60 m

bedragen en de hoogte 1-2,5 m.


Indien plastics als dragermateriaal worden gebruikt, bedraagt de diameter 6-12 m en de

hoogte 4-12m.(21, 23) Plastics kunnen zowel random, verticale flow als cross-flow

voorkomen (zie tabel 4) in zowel een gladde als een ruwe uitvoering. Tabel 4 geeft een

overzicht van de verschillende mogelijke dragers met hun eigenschappen. Plastics hebben

t.o.v. stenen een hoger specifiek oppervlak en grotere poriën. Door het hoger specifiek

oppervlak kunnen grotere hydraulische ladingen verwerkt worden mits er per volume-eenheid

meer biomassa voorkomt. De grotere poriën verbeteren de zuurstofcirculatie en de controle

van de biofilmdikte mits er geen ophoping is van de biomassa die het massatransport kan

inhiberen.

Slakken, restant van de reactie tussen erts en steenkool in een hoogoven, met een diameter

van 50 mm zijn ideaal. Deze bevatten spleten die influent en biomassa kunnen tegenhouden.

Echter zijn deze meer gevoelig voor schommelingen tussen vries - en dooitemperaturen

omdat bij bevriezen van water de slakken uit elkaar kunnen vallen. Dit resulteert in fijne

steenslag dat samen met biomassa tot verstopping van de filter kan leiden. Indien hoge

hydraulische ladingen worden toegevoegd aan een filter met stenen zal de biomassa snel

toenemen. Hierdoor zal er zich een waterlaag aan het oppervlak vormen waardoor de

zuurstofcirculatie wordt verlaagd. Uiteindelijk resulteert dit in zeer lage afbraakefficientie. Dit

kan wel verbeterd worden door geforceerde beluchting toe te passen, het influentdebiet te

verlagen, een beluchtingsnetwerk in het filterpakket te integreren en hogere eisen te stellen

aan de nabezinker. Tevens is de massa van stenen veel groter dan plastics waardoor de

trickling filters ondiep, 3 maal lager dan deze met plastic dragermateriaal, worden uitgevoerd.

Daarom wordt er meestal voorkeur gegeven aan plastic dragermateriaal. (26, 27)

Tabel 4: Soorten dragermateriaal met hun eigenschappen (27, 30)


6.1.3 Drainage en ventilatie

Het drainage systeem onderaan de trickling filter zorgt zowel voor het wegstromen van het

effluent als voor een ruimte dat voor de ventilatie zorgt. Deze ruimte is 0,3-0,6 m hoog. Voor

trickling filters met stenen worden er voornamelijk betonplaten gebruikt om de massa van de

stenen te kunnen dragen. Voor filters met plastic dragermateriaal kunnen betonnen pijlers,

versterkt glasvezel en hoge-densiteit-polyethyleen worden gebruikt.

Ventilatie is noodzakelijk om aerobe respiratie te verkrijgen en om de temperatuur te regelen

bij koudere perioden. Zo is het nodig om de temperatuur boven de 10°C te houden mits

nitrificatie sterk daalt onder deze temperatuur. Ventilatie kan verkregen worden door

mechanische ventilatie of natuurlijke luchtbewegingen. Mechanische ventilatie gebeurt met

lage druk ventilatoren die continu lucht door het systeem brengen met een druk lager dan

1000 Pa. Deze methode vereist een verdelingsnetwerk mits de lucht zichzelf niet zal

verspreiden zoals bij natuurlijke luchtbeweging. Door de hoge elektriciteitskosten wordt

voorrang gegeven aan natuurlijke luchtbewegingen die ontstaan in de ruimte onderaan de

trickling filter, de verluchtingsgaten aan de rand van het dragermateriaal en het

verdelingsnetwerk. Natuurlijke luchtbeweging wordt veroorzaakt door het densiteitverschil

tussen de lucht in en buiten de trickling filter veroorzaakt door verschil in temperatuur en

vochtigheid. Aangezien de lucht in de trickling filter warm is (door de microbiële activiteit)

en vochtig (door het influent), zal deze een opwaartse beweging doorheen de filter maken. Dit

is te verklaren doordat warme/vochtige lucht lichter is dan koude/droge lucht. Bij grote

installaties wordt dit het best vermeden omdat de laagste concentratie aan zuurstof wordt

vrijgesteld aan dat deel van de filter die de grootste zuurstofvraag heeft (namelijk de

bovenkant). Daarom wordt voor grote installaties en indien er geen temperatuursverschil

aanwezig is, gebruik gemaakt van mechanische ventilatie. Zo niet ontstaan er anoxische zones

en daalt de efficiëntie.(23, 26, 27, 29)

6.1.4 Process flow diagram en design parameters

De mate van de efficiëntie van een trickling filter wordt bepaald door de mate van

recirculatie. Door te recirculeren wordt het influent verdund met het al behandelde effluent en

hierdoor zal de afbraakefficiëntie verhogen door de langere verblijftijd en het vochtig houden

van de filter waardoor minder macrofauna kan aangroeien. Tevens blijft de trickling filter

voldoende vochtig en kan de dikte van de biofilm gehandhaafd worden. Wanneer het debiet

te laag is, door te weinig te recirculeren, zullen er droge zones ontstaan. Daardoor zal er

minder zuurstofoverdracht mogelijk zijn en zal het effluent minder goed afgebroken worden.

Hierdoor zal biomassa zich ophopen en kunnen er zich larven ontwikkelen. Er zijn

verschillende recirculatie methodes mogelijk, figuur 6 geeft de vier meest voorkomende weer.

Er kan een opsplitsing gemaakt worden op het aantal filters en wijze van recirculatie. Bij

model A, dat bestaat uit één trikling filter, wordt het effluent direct gerecirculeerd. Hierdoor

wordt het slib mee gerecirculeerd waardoor de trickling filter kan vertoppen. Bij model B, dat

ook uit één trickling filter bestaat, kan dit niet gebeuren. Modellen C en D kunnen grotere

volumes verwerken. Bij model C kunnen beide trickling filters verstoppen door het slib. Bij

model D wordt dit risico zeer sterk verlaagd.


Maar er moet rekening gehouden worden met het minimale debiet voor trickling filter 2, dat

nodig is om de filter vochtig te houden en de dikte van de biofilm te controleren. Tabel 5 geeft

de design parameters weer voor verschillende beoogde reacties. (26, 27, 29, 31)

Figuur 6: Meest voorkomende process flow diagrammen met recirculatie. (A en B) een

stap trickling filters (C) twee staps trikling filter (D) twee traps trickling filter met

tussenliggende bezinker. (27)

Tabel 5: Ontwerpparameters trickling filter (27)

(a) toepasbaar voor ondiepe trickling filters

(b) concentratie in de effluentstroom van de bezinker

Opmerking: roughing is een voorbehandelingstechniek waarbij grote volumes influent over de trickling filter

worden gebracht en zo worden ontdaan van organische onzuiverheden


6.1.5 Nitrificatie

Indien er een hoge graad van nitrificatie bij trickling filters met plastic medium dient op te

treden dienen volgende parameters toegepast te worden: cross-flow medium omdat het

contactoppervlak per volume-eenheid hier hoger is t.o.v. andere plastic. Hierdoor kunnen de

trager groeiende autotrofe nitrificatie bacteriën die dunnere biofilms vormen voldoende

aanwezig zijn. Tevens mag het COD-gehalte van het influent niet te hoog zijn mits anders de

hetetrofe biofilm de autotrofe nitrificatie biofilm kan overwoekeren. Eveneens moet er

voldoende mechanische ventilatie geïnstalleerd worden zodat de zuurstofconcentratie

voldoende hoog is over het gehele volume. (26, 27)

6.1.6 Macrofauna controle

De aanwezigheid van macrofauna (vliegenlarven, slakken en wormen) in de trickling filters

leidt tot overlast en verlaging van het rendement. Deze gebruiken het slib als voedingsbron

waardoor de hoeveelheid slib verlaagt. Deze kunnen verwijderd worden door een combinatie

van fysische en chemische toepassingen. Het doel is om een toxische omgeving te creëren

waarin ze niet meer kunnen aangroeien of waardoor ze afsterven. Wel dient het de werking

van het actief slib niet te inhiberen. Een allereerste oplossing is de filter voldoende vochtig te

houden waardoor de larven uitgespoeld worden. Een duurzame oplossing om vliegjes te

verwijderen is het voorhanden zijn van een grasveldje rondom de filters waardoor de vliegen

hierop hun eitjes leggen. Meer specifieke technieken zijn: periodisch hoge hydraulische

ladingen en debieten over de filter brengen, de filters periodisch laten vollopen of een hoge

ammonium dosis. Deze technieken worden eens per maand toegepast gedurende een tweetal

uur. Er dient wel opgemerkt te worden dat sommige technieken in het ene geval wel werken

en in het andere totaal niet.

Het periodisch hoge hydraulische ladingen en debieten over de filter brengen, zorgt voor

voldoende bevochtiging van de filter, verlaging van droge zones en plaatsen waar de larven

zich kunnen ontwikkelen. De filter kortstondig laten vollopen kan met een basische oplossing

op basis van CaO of NaOH. Bij pH 10 zijn 99% van de larven vernietigd. Bij toevoeging van

NH4Cl van pH 9,2 (NH3-N=150 mgN/l) zijn 100% van de slakken vernietigd. Dit dient wel

direct over de filter gebracht te worden en niet in het influent. Dan zijn er hogere

concentraties nodig (1000-1500 mg N/l). Larven en slakken die in het effluent meespoelen

kunnen via gravitatie worden verwijderd. Tevens kunnen nog insecticiden gebruikt worden

maar deze tasten de biofilm aan. (27, 31, 32)


6.1.7 Case study

Als dragermateriaal kan naast plastic en steengruis ook zand gebruikt worden. In een case

study (33), wordt een zandfilter, die periodiek werd belast, bestudeerd. Er werd gebruik

gemaakt van synthetisch melkspoelwater dat voornamelijk bestond uit glucose, melkpoeder

en NaHCO3. De zandfilter had een diameter van 0.3m en een lengte van 0.9m. Deze werd met

1 liter (10 g/l DS) actief slib, afkomstig van een rioolwaterzuivering, geïnoculeerd. De

biomassa groeide voornamelijk in de bovenste lagen aan door het meer voorhanden zijn van

nutriënten. Hierdoor was de retentietijd hoger en ontstonden er plassen op de bovenste lagen.

In onderstaande figuur 7 is de opbouw van de zandfilter weergegeven:

Figuur 7: Opbouw zandfilter (33)

De filter bestaat uit een eerste laag van grof grind (10-22 mm doorsnede) gevolgd door een

laag van grof zand (0.45 mm doorsnede) en een herhaling van kiezelsteentjes (10-20 mm

doorsnede) en fijn zand (0.11mm doorsnede). Het zand werd door de onderste gravel laag

tegengehouden en werd dus nooit uitgespoeld.

In het bovenste deel van de zandfilter, met de grof zandlaag, werd de hoogste efficiëntie

waargenomen. Tevens werd hier de grootste hoeveelheid biomassa teruggevonden.

Bij een hydraulische belasting van 22 g BOD/m².d. en een influentconcentratie van 3000

mg/l trad er na één doorgang afbraak van COD, ammonificatie en nitrificatie op. Na 3 cycli

werd er 99% BOD, 83% fosfor en 37% van de totale stikstof verwijderd. Het verwijderen,

dus het adsorberen, van fosfor hangt in grote mate af van de pH, calcium mineralen,

aluminium mineralen en de ijzer-fosfor verhouding mits er onoplosbare zouten kunnen

gevormd worden. Indien de filter niet meer voldoende fosfor verwijdert, dient deze vernieuwd

te worden. (33)


6.1.8 Commercieel beschikbare systemen en dragermateriaal

De Vlaamse firma Purotek verkoopt het syteem Kokopur® voor de verwerking van

huishoudelijk afvalwater en heeft als dragermateriaal kokosvezels. De vezelstructuur heeft

een groot specifiek oppervlak voor ad- en absorptie voor voedingsstoffen en water. De vezel

bevat voldoende lucht via de microporiën waardoor het systeem niet belucht dient te worden.

Dit dragermateriaal wordt in een biobed geïnstalleerd. Het influent wordt periodiek over het

biobed gebracht. Het systeem is ook te gebruiken tijdens de winter omdat kokosvezel het

systeem isoleert. (34)

Figuur 8: Geheel overzicht Kokopur®

van Purotek (34)

Het Belgisch-Nederlands bedrijf Merrem & la Porte brengt verschillende plastic

dragermaterialen op de markt (zie figuur 9). Margerita is een random plastic dragermateriaal

gebouwd uit polypropyleen en heeft een diameter van 175 mm. (35) SESSIL® bestaat uit

lange stroken polyethyleen met een breedte van 30 mm en een specifiek oppervlak van 100 tot

250 m²/m³. BIO-NET® bestaat uit een cilindrische structuur van polyethyleen en heeft een

specifiek oppervlak van 100 tot 250 m²/m³ met 96% lege ruimte. (35-37)

Figuur 9: Dragermateriaal Margerita, SESSIL®

en BIO-NET®

van Merrem & la Porte

(35-37)


6.2 Biological aerated filter en submerged aerated filter

Biological aerated filters (BAF) en submerged aerated filters (SAF) zijn statische biofilm

systemen waarbij het dragermateriaal ondergedompeld is in het influent. Het combineert

biologische omzetting met dieptefiltratie. Ze verschillen in het feit dat BAF-reactoren worden

teruggespoeld om de aangegroeide biomassa en weerhouden deeltjes te verwijderen en dat

SAF-reactoren een nabezinktank vereisen. BAF-reactoren hebben als grote voordeel dat de

biomassaconcentratie hoger is dan bij trickling filters omdat hier geen lege ruimte moet

voorzien worden voor zuurstoftransport omdat het influent hier wordt belucht. Dit wordt

onderaan het dragermateriaal gedaan en moet er voor zorgen dat de zuurstofconcentratie zeker

4-5 mg/l bedraagt zodat nitrificatie goed kan optreden. BAF-reactoren zijn gemiddeld 2 tot 4

m hoog, SAF-reactoren 3-6 m en ze nemen ook minder grondoppervlak in dan trickling

filters. Het terugspoelen bij BAF-reactoren is noodzakelijk om het aangegroeide slib en de

weerhouden vaste deeltjes te verwijderen omdat deze niet kunnen verwijderd worden door

gravitatie. Indien dit niet zou gebeuren zal het dragermateriaal verstoppen. Dit is een groot

nadeel door het grote elektriciteitsverbruik. Naargelang het influent onderaan of bovenaan de

reactor wordt ingebracht spreekt men van een neerwaartse of opwaartse stroming. Beiden

worden weergegeven in figuur 10. (23, 38-40)

Figuur 10 : Overzicht opbouw opwaartse (links) en neerwaartse (rechts) biological

aerated biofilter (38)

De neerwaartse stroming is een betere uitvoering vergeleken met opwaarste stroming omdat

bij de neerwaartse stroming het verse influent in contact komt met de laagste

zuurstofconcentratie en het oude influent met de hoogste zuurstofconcentratie. Hierdoor is er

een betere verwijdering van het COD-gehalte en gaat de nitrificatie in hogere mate door. De

nitrificatie wordt onderaan de reactor uitgevoerd omdat er voldoende zuurstof aanwezig is.

Tevens kunnen deze hoger beladen influenten aan die bij opwaartse stroming luchtzakjes

doen ontstaan die het influent snel naar het oppervlak brengen en de verblijftijd verlagen. Bij

neerwaartse stroming zal de verblijftijd dan ook groter zijn. Ook zullen de luchtbellen niet

samenklitten waardoor er een betere verspreiding en opname van zuurstof plaats vindt.


Wel zal een opwaartse stroming grotere debieten aankunnen en zal er minder geurhinder zijn

daar de omgevende lucht enkel met het effluent in contact komt.(23, 38-40)

Een alternatieve opstelling wordt weergeven in figuur 11. Hierbij wordt een opwaartse

stroming gebruikt waarbij de beluchting niet onderaan maar in het midden gebeurt. Hierdoor

ontstaat een anoxisch en aeroob deel in het dragermateriaal. Door het verkrijgen van een

anoxisch deel kan de denitrificatie beter doorgaan. Wel is een recycle stroom nodig om het

anoxisch deel van nitraat te voorzien. Zo kan in het aeroob deel ammonificatie, nitrificatie en

koolstofverwijdering optreden en in het anoxisch deel denitrificatie. (38, 40)

Figuur 11: Overzicht opbouw opwaartse biological aerated filter (38)

BAF- en SAF-reactoren hebben als grote voordeel t.o.v. andere reactoren dat het hogere

belaste ladingen en debieten aankan en dat deze stabieler zijn bij lagere temperaturen. Dit

laatste is te verklaren doordat lucht in het systeem wordt geblazen zodat er warmte kan

worden toegevoegd. Door de mogelijkheid om hogere belaste ladingen te verwerken, kan de

reactor compact uitgevoerd worden. Bij deze reactoren is er veel minder macrofauna in

vergelijking met trickling filters omdat deze niet kunnen overleven in water. De reactoren zijn

echter niet bestand tegen piekladingen. (38, 39)

6.2.1 Dragermateriaal

Bij BAF-reactoren wordt als dragermateriaal enkel ruwe korrels gebruikt die onregelmatig of

sferisch van vorm zijn. Het plastic dragermateriaal bij SAF-reactoren werd al besproken bij

trickling filters. Het ruwe dragermateriaal vergroot het oppervlak waaraan biofilm zich kan

hechten. Het ideale dragermateriaal heeft een groot specifiek oppervlak, hoge duurzaamheid

en is bovenal goedkoop. Zodoende kan er zich veel biofilm hechten wat de efficiënte

vergroot. Bij BAF-reactoren bestaat het dragermateriaal uit plastic of steen/zand en heeft een

specifiek oppervlak van 1000-1500 m²/m³. Door het verschil in densiteit zullen de plastic

korrels drijven en steentjes/zand zinken in het influent (dat grotendeels uit water bestaat).


De steentjes/zand hebben als nadeel dat bij het terugspoelen hogere debieten en dus meer

energiekosten nodig zijn. Wel kan het zowel bij opwaartse als neerwaartse stroming gebruikt

worden in vergelijking met plastic dat enkel bij opwaartse stroming kan toegepast worden.

Indien de korrels groter zijn dan 6 mm zal de efficiëntie van de reactor verlaagd worden door

de grotere lege ruimtes en verminderde hoeveelheid oppervlak waaraan biomassa kan groeien.

Maar het vereist bij terugspoeling lagere debieten en het dient minder frequent toegepast te

worden bij korrels kleiner dan 3 mm. Daarom wordt er gekozen voor een grootte van 3-6 mm.

Het dragermateriaal bepaalt de hoogte van de reactor. Indien er steentjes/zand gebruikt wordt,

is de hoogte 2-4 m en voor plastic dragermateriaal 3-5m. (23, 38, 40, 41)

6.2.2 Terugspoelen

Terugspoelen wordt enkel bij BAF-reactoren gedaan en is noodzakelijk om aangegroeid slib

en vast deeltjes te verwijderen zoniet daalt de efficiëntie van de reactor door te lage

zuurstofconcentraties. Wel zorgt deze noodzakelijkheid voor een extra energie- en bouwkost.

Daarom wordt deze stap zo minimaal mogelijk toegepast. Terugspoelen gebeurt door een

hoog debiet van lucht en water door het dragermateriaal te brengen. Het debiet van lucht

bedraagt ongeveer 0,5 m³ lucht per m³ dragermateriaal en per minuut, voor water is dit 0,35

m³ water per m³ dragermateriaal en per minuut. Voor reactors met steentjes als

dragermateriaal wordt terugspoeling in de omgekeerd richting toegepast. Voor reactors met

plastic dragermateriaal kan er zowel neerwaarts als opwaarts teruggespoeld worden. De

frequentie waarop terugspoelen dient te gebeuren hangt af van de snelheid van de biomassa

aangroei. Dit wordt dus bepaald door het influent: hoe zwaarder beladen hoe sneller de

biomassa kan aangroeien. De frequentie kan op reguliere basis zijn of als het drukverlies een

bepaalde waarde overschrijdt. Tevens mag de cycli niet te lang duren anders wordt er te veel

biofilm weggehaald.(23, 38, 40)

6.2.3 Commercieel beschikbare systemen

De Vlaamse firma BelleAqua verkoopt het systeem BellaAqua SAF. Dit is een SAF-reactor

voor de behandeling van huishoudelijk afvalwater. Het dragermateriaal bestaat uit matten

gevormd door willekeurig door elkaar gevlochten draden in polypropyleen van ongeveer 2

mm dikte. De matten zijn 5 cm dik en 100 cm hoog en worden tegen elkaar geplaatst zodat ze

een blok vormen van 50 cm x 75 cm x 100 cm. In de reactor zijn twee blokken geplaatst met

een tussenruimte voor hercirculatie. Het specifieke oppervlak bedraagt 150 m²/m³. Tevens

bezit de reactor een voorbezinker en nabezinker in een cilindrische betonnen bekuiping. (42)

De Vlaamse firma Wijckmans brengt het systeem BIOGEX op de markt. Dit is een SAF-

reactor die ook voor de behandeling van huishoudelijk afvalwater van toepassing is. Het

systeem zit in een betonnen bekuiping en bevat naast de biologische tank een voorbezinker en

nabezinker. Het plastic dragermateriaal heeft een specifiek oppervlak van 200 m²/m³. Het

systeem wordt via een schotelbeluchter belucht. Figuur 12 geeft een bovenaanzicht van het

systeem weer. (43)


Figuur 12: Bovenaanzicht opbouw BIOGEX van Wijckmans (43)

De Vlaamse firma Purotek verkoopt het systeem Oxyfix® voor de behandeling van

huishoudelijk afvalwater. Het systeem is een SAF-reactor bestaande uit drie

behandelingsfasen: voorbezinker, bioreactor met het dragermateriaal Oxybee® en nabezinker.

Het dragermateriaal (figuur 13) heeft een honingraatstructuur en is vervaardigd uit

gerecycleerd plastic (polypropyleen en polyetyleen). Het heeft een specifiek oppervlak van

200m²/m³. (44)

Figuur 13: Dragermateriaal Oxybee

® van Purotek (44)


7. Dynamische biofilm reactoren

Dynamische biofilm reactoren worden opgedeeld in de biofilm fluidized bed (BFB) en de

biofilm airlift suspension (BAS) reactoren. Bij BFB-reactoren wordt het dragermateriaal, met

dynamische biofilm, in oplossing gehouden door het influent dat naar boven stroomt. Bij

BAS-reactoren wordt dit verkregen door het inpompen van lucht. Deze reactoren bevatten

grotere hoeveelheden slibconcentraties dan actief slibinstallaties (30 kg/m³ t.o.v. 3 kg/m³).

Tevens heeft het dragermateriaal van dynamische biofilm reactoren een groter specifiek

oppervlak vergeleken met dat van trickling filters (3000 m²/m³ t.o.v. 300m²/m²). Hierdoor

kunnen ze kleiner uitgevoerd worden.Ook is er een snellere diffusie van nutriënten mogelijk

door de dunnere biofilm (minder dan 100 µm) vergeleken met een statische biofilm

(gemiddeld 300 µm). Daarnaast hebben ze een hogere slibleeftijd (enkele weken) en minder

productie van biomassa vergeleken met een actief slib installatie. Door de hogere slibleeftijd

is er een grotere verscheidenheid in micro-organismen. Toch hebben deze reactoren ook

enkele nadelen: door de trage aangroei van slib duurt de opstartfase lang en eenmaal er

aangroei is, kan de dikte niet gecontroleerd worden omdat enkel het influentdebiet kan

aangepast worden. Indien deze verhoogd wordt, zal maar een fractie van de biofilm loskomen

maar het effluent zal in veel mindere mate omgezet zijn. (18, 20, 22, 23)

7.1 Biofilm fluidized bed (BFB) reactor

7.1.1 Werking

Bij BFB-reactoren wordt het influent onderaan in de reactor gepompt. Hierdoor wordt het

dragermateriaal, dat meestal zand met een diameter van 0,2-0,8 mm bedraagt, in oplossing

gehouden. Als het dragermateriaal verspreidt is in de reactor, ontstaat een groot specifiek

oppervlak waaraan biomassa zich kan hechten. Zo bevindt er zich 30-40 kg/m³ biomassa in de

reactor. Om voldoende zuurstof in het systeem te krijgen wordt de recycle stroom belucht.

Indien er echter te veel vraag is kan zuivere zuurstof een oplossing bieden. In deze reactor is

er steeds een gelaagdheid aanwezig, deze is afkomstig door het verschil in grootte en densiteit

van de biofilmpartikels. Dikkere biofilmlagen bevinden zich bovenaan de reactor. Het

onbedekte dragermateriaal en de dunne biofilmlagen bevinden zich onderaan de reactor omdat

hier meer biofilm loskomt door de hogere turbulentie. Het verschil in grootte en densiteit van

de biofilmpartikels kan voorkomen worden door bovenaan de reactor een grotere turbulentie

te creëren. De BFB-reactor wordt het best toegepast bij stromen met zeer hoge belasting maar

weinig zwevende stoffen (minder dan 100 mg/l). Figuur 14 geeft de opbouw van de reactor

weer. (22, 23, 45)


Figuur 14: Opbouw biofilm fluidized bed reactor (22)

7.1.2 Commercieel beschikbare systemen

De Vlaamse firma Prodall Europe verkoopt de Klargester Biosafe. Deze BFB-reactor staat in

voor het zuiveren van huishoudelijk afvalwater en is vervaardigd uit vezelsterke kunststof.

Het dragerateriaal bestaat uit polypropyleen en hoge-densiteit-polyethyleen. Tevens bevat het

systeem een voorbezinker waar denitrificatie kan doorgaan en een nabezinker. (46)

Figuur 15: Opbouw Klargester Biosafe (46)

De Vlaamse firma Vinckier brengt een BFB-reactor op de markt voor de verwerking van

huishoudelijk afval op de markt met als dragermateriaal Picobells. Deze hebben een vorm van

een halve bol met aan de binnenzijde ingebouwde lamellen. De Picobells hebben een

doorsnede van ongeveer 3,5 cm met een specifiek oppervlak van 450m²/m³. De betonnen

reactor bestaat uit een voorbezinker, bioreactor en nabezinker en wordt belucht via een

membraanbuisbeluchter. (47)

Figuur 16: Dragermateriaal Picobells (47)


7.2 Biofilm airlift suspension (BAS) reactor

7.2.1 Werking

Figuur 17 geeft de opbouw van een BAS-reactor met interne lus weer. Deze reactoren bestaan

uit een opwaarts en neerwaarts deel dat aan elkaar verbonden is. Hiervan zijn er twee

configuraties mogelijk: met een interne of een externe lus. Voor beide configuraties is het

principe gelijk. Lucht wordt onderaan in één van de delen van de reactor geblazen. Hierdoor

ontstaat het opwaartse deel. De ontstane snelheid moet groter zijn dan de bezinkingssnelheid.

Bovenaan de reactor verzamelt de lucht zich en wordt daar afgelaten. Maar een deel van de

lucht zal zich in het neerwaartse influent bevinden. Door het verschil in gasconcentratie en

dus de dichtheid zal er een stroom ontstaan die het influent en dragermateriaal met

dynamische biomassa mengt. Als dragermateriaal wordt meestal zand gebruikt. Deze heeft

een specifiek oppervlak van 2000-3000 m²/m³. Het effluent wordt bovenaan door een

ringvormige opening (annular space) met bezinkingsmogelijkheid verwijderd.(22, 23, 48)

Figuur 17: Opbouw BAS-reactor met interne lus (22)

De belangrijkste ontwerpparameter is het luchtdebiet die de maat weergeeft waarin de

vloeistof met dragermateriaal wordt gecirculeerd. Dit bepaalt de hoeveelheid zuurstof, de

mate van massatransport en mate van menging. Deze laatste parameter is hoger in het

opwaartse deel omdat de luchtbellen daar uiteenspatten. Om een aeroob systeem te verkrijgen,

is het noodzakelijk dat er voldoende zuurstof in het neerwaartse deel terechtkomt. Hoe meer

slibaangroei er aanwezig is of hoe zwaarder het dragermateriaal, hoe meer lucht er in het

systeem moet gepompt worden. Deze techniek is in staat om hoog belaste stromen (10-20 kg

COD /m³) in een korte tijd (0,5-4 uur) met veel biomassa (15-30 kg/m³) te verwerken. (22, 23,

48)

7.2.2 Dynamische biomassa

Er werd aangetoond dat tijdens de opstart van een BAS

aangehechte dynamische biomassa terug werd uitgespoeld. De sterke mate van loskomen

het gevolg van de aanwezigheid van

reactoren door de hogere turbulentie vergeleken met BFB

opstartfase de hoeveelheid onbegroeid oppervlak dalen waardoor de hoeveelheid slib dat

afslijt ook zal dalen. Dit alles resulteert in een sterke, niet

biofilmdikte in functie van de tijd.

aangroei van biofilm maar zorgt net voor de grote mate van loskomen. Dit stelt grote

problemen voor de opstartfase. Maar tijdens het proces zijn ze zeer nuttig om overmatige

biofilmvorming tegen te gaan

tijdens het proces waardoor het massatransport wijzigt h

constant. (20, 22)

7.2.3 Commercieel beschikbaar systeem

Het Duitse bedrijf Paques brengt de CIRCOX

influent met een COD-gehalte van 5

bestaat uit zand en basalt (0,15

2000-4000 m²/m³.d. De reactor is 19 m hoog en heeft een diameter van 4,5m.

duurt 40 seconden. Het dragermateriaal wordt van het effluent gescheiden door middel van

een gekantelde plaatbezinker bovenaan de reactor.

Figuur 18: Opbouw CIRCOX

I Literatuurstudie

Er werd aangetoond dat tijdens de opstart van een BAS-reactor meer dan 95% van de

biomassa terug werd uitgespoeld. De sterke mate van loskomen

de aanwezigheid van onbedekt dragermateriaal en komt enkel voor bij

door de hogere turbulentie vergeleken met BFB-reactoren.

elheid onbegroeid oppervlak dalen waardoor de hoeveelheid slib dat

afslijt ook zal dalen. Dit alles resulteert in een sterke, niet-lineaire, toename van de

biofilmdikte in functie van de tijd. Het onbedekte dragermateriaal is essentieel voor de

n biofilm maar zorgt net voor de grote mate van loskomen. Dit stelt grote


biofilmvorming tegen te gaan. Tevens verandert de densiteit, dikte en vorm van de biofilm

waardoor het massatransport wijzigt hierdoor is het rendement niet

Commercieel beschikbaar systeem

Duitse bedrijf Paques brengt de CIRCOX® op de markt. Dit is een BAS

gehalte van 5-30 kg O2/m³.d. kan verwerken. Het dragermateriaal

bestaat uit zand en basalt (0,15-0,25 mm doorsnede) en heeft een specifiek oppervlak van

4000 m²/m³.d. De reactor is 19 m hoog en heeft een diameter van 4,5m.


een gekantelde plaatbezinker bovenaan de reactor. (50, 51)

CIRCOX

® van Paques (50)

29

reactor meer dan 95% van de

biomassa terug werd uitgespoeld. De sterke mate van loskomen is

en komt enkel voor bij BAS-

Zo zal tijdens de

elheid onbegroeid oppervlak dalen waardoor de hoeveelheid slib dat

lineaire, toename van de

dragermateriaal is essentieel voor de

n biofilm maar zorgt net voor de grote mate van loskomen. Dit stelt grote


Tevens verandert de densiteit, dikte en vorm van de biofilm

ierdoor is het rendement niet

. Dit is een BAS-reactor dat

kan verwerken. Het dragermateriaal

0,25 mm doorsnede) en heeft een specifiek oppervlak van

4000 m²/m³.d. De reactor is 19 m hoog en heeft een diameter van 4,5m. Een circulatie



Het bedrijf ABC fluid technology solution uit Schotland verkoopt de Microbac Bioreactor om

industrieel en huishoudelijk afvalwater te behandelen. Het kan zelfs ingezet worden voor de

behandeling van olielekken in waterig milieu en grondsaneringen. Het systeem bestaat uit een

plastic structuur die gefixeerd dragermateriaal bevat. Het geheel is omhuld met gecoated staal

of beton en wordt belucht via een membraanbeluchter. Figuur 19 geeft de doorsnede weer

van de reactor. De reactor is opgedeeld in verschillende verticale opwaartse en neerwaartse

kolommen. De circulatie van het influent is gebaseerd op de BAS-reactor. Maar deze reactor

bevat geen dynamische biofilm maar statische biofilm en het influent wordt aan de bovenzijde

ingebracht. Het influent zal onderaan worden belucht en eerst door een schuine opstelling van

het dragermateriaal moeten bewegen en daarna door een verticale opstelling. De schuine

opstelling zorgt voor een vertraging waardoor de lucht goed verdeeld kan worden over het

influent. Het dragermateriaal heeft een specifiek oppervlak van 150m²/m³. (49)

Figuur 19: Doorsnede van de Microbac Bioreactor (49)

II Materiaal en Methoden 31

II Materiaal en methoden

1 Bepaling van de fysicochemische parameters van afvalwater

De pH werd telkens opgevolgd met de pH-meter Hach HQ 40d PHC 101 en de

zuurstofconcentratie met de opgeloste zuurstofelektrode Hach HQ 40d LDO.

Om het droge stof gehalte te bepalen werd er 30 mL slib (V) gecentrifugeerd in een Heraeus

Megafuge 1.0 R centrifuge gedurende 10 minuten bij 4000 g. Het supernatans werd afgegoten

en het pellet werd losgeweekt in een weinig gedestilleerd water, waarna dit geheel in een op

voorhand getarreerd en geheel gedroogd recipiënt (X2) gebracht werd. Na overnachting bij

105°C werd het recipiënt met de stofdeeltjes gewogen (X1) en kan het gehalte aan zwevende

stoffen berekend worden: (X1-X2)/V (uitdrukken in g/L).

De waterstalen werden onderzocht via de “Hach-Lange cuvette tests”. Dit zijn kits die

samengesteld zijn uit cilindrische glascuvetten en reagentia. Na toevoeging van het waterstaal

zal een reactie optreden waarvan de concentratie van het eindproduct via absorbantie kan

gerelateerd worden aan de waterparameter. Hiervoor werd gebruik gemaakt van een

thermostaat (Hach-Lange LT200) en een spectrofotometer (Hach-Lange DR2800).

Het COD-gehalte (Hach-Lange test LCK 514 100-2000 mg O2/l en LCK 414 5-60 mg O2/l)

wordt bepaald door kaliumdichromaat te oxideren tot Cr3+ in een thermostaat bij 148 °C

gedurende 120 minuten. Dit gebeurt in een zwavelzuuroplossing waarbij zilversulfaat optreedt

als katalysator. Aanwezige chloor-ionen (tot 1500 mg/l) worden met kwiksulfaat gemaskeerd.

(52)

De ammoniumconcentratie (Hach-Lange test LCK 303 2,0-47,0 mg/l NH4-N) wordt bepaald

door het waterstaal gedurende 15 minuten te laten reageren bij een pH van 12,6 met

hypochlorietionen en salicylaationen in verbinding met natriumnitroprusside tot

indofenolblauw. Indien er aminen of reductiemiddelen aanwezig zijn in het waterstaal kunnen

deze de bepaling beïnvloeden. (52)

De nitraatconcentratie (Hach-Lange test LCK 339 0,23-13,5 mg/l NO3-N) van een waterstaal

wordt bepaald door het gedurende 15 minuten te laten reageren in een zwavel- en

fosforzuuroplossing met 2,6-dimethylfenol tot 4-nitro-2,6-dimethylfenol. Indien het COD-

gehalte te hoog is, leidt dit tot verkleuring van de reagentia en daardoor ook tot een hoger

resultaat. Tevens kunnen te hoge nitriet concentraties, chloriden- en calciumionen de bepaling

verstoren. Dit kan verholpen worden door resp. een spatelpunt amidosulfonzuur, zilversulfaat

en EDTA toe te voegen aan het waterstaal. (52)

De nitrietconcentratie (Hach-Lange test LCK 342 0,6-6,0 mg/l NO2-N) wordt bepaald door

het waterstaal gedurende 10 minuten te laten reageren met primaire aromatische aminen tot

diazoniumzouten.


Deze reageren met aromatische verbindingen met een amino- of hydroxylgroep tot een

intensief gekleurde azo-kleurstof. Indien chroom(VI)- of koper (II)ionen aanwezig zijn in het

waterstaal storen ze de bepaling. (52)

De totale stikstofconcentratie (Hach-Lange test LCK 238 5-40 mg/l) wordt bepaald door al de

aanwezige stikstof vrij te stellen door oxidatie tot nitraat in een thermostaat bij 100 °C

gedurende 60 minuten. Het nitraat reageert in een zwavel- en fosforzuur oplossing met 2,6-

dimethylphenol tot nitrophenol. Indien er reductiemiddelen aanwezig zijn, geven ze een lager

meetresultaat. (52)

De totale fosforconcentratie (Hach-Lange test LCK 348 0,5-5,0 mg/l PO4-P) in een waterstaal

wordt bepaald door alle aanwezig fosfor eerste door hydrolyse vrij te stellen. Dit gebeurt door

de cuvetten in een thermostaat te brengen bij 100 °C gedurende 60 minuten. Daarna zullen

alle aanwezige fosfaat ionen reageren in een zure oplossing met molybdaat- en

antimoonionen. Hierdoor wordt een antimonyfosformolybdaat-complex gevormd dat door

ascorbinezuur wordt gereduceerd tot fosformolybdeenblauw. Indien er fosfonzuren aanwezig

zijn in het watermonster moet de hydrolysetijd verlengd worden tot 120 minuten. (52)


2. Bepaling van de bioafbreekbaarheid van melkspoelwater

2.1 Opstelling en opvolging proces

Om het effect van het melkspoelwater op het actief slib te meten werden drie verschillende

influenten gebruikt op basis van melkspoelwater, aangezuurd melkspoelwater en volle melk.

De actief slib reactoren werden belucht door een puimsteentje aan een debiet van 8,26 l

lucht/min.

Figuur 20: opstelling actieve slib reactoren

De bioafbreekbaarheid werd gevolgd aan de hand van een respirometrische proef. Dit omvat

het meten en interpreteren van de respiratiesnelheid van actief slib met in het bijzonder

heterotrofe bacteriën. Dit werd gemeten na de beluchtingsfase met een opgeloste

zuurstofelektrode tot een waarde van 3.5 mg O2/l.min. Nadien werd er terug belucht en

gemeten tot het systeem weer stabiel werd.

Tevens werd op dag drie de pH van het actief slib gemeten voor en na toevoeging van

influent. Beiden werden gemeten zonder luchtinjectie.

Om na te gaan of het actief slib aangroeide werd het zwevend stofgehalte bepaald.

2.2 Influent op basis van melkspoelwater

Het influent van de eerste drie bokalen werd gemaakt op basis van melkspoelwater met een

COD-gehalte van 53200 mg O2/l en een pH van 11,74. Om een lage belasting te verkrijgen

van 0,19 kg COD/ kg VSS.d werd aan 1 liter slib, met een droge stof gehalte van 10,547g/l,

38 ml melkspoelwater toegevoegd. Dit influent werd verzameld uit de bovenste vloeistoflaag

van een tank waar alle deelstromen van de reiniging in samenkomen.

Dit had als gevolg dat er veel vet aanwezig was, daarom werd het melkspoelwater eerst over

een koffiefilter gebracht om het grootste deel aan vet tegen te houden. Hierdoor had het

melkspoelwater toch nog een zeer hoog COD gehalte van 53200 mg O2/l en een pH van

11,74.


2.3 Influent op basis van aangezuurd melkspoelwater

Het influent van de tweede reeks van drie bokalen werd gemaakt op basis van aangezuurd

melkspoelwater met een COD gehalte van 53400 mg O2/l en een pH van 8,2. Om een lage

belasting te verkrijgen van 0,19 kg COD/ kg VSS.d werd aan 1 liter slib, met een droge stof

gehalte van 10,547g/l, 38 ml aangezuurd melkspoelwater toegevoegd. Dit influent werd

verzameld uit de bovenste vloeistoflaag van een tank waar alle deelstromen van de reiniging

in samenkomen. Dit had als gevolg dat er veel vet aanwezig was, daarom werd het

melkspoelwater eerst over een koffiefilter gebracht om het grootste deel aan vet tegen te

houden. Daarna werd er 0,69ml/l 96% zavelzuur toegevoegd om een pH van 8,2 te verkrijgen.

2.4 Influent op basis van volle melk

Het influent van de derde reeks van drie bokalen werd gemaakt op basis van volle melk met

een COD-gehalte aan 195400 mg O2/l en een pH van 6,8. Er werd voor volle melk gekozen

omdat in het verkregen melkspoelwater veel vet aanwezig was. Om een lage belasting te

verkrijgen van 0,19 kg COD/ kg VSS.d werd aan 1 liter slib, met een droge stof gehalte van

10,547g/l, 10 ml volle melk toegevoegd.

3. Biologische zuivering van voorspoelwater met voorgeschakelde

vetvang

In het labo werd een biologische waterzuivering voor voorspoelwater geconstrueerd

Onderstaande figuur geeft de schematische weergave.

Figuur 21: Constructie van het continu systeem voor zuivering van voorspoelwater

a: frigo met influentvat

b: pomp (Watson Marlow 205S)

c: vetvang

d: actief slibinstallatie

e: trickling filter

f: beluchter

Figuur 22: Opbouw vetvang met duikschotten

II Materiaal en Methoden

Biologische zuivering van voorspoelwater met voorgeschakelde

In het labo werd een biologische waterzuivering voor voorspoelwater geconstrueerd

schematische weergave.

: Constructie van het continu systeem voor zuivering van voorspoelwater

b: pomp (Watson Marlow 205S)

etvang met duikschotten

35

Biologische zuivering van voorspoelwater met voorgeschakelde

In het labo werd een biologische waterzuivering voor voorspoelwater geconstrueerd.

: Constructie van het continu systeem voor zuivering van voorspoelwater


3.1 Dimensionering van het systeem

Uit voorbereidende testen met voorspoelwater met een COD-gehalte van 4g O2/l bleek dat na

24 uur de eiwitten precipiteerden en aan het oppervlak een vetlaag werd gevormd. Hierdoor

werd het COD gehalte van de fractie tussen deze twee lagen verlaagd tot 2g O2/l en bedroeg

de pH 4,9. Hierdoor werd de vetvang zo gedimensioneerd dat de verblijftijd 24 uur bedroeg.

Om geen verzuring te verkrijgen in het influentvat of de leidingen werd het influent bewaard

in een koelkast en de lengte van de leidingen zo kort mogelijk gehouden.

De trickling filters werden als een continu systeem uitgevoerd. Als filterbelasting werd er 1kg

COD/m³.d gekozen, hierdoor ontstaat er een laagbelast systeem. Het totale volume van de

kolom bevatte 3 dm³. Er kon dus een COD-gehalte van 3g O2 per dag over de trickling filter

lopen. Aan een COD-gehalte van 2g O2 per liter afkomstig na de vetvang was er per dag in

totaal 1,5l influent nodig. Dit betekende dat er een debiet van 1ml/min moest gehaald worden.

Mits de vetvang twee trickling filters voedde, diende er 2 ml/min influent vanuit de koelkast

te worden toegevoegd met een COD-gehalte van 4g O2/l. Hierdoor moest het volume van de

vetvang, rekening houdend met 24 uur verblijftijd, 3l (2x1,5l) bevatten. De trickling filter

werd gevuld met dragermateriaal verkregen van de firma Prodall Europe dat in 4 werd

geknipt voor optimale vulling van de trickling filter. Tevens werd de trickling filter onderaan

belucht met een puimsteentje met een debiet van 8,26 l/min. De trickling filter werd

geïnoculeerd gedurende 1 week door actief slib uit een rioolwaterzuiveringsinstallatie te laten

recirculeren aan 22ml/min.

Figuur 23: Dragermateriaal van de firma Prodall Europe- links volledig –rechts:

verknipt in vier

Voor de actief slib installaties werd er een slibbelasting van 0,5 kg COD/kg VSS.d gekozen.

Hierdoor ontstond tevens een laagbelast systeem. Mits het effluent na de vetvang, met een

verblijftijd van 24 uur, 2 gram per liter bedroeg en aan 1ml per min werd toegevoegd, bedroeg

de belasting 3 gram per dag. Vervolgens moest er 6 g VSS aanwezig zijn. Het droge stof

gehalte van het slib bedroeg 5,15g/l wat maakte dat er 1,2l slib moest toegevoegd worden. Het

actief slib werd belucht met twee puimsteentjes aan een debiet van elk 8,26 l lucht/min.


3.2 Onderhoud en opvolging proces

De pH werd gevolgd van het oud influent, nieuw influent, vetvangers en effluent. De

zuurstofconcentratie van het effluent van de trickling filters werd ook bepaald

De slibindex werd telkens gevolgd door het zwevend stof gehalte en slibhoogte in Imhoff

kegels te bepalen.

Om de prestaties van de actief slib installatie en de trickling filters op te volgen werd het

effluent onderzocht op volgende parameters: COD-gehalte, ammoniumconcentratie,

nitraatconcentratie, totale stikstofconcentratie en totale fosforconcentratie.

3.3 Retentietijd bepaling van de trickling filters

Om de retentietijd van de trickling filters te bepalen werd een doorbraakcurve opgesteld. Deze

werd bepaald in week 10 en er werd gebruik gemaakt van een groene kleurstof: “AVEVE

Bloem Cake’n party voedingskleurstof groen”. Deze had een adsorbantiepiek bij 629 nm.

Hiermee werd een oplossing gemaakt met een adsorbantie van 0,805. Dit werd verkregen

door 1 liter oplossing te maken met 1,27 ml kleuroplossing. Hierdoor werd de kleurstof 787,4

keer verdund. Op tijdstip nul werd de vloeistof over de trickling filter geleid. In de tijd werd

de absorbantie gemeten tot deze gelijk was aan de absorbantie van het influent. Deze tijd is

gelijk aan de retentietijd.


4. Pilootinstallatie voor de behandeling van melkspoelwater

4.1 Opvolging van het systeem

Om de prestatie van de pilootinstallatie op te volgen werd het effluent van de trickling filter,

voorbezinker van de IBA en nabezinker van de IBA onderzocht op volgende parameters:

COD-gehalte, ammoniumconcentratie, nitraatconcentratie, totale stikstofconcentratie en totale

fosforconcentratie. Tevens werd de pH opgevolgd in de verschillende compartimenten.

4.2 Aantal bacteriën in de biofilm fluidized bed reactor

Om het aantal bacteriën in de fluidized bed reactor te bepalen werd de biofilm die zich

gevormd had op het dragermateriaal d.m.v. een spatel afgeschraapt en uitgeplaat op milk agar.

Dit is een rijk medium voor de telling van bacteriën in melkgerelateerde producten. Tevens

werd er een uitplating uitgevoerd van een waterstaal uit de biofilm fluidized bed reactor.

Hiervoor werd al het nodige materiaal (milk agar, fysiologische oplossing (8,5 g NaCl/l),

pipettips en Epperdorf tubes) geautoclaveerd en werd er een verdunningsreeks aangemaakt

van 0 tot 10-4. Van deze verdunningsreeks en een blanco werd in drievoud 100 µl uitgeplaat

via een drigalskispatel. Na 5 dagen incubatie bij 20°C werd een telling uitgevoerd.

III Resultaten 39

III Resultaten


Om het effect van het melkspoelwater op het actief slib te meten werden in het labo negen

actief slib reactoren op laboschaal gemaakt door gebruik te maken van glazen bokalen. Er

werden drie verschillende influenten gebruikt op basis van melkspoelwater (COD-gehalte

53200 mg O2/l), aangezuurd melkspoelwater (COD-gehalte 53400 mg O2/l) en volle melk

(COD-gehalte 195400 mg O2/l). Om een lage belasting te verkrijgen van 0,19 kg COD/ kg

VSS.d werd aan 1 liter slib, met een droge stof gehalte van 10,55 g/l, 38 ml melkspoelwater of

10 ml volle melk toegevoegd. Hierdoor was het COD-gehalte van het influent gelijk aan een

gemiddeld reëel melkspoelwater, 2000 mg/l. Dit gemiddelde van een reëel melkspoelwater

werd berekend uit de COD-gehalten van de drie stromen die in een reinigingsbeurt

voorkomen, rekeninghoudend met hun verhoudingen (tabel 3). Elk dag, gedurende 10 dagen,

werd het effluent verwijderd door het slib 30 minuten te laten bezinken en daarna uit de

bovenstaande vloeistof evenveel effluent te verwijderen dan influent is toegevoegd

vervolgens werd het influent vernieuwd. Omdat het slib niet ververst werd, ontstond een

sequentiële batchreactor.

De bioafbreekbaarheid werd gevolgd aan de hand van een respirometrische proef. Dit omvat

het meten en interpreteren van de respiratiesnelheid van actief slib met in het bijzonder

heterotrofe bacteriën. De respiratiesnelheid is de hoeveelheid zuurstof die per tijdseenheid

wordt verbruikt door het actief slib (uitgedrukt als mg/l). Dit werd gemeten na de

beluchtingsfase met een opgeloste zuurstofelektrode tot een waarde van 3.5 mg O2/l.min.

Nadien werd er terug belucht en gemeten tot het systeem weer stabiel werd. De snelheid,

bepaald door de richtingscoëfficiënt, is een maat voor de activiteit van het slib. Hoe groter de

snelheid, hoe meer zuurstof er wordt verbruikt, hoe actiever het slib.

Op dag drie werd de pH van het actief slib gemeten voor en na toevoeging van influent.

Beiden werden gemeten zonder luchtinjectie. Hierdoor werd onderzocht of de natuurlijk

aanwezige carbonaatbuffer voldoende effect heeft op de pH. Deze buffer ontstaat doordat

bacteriën CO2 vormen bij de aerobe respiratie.

Om na te gaan of het actief slib aangroeide werd het zwevend stofgehalte bepaald.

III Resultaten 40

Figuur 24: Zuurstofafname i.f.v. de tijd op dag acht voor de verschillende influenten

Uit figuur 24, die de zuurstofafname in functie van de tijd weergeeft op dag acht van het

experiment, is een duidelijk verschil te merken tussen enerzijds het melkspoelwater en het

aangezuurd melkspoelwater en anderzijds de volle melk. Hierbij was de snelheid, om naar 3,5

mg O2/l te gaan, bij volle melk hoger dan bij het melkspoelwater en het aangezuurd

melkspoelwater. Er was wel geen verschil tussen het melkspoelwater en het aangezuurd

melkspoelwater. De bufferende capaciteit werd gecontroleerd door de pH te meten tien

minuten na toevoeging van het influent. Voor het melkspoelwater, pH 11,74; was dit 8,61 en

voor het aangezuurd melkspoelwater, pH 8,2; was dit 8,18.

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5

O2-r

ed

uct

ie [

%]

Tijd [minuten]

Volle melk melkspoelwater Aangezuurd melkspoelwater

III Resultaten 41

Figuur 25: Tijd voor zuurstofdaling van 7 tot 3,5 mg/l bij de drie influenten

A) Volle melk

B) Melkspoelwater

C) Aangezuurd melkspoelwater

In figuur 25 is de tijd die nodig is voor de zuurstofdaling van 7 tot 3,5 mg/l weergeven voor

de eerste en laatste drie dagen. Deze toont aan dat naarmate de dagen verstreken de tijd steeds

afnam en dus de respiratiesnelheid steeds toenam bij de drie soorten influent. Dit kan

verklaard worden doordat er meer zuurstof werd verbruikt door aangroei van slib.

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0ti

jd (

min

ute

n)

A

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

tijd

(m

inu

ten

)

B

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

tijd

(m

inu

ten

)

Dag 1 Dag 2 Dag 3 Dag 8 Dag 9 Dag 10

C

III Resultaten 42

Op dag nul was het droge stof gehalte 10,55 g/l en op dag tien was dit voor melkspoelwater

15,52 g/l, voor aangezuurd melkspoelwater 13,97 g/l en voor volle melk 17,57 g/l. Dit leidde

tot meer aanwezigheid van bacteriën die samen meer zuurstof verbruikten.

Op dag vier en elf werd het slib onder een microscoop onderzocht. Op dag vier waren er een

beetje draadvormers zichtbaar bij al het slib. Het actief slib was compact, afgerond en stevig.

Bij het melkspoelwater, pH 11,74; waren er zelfs gesteelde ciliaten waarneembaar. Dit wees

op een gezond slib mits gesteelde ciliaten zeer onderhevig zijn aan stress. Op dag elf waren er

bij het melkspoelwater en het aangezuurd melkspoelwater tevens gesteelde ciliaten zichtbaar.

Het actief slib was open, afgerond en stevig. Bij de drie soorten influenten waren er meer

draadvormers zichtbaar. Door de open vorm en de aanwezigheid van draadvormers bezonk

het slib minder goed.

Figuur 26: Gesteelde ciliaten op dag elf bij melkspoelwater en aangezuurd

melkspoelwater (400 maal vergroot)

III Resultaten 43

2. Biologische zuivering van voorspoelwater met voorgeschakelde

vetvang

Het doel bestond erin om een biologische zuivering te vinden die het voorspoelwater in

voldoende mate kon reduceren tot concentraties die verder afbreekbaar zijn met een

traditionele IBA, zodat dit samen met het hoofdspoelwater en naspoelwater kan verwerkt

worden tot de lozingsnormen. De opbouw en dimensionering van dit systeem wordt

uitgebreid besproken in Materiaal en Methoden. Het influent, aangemaakt op basis van rauwe

melk, wordt eerst over een vetvang gestuurd. Het effluent van de vetvang wordt dan doorheen

een actief slibsysteem of een trickling filter geleid.

2.1. Nut van het gebruik van een voorgeschakelde vetvang

Om de vetvang te dimensioneren werd een voorbereidende test uitgevoerd. Hierbij bleek dat

bij het voorspoelwater met een COD-gehalte van 4g O2/l na 24 uur de eiwitten precipiteerden

en aan het oppervlak een vetlaag werd gevormd. Dit wordt weergeven in figuur 27. Uit de

voorgaande test werd de vetvang zo gedimensioneerd dat de verblijftijd 24 uur bedroeg.

Figuur 27: Caseïne-eiwitprecipitatie voorspoelwater na 24 uur

Tabel 6 geeft de parameters weer die bepaald werden van het influent en het effluent van de

voorgeschakelde vetvang na een verblijftijd van 24 uur in week 2. De pH daalde van 7,38

voor de vetvang naar 4,68 na de vetvang. Het COD-gehalte daalde, door gebruik te maken

van een vetvang, met 56,75%, totale stikstofconcentratie 29,91% en de totale

fosforconcentratie met 25,78%. De ammoniumconcentratie steeg met 175,24%.

Tabel 6: Karakteristieken influent en effluent na vetvang met verblijftijd van 24 uur in

week 2

parameter influent na vetvang

pH 7,38 4,68

COD (mg O2/l) 4000 1730

ammonium (mg/l NH4-N) 2,1 5,78

nitraat (mg/l NO3-N) 2,45 1,05

totale stikstofconcentratie (mg/l) 93,6 65,6

totale fosforconcentratie (mg/l PO4-P) 17,84 13,24

III Resultaten 44

2.2. Opvolging actief slib installaties en trickling filters

Het influent werd gemaakt uit rauwe melk (102 ml melk aangelengd tot 5l) zodat een COD-

gehalte verkregen werd van 4g O2/l. Dit is een gemiddelde waarde van voorspoelwater. (1)

Om zo goed mogelijk een reële situatie te verkrijgen werd het influent vernieuwd en het

effluent afgelaten op maandag, dinsdag, donderdag en vrijdag. Hierdoor bedroeg het

gemiddeld verschil in pH tussen het verse effluent en het oude influent maar 0,66. Zo

ontstond een fed-batch systeem waarbij het influent continu werd toegevoegd en het effluent

periodiek werd verwijderd. Het effluent van de actief slib installaties bevond zich bovenaan

de reactor nadat er 30 minuten niet was belucht. Tevens werd twee keer per week, op

maandag en donderdag, de vetvang ontdaan van vet en eiwitten door het geheel over een

koffiefilter te brengen en de leidingen te spoelen. Om een representatief staal van het effluent

te bekomen werd eenmaal per week een staal genomen na een 24 uren cycli met vers influent

en gereinigde vetvangers. Het effluent werd gevolgd op volgende parameters: COD-,

ammonium-, nitraat, totaal stikstof en totaal fosfor gehalte. In de laatste week werd ook de

nitrietconcentratie bepaald. Deze parameters werden voor de actief slib installatie gedurende 5

weken opgevolgd en voor de trickling filters 10 weken. Deze parameters in functie van de tijd

worden weergegeven in figuur 28. Deze werden gemeten door “Hach-Lange cuvette tests”.

Na staalname werd het droge stof gehalte van de actief slib installaties op 6g/l gehouden door

het overtollige slib te verwijderen.

0

20

40

60

80

100

120

140

160

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

CO

D -

ge

ha

lte

(m

g O

2/l

)

tijd (weken)

actief slib 1 actief slib 2 trickling filter 1 trickling filter 2 detectielimiet

A

III Resultaten 45

0

5

10

15

20

25

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

am

mo

niu

mco

ncn

etr

ati

e

(mg

/l N

H4

-N)

tijd (weken)

B

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

nit

raa

tco

nce

ntr

ait

e (

mg

/l N

O3

-N)

tijd (weken)

C

0

5

10

15

20

25

30

35

40

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

tota

le s

tik

sto

f co

nce

ntr

ati

e (

mg

/)l

tijd (weken)


D

III Resultaten 46

Figuur 28: A) COD-gehalte in functie van de tijd

B) Ammoniumconcentratie in functie van de tijd

C) Nitraatconcentratie in functie van de tijd

D) Totale stikstofconcentratie in functie van de tijd

E) Totale fosforconcentratie in functie van de tijd

Voor trickling filter 2 zijn in week 2 geen parameters bepaald mits het effluent verzadigd was

met slib door afschuiven van de biofilm uit de trickling filter. Tevens zijn geen waarden

beschikbaar voor week 5 en 6 mits vlak voor week 5 de biomassa in de trickling filter

grotendeels was uitgespoeld. In week 7 was de filter hersteld (gelijk lopende waarden met

trickling filter 1). Alhoewel deze maar voor 1/3 was bedekt met biofilm. In week 5 was het

niet meer mogelijk om parameters van actief slib installatie 1 te bepalen door de zeer slechte

bezinking van het slib. Verder werd pas vanaf week 2 het totale fosforgehalte bepaald. Mits

vanaf week drie de bezinking van de actief slib installaties moeilijker werd en het slib

samenklonterde werd beslist om in week 5 de actief slib installatie af te koppelen.

Het COD-gehalte bedroeg na de vetvang en dus van het influent van de biologische zuivering

1730 mg O2/l. Het effluent van beide actief slib installaties vertoonde een steeds toenemend

COD-gehalte in de tijd. Wel was het COD-gehalte van actief slib installatie 2 steeds hoger

dan dat van actief slib installatie 1. Zo steeg het COD-gehalte voor actief slib installatie 2 zelf

naar 112,8 mg O2/l in week 4. Het COD-gehalte van het effluent van de trickling filters

schommelde tussen 28,5 mg O2/l en 85,2 mg O2/l met een gemiddelde van 54,1 mg O2/l.

Hierdoor is er een afname van gemiddeld 98,6% van het oorspronkelijke voorspoelwater.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

tota

le f

osf

orc

on

cen

tra

tie

(m

g/l

)

tijd(weken)


E

III Resultaten 47

Bovendien is het COD-gehalte van de trickling filters steeds lager dan dat van de actief slib

installaties.

De ammoniumconcentratie bedroeg na de vetvang en dus van het influent van de biologische

zuivering 5,78 mg/l NH4-N. Voor week 3 was geen enkele ammoniumconcentratie

detecteerbaar. Alle ammoniumconcentraties lagen hoger dan deze van het influent (buiten in

week 3 voor actief slib installatie 2 en in week 6 voor trickling filter 1). De

ammoniumconcentratie van de actief slib installaties steeg vanaf week 3 en was steeds hoger

dan deze van de trickling filters (buiten voor trickling filter 1 in week 4). Vanaf week 8 steeg

de ammoniumconcentratie van de trickling filters.

De nitraatconcentratie bedroeg na de vetvang en dus van het influent van de biologische

zuivering 1,05 mg/l NO3-N. De nitraatconcentratie van de trickling filters was steeds hoger

dan deze van het influent (buiten in week 1 voor trickling filters 1 en 2). De

nitraatconcentratie steeg tot een maximum van 16,44 mg/l NO3-N. Beide trickling filters

volgden elkaar nauw en hadden een gemiddelde nitraatconcentratie van 6,26 mg/l NO3-N

waardoor er een toename is van gemiddeld 155% t.o.v. het oorspronkelijke voorspoelwater.

De nitraatconcentratie van de actief slib installaties was steeds lager dan deze van het influent

en schommelde rond de detectielimiet.

De totale stikstofconcentratie bedroeg na de vetvang en dus van het influent van de

biologische zuivering 65,6 mg/l. De totale stikstofconcentratie van de actief slib installaties en

de trickling filters steeg. De trickling filters hadden een gemiddelde totale stikstofconcentratie

van 16,9 mg/l waardoor er een gemiddelde afname was van 81,9% t.o.v. het oorspronkelijke

voorspoelwater. De actief slib installaties hadden een gemiddelde stikstofconcentratie van

10,9 mg/l waardoor er een gemiddelde afname was van 88,4% t.o.v. het oorspronkelijke

voorspoelwater.

De nitrietconcentratie van de trickling filters werd bepaald in week 10. Voor de eerste

bedroeg deze 1,16 mg/l NO2-N voor de tweede was het niet detecteerbaar.

Om de denitrificatie te stimuleren werd trickling filter 2 niet meer belucht vanaf week 9. De

zuurstofconcentratie in het effluent van trickling filter 2 bedroeg voor het stopzetten van de

beluchting 8,1 mg/l en na een week zonder beluchting 7,5 mg/l. Doordat de

zuurstofconcentratie niet sterk daalde was er ook geen extra denitrificatie meer mogelijk. Dit

werd tevens aangetoond door de nitraatconcentraties die vrijwel constant bleven (12,4 mg/l

NO3-N voor stopzetten beluchting en 11,4 NO3-N bij stopzetting.)

De totale fosforconcentratie bedroeg na de vetvang en dus van het influent van de biologische

zuivering 13,24 mg/l PO43-P. Alle waarden lagen hieronder (buiten voor trickling filter 1 in

week 10). Alle totale fosforconcentraties lagen tussen 1,66 mg/l PO43-P en 9,52 mg/l PO4

3-P

(buiten trickling filter 1 in week 10). De gemiddelde totale fosforconcentratie van de trickling

filters bedroeg 6,10 mg/l waardoor er gemiddeld afname was van 65,8% t.o.v. het

oorspronkelijke voorspoelwater. De gemiddelde totale fosforconcentratie van de actief slib

installaties bedroeg 5,30 mg/l waardoor er gemiddeld afname was van 70,3% t.o.v. het

oorspronkelijke voorspoelwater.

III Resultaten 48

Na doorgang in de trickling filters werd de pH gemiddeld 7,94, in de actief slib installaties

8,11. De zuurstofconcentratie bedroeg gemiddeld voor trickling filters 8,3 mg/l.

Gedurende de periode van tien weken werd er telkens wat vet en eiwit in het midden van de

filters weergevonden (figuur 29). Dit kwam omdat niet al het vet en eiwitten waren

afgescheiden in de vetvang. Door het influentbuisje bovenaan de trickling filter regelmatig

van plaats te veranderen was hiervan niets meer zichtbaar na 3-4 dagen. Vanaf week vijf

waren er vliegjes en larven aanwezig in de bovenste 8 cm van de trickling filters.

In week 9 was er duidelijk slib weg uit trickling filter 2 door de larven. In het

effluent van de trickling filters was er steeds slib aanwezig wat duidt op

slibafschuiving door aangroei.

Figuur 29: Witte afscheiding in trickling filter

2.3. Opvolging slib in actief slib installaties

Over de periode van vijf weken bleef het slib afgerond en stevig. Wel was er een toename in

het aantal draadvormende bacteriën. Deze bemoeilijkten het bezinken van het actief slib. Er

werd de gehele periode rotiferen en zwemmende ciliaten waargenomen. Op week drie

werden er zelfs gesteelde ciliaten waargenomen, wat op een gezond slib wees. Echter de

enorme hoeveelheid aan draadvormers zorgden in week 5 ervoor dat het slib zeer moeilijk

bezonk. Deze zichtbare kenmerken zijn te verklaren doordat vanaf het opstarten van de actief

slib installaties gekozen werd voor een lage slibbelasting. Hieruit volg dat het

omzettingsrendement hoog is en er weinig slibproductie is (vergeleken met een hoge

slibbelasting). Hierdoor is de slibleeftijd hoog zodat er veel verschillende metazoa (o.a.

rotiferen) en protozoa (o.a. ciliaten) voorkomen. Deze voeden zich met losse cellen en actief

slib vlokjes. Dit leidt tot een verbeterde effluentkwaliteit en verlaging van de slibproductie.

III Resultaten 49

Maar doordat er gekozen werd voor een lage slibbelasting is de groeisnelheid van de

draadvormende bacteriën groter dan deze van vlokvormende bacteriën. Hierdoor groeit het

aantal draadvormende bacteriën aan waardoor de bezinking versclechtert. Hierdoor is het

toepassen van een actief slibinstallatie niet haalbaar. Figuur 30 geeft een microscopische

weergaven van het actief slib na 1 week, 4 weken en de bezinking van het slib in een Imhoff-

kegel van 1 l in week 5 voor beide actief slib installaties na 30 minuten. De slibhoogte na 30

minuten bedroeg 1000 ml/l voor actief slib installatie 1 en 925 ml/l voor actief slib installatie

2.

Figuur 30: Microscopische weergaven van actief slib (100 maal vergroot) na 1 week

(links), na 4 weken (rechts) en de bezinking in Imhoff-kegels van 1l in week 5 na 30

minuten: actief slib installatie 1 (links) en 2 (rechts)

2.4. Effect van een nabezinker op denitrificatie bij trickling filters

Om een nabezinker te simuleren werd er 15 ml slib, dat uit de kolom werd mee gespoeld, in

een beker van 1 l gebracht. Zo ontstond er een laagje op de bodem. Het effluent werd hierin

opgevangen voor 23 uur en het nitraatgehalte werd bepaald door de “Hach-Lange cuvette

tests”. Het effluent van de trickling filters en dus het influent van de nabezinker bedroeg voor

de 1ste nabezinker 6,36 mg/l NO3-N en voor de 2de nabezinker 11,4 mg/l NO3-N. Na een

verblijftijd van 23 uur in de nabezinker bedroeg het nitraatgehalte 7,04 mg/l NO3-N voor de

nabezinker van trickling filter 1 en 7,08 mg/l NO3-N voor de nabezinker van trickling filter 2.

Bij de eerste is er geen verschil op te merken maar de tweede daalde wel. Hierdoor is het

aangewezen om een nabezinker achter de filter te plaatsen voor een betere denitrificatie.

2.5. Retentietijd bepaling van de trickling filters

Voor trickling filter 1 bedroeg de retentietijd 2 uur en voor trickling filter 2 40 minuten. Wel

was de biomassa van trickling filter 2 in week 5 deels uitgespoeld waardoor er in week 10

minder biomassa aanwezig was vergeleken met trickling filter 1. Hierdoor bevatte trickling

filter 1 meer slib, dat voor meer weerstand van de influentstroom zorgde, waardoor er een

grotere retentietijd werd verkregen.

III Resultaten 50

3. Bepaling doeltreffendheid vetafscheidend inoculum

Deze proef werd al eerder uitgevoerd door Wouter Taghon maar als basis voor het

voorspoelwater werd nu rauwe melk i.p.v. volle melk gebruikt. Het doel bestond erin om de

doeltreffendheid van een vetafscheidend inoculum na te gaan. Als inoculum werd GTOTM van

producent Spillaway InternationalTM gebruikt. Dit bacteriologisch product werd speciaal

ontwikkelt voor het omzetten van vet, olie en organische afval uit vetvangers tot CO2 en

water. Als opzet werden er zes bekers gevuld met 800 ml voorspoelwater met een COD

gehalte van 4g O2/l. Aan de eerste twee bekers werd geen inoculum toegevoegd, waardoor

deze als blanco’s dienden. Aan volgende twee bekers werd er 60µl inoculum toegevoegd, dit

is de aanbevolen dosis van de fabrikant, en aan de laatste twee bekers werd een overmaat,

1ml, toegevoegd. Na toevoeging van het inoculum werden de zes bekers geroerd en na zeven

dagen werd het COD-gehalte bepaald, na volledig omroeren van de bekers, door “Hach-

Lange cuvette tests”.

Figuur 31: Reeks van zes bekers op dag vier: geen inoculum (1 en 2), 60 µl inoculum (3

en 4) en overmaat inoculum (5 en 6).

Na vier dagen waren bij alle bekers de caseïne-eiwitten geprecipiteerd en was er aan het

oppervlak een vetlaag gevormd. Na zeven dagen werd na het mengen van de bekers het COD-

gehalte bepaald en vergeleken met het oorspronkelijke gehalte van 4 g/l. Voor de blanco’s,

waar geen inoculum werd toegevoegd, bedroeg dit 2888 mg/l, voor de bekers met de

aanbevolen toegevoegde hoeveelheid inoculum 2924 mg/l en voor de bekers met overmaat

inoculum 2824 mg/l. Omdat er vrijwel geen verschil te merken is tussen de verschillende

COD-gehalten, kan er besloten worden dat het inoculum geen effect uitoefent op de

vetafscheiding. De verlaging in COD-gehalte kan enkel verklaard worden door de

aanwezigheid van melkzuurbacteriën uit de lucht. Deze bacteriën produceren melkzuur wat

voor een verlaging van de pH zorgt. Dit werd vastgesteld: de pH daalde van 7,3 naar

gemiddeld 4,6.


4.1 Opstelling

Voor de behandeling van melkspoelwater werd een pilootinstallatie

bij een melkveehouder in Kruishoutem. De pilootinstallatie bestaat uit twee delen: een eerste

deel is de voorbehandeling van het voorspoelwater op basis van de resultate

thesis en het tweede deel is conventioneel opgebouwde een IBA. Deze geconstrue

polyethyleen en figuur 32 geeft de opbouw weer.

Figuur 32: Opbouw pilootinstallatie voor de behandeling van melkspoelwater

I: voorbehandeling voorspoelwater

II: individuele behandeling van afvalwater

a: driewegklep

b: toevoer voorspoelwater

c: toevoer hoofd- en naspoelwater

d: buffervolume voorspoelwater

e: airlift

f: vetvang met drie duikschotten

4.2 Dimensionering van het systeem

Om het voorspoelwater te scheiden van het hoofd

in verbinding stond met de reinigingsautomaat geïnstalleerd. Het volume voorspoelwater per

dag bedroeg 150 l, dit werd bekomen door driemaal daags te melken waarbij telkens 50 l

voorspoelwater vrijkwam. Deze 150 l dien

zodat het gehele afvalwatervolume dat op één dag ontstaan op één dag gezuiverd kan worden.

Hierdoor zal het debiet dus 6,25 l/u (150 l / 24 u) moeten bedragen dat door de vetvang en

trickling filter gaat. Dit debiet wordt via een airlift systeem van het buffervolume naar de

vetvang gebracht.

III Resultaten

Pilootinstallatie voor de behandeling van melkspoelwater

Voor de behandeling van melkspoelwater werd een pilootinstallatie ontworpen en


deel is de voorbehandeling van het voorspoelwater op basis van de resultate

thesis en het tweede deel is conventioneel opgebouwde een IBA. Deze geconstrue

geeft de opbouw weer.

: Opbouw pilootinstallatie voor de behandeling van melkspoelwater

oelwater g: verdelingsysteem

II: individuele behandeling van afvalwater h: trickling filter

i: buisbeluchter type TD63

j: luchtpomp Secoh SLL-40 40W

k: voorbezinker

l: biofilm fluidized bed reactor

m: nabezinker

n: afvoer naar beek

Dimensionering van het systeem

Om het voorspoelwater te scheiden van het hoofd- en naspoelwater werd een driewegklep die



voorspoelwater vrijkwam. Deze 150 l dient voorbehandeld te worden in een tijdsduur van 24u



Dit debiet wordt via een airlift systeem van het buffervolume naar de

51

Pilootinstallatie voor de behandeling van melkspoelwater

ontworpen en gebouwd


deel is de voorbehandeling van het voorspoelwater op basis van de resultaten behaald in deze

thesis en het tweede deel is conventioneel opgebouwde een IBA. Deze geconstrueerd uit

: Opbouw pilootinstallatie voor de behandeling van melkspoelwater

i: buisbeluchter type TD63-2050

40 40W

l: biofilm fluidized bed reactor

naspoelwater werd een driewegklep die



t voorbehandeld te worden in een tijdsduur van 24u



Dit debiet wordt via een airlift systeem van het buffervolume naar de

III Resultaten 52

De airlift bestaat uit een buis die verticaal in het buffervolume is gemonteerd. Onderaan deze

buis wordt er lucht ingeblazen waardoor het voorspoelwater meegesleurd wordt naar boven.

Omdat het airlift systeem te veel debiet gaf, werd aan de luchtpomp een tijdsklok bevestigd

(Brennenstuhl 10T40). Hierdoor wordt er om de drie kwartier gepompt gevolgd door drie

kwartier rust. Omdat na de plaatsing er maar twee keer per dag werd gemolken werd het

debiet verlaagd naar 4,5 l/u. Deze waarde werd verkregen door Q = V/t met t de verblijftijd

(24 u), V volume vetvang (0,108 m³) en Q debiet ingaand.

Uit voorbereidende testen met voorspoelwater met een COD-gehalte van 4g O2/l bleek dat na

24 uur de eiwitten precipiteerden en er aan het oppervlak een vetlaag werd gevormd. Hierdoor

werd de vetvang zo gedimensioneerd dat de verblijftijd 24 uur bedroeg waardoor het volume

0,108 m³ was. Om de goede werking van de vetvang te verhogen werden drie schotten

aangebracht.

Mits de discontinue aanvoer van influent moet aangesloten worden op een continu systeem is

een buffervolume noodzakelijk. Dit zal een volume moeten hebben van 0,075 m³. Dit werd

bekomen doordat er om 6:00 a.m. , 12 a.m. en 6:00 pm werd gemolken. Op tijdstip één zal er

50 l toekomen en zal er tegen tijdstip twee 37,5 l (6u X 6,25 l/u) weg vloeien en 12,5 l

overblijven. Op tijdstip twee komt er terug 50 l toe en zal er terug 37,5 l wegvloeien en 12,5 l

overblijven. Op tijdstip drie zal 50 l toekomen en zal er nog 25 l (2 X 12,5l) over zijn van de

vorige blokken. Hierdoor is er een volume van 0,075m³ noodzakelijk. Doordat er na de

plaatsing er maar twee keer per dag werd gemolken is dit buffervolume ruim genoeg.

Voor de trickling filter werd een belasting van 1 kg COD/ m³.d gekozen net als bij de

voorgaande testen in het labo. Om het COD-gehalte van het voorspoelwater na de vetvang te

schatten werd het COD-gehalte van het voorspoelwater bepaald (2500 mg O2/l) en

vermenigvuldigd met de reductie bekomen in het labo (56,75%) na doorgang door een

vetvang. Hierdoor zou het COD-gehalte na de vetvang 1081 mg O2/l bedragen. Hierdoor zal

er 0,1622 kg COD per dag (1081 mg/l . 150 l) over de trickling filter vloeien waardoor een

volume van 0,1622 m³ noodzakelijk was. Het dragermateriaal is hetzelfde als in het labo maar

werd niet verknipt. Om een betere verdeling van het voorspoelwater over de trickling filter te

verkrijgen wordt gewerkt met een gekante rand. De trickling filter wordt onderaan belucht via

een buizenbeluchter voor optimaal zuurstoftransport. De gebruikte buizenbeluchter heeft een

perforatie oppervlak van 0,12 m² over een lengte van 750 mm. Tevens wordt onderaan het

voorbehandelde voorspoelwater via een airlift systeem naar de voorbezinker van de IBA

gebracht. Zowel de buizenbeluchter als het airlift systeem worden gevoed via een luchtpomp.

Omdat na plaatsing de melkveehouder maar twee keer per dag meer melkte werd de trickling

filter maar voor 0,67 kg COD/ m³.d belast.

Dit werd verkregen door het COD-gehalte (1081 mg O2/l) te vermenigvuldigen met het

volume voorspoelwater (100 l) en dit geheel te delen door het volume van de trickling filter

(0,1622m³).

III Resultaten 53

Het volume melkspoelwater dat de IBA per dag verwerkt, bedraagt 450 l (3.150 l). Om de

IBA te dimensioneren werd gebruik gemaakt van de dimensies van een bestaande IBA die

Prodall Europe verkoopt (Biosafe 6). Deze verwerkt een debiet van 50 l/u en heeft een

voorbezinker van 2,2 m³, een biofilm fluidized bed reactor van 0,765 m³ en een nabezinker

van 0,63 m³. Door elk volume te delen door het debiet (50 l/u) en te vermenigvuldigen met

het nieuwe debiet van 18,75 l/u (450 l / 24 u) werden de volumes van de biofilm fluidized bed

reactor en nabezinker bekomen. De voorbezinker werd bekomen door als debiet 300 l/d te

kiezen i.p.v. de normale 450 l/d omdat het melkspoelwater weinig zwevende deeltjes bevat en

dus kleiner kan gedimensioneerd worden in vergelijking met huishoudelijk afvalwater waar

meer zwevende deeltjes aanwezig zijn. Tevens werden de volumes iets veranderd zodat de

IBA praktisch kon geplaatst worden. Hierdoor bedraagt het volume van de voorbezinker 468

l (82 l kleiner dan berekend), de biofilm fluidized bed reactor 263 l (26 l kleiner dan

berekend) en de nabezinker 263 l (27 l groter dan berekend). Het dragermateriaal is hetzelfde

als wat gebruikt werd in het labo, maar dit werd niet verknipt en werd in beweging gebracht

door de zelfde type buizenbeluchter die hierboven wordt beschreven. De voorbezinker,

biofilm fluidized bed reactor en nabezinker worden met een u-vormige buis verbonden.

De trickling filter en de biofilm fluidized bed reactor werden geïnoculeerd gedurende 1 week

door actief slib uit een rioolwaterzuiveringsinstallatie te laten recirculeren.

4.3 Opvolging van het systeem

Om de prestatie van de pilootinstallatie op te volgen werd het effluent van de trickling filter

en schepstalen van de voorbezinker van de IBA en nabezinker van de IBA vanaf dag 17

onderzocht op volgende parameters: COD-gehalte, ammonium-, nitraat-, totale stikstof- en

totale fosforconcentratie. Tevens werd de pH opgevolgd in de verschillende compartimenten.

0

100

200

300

400

500

600

700

800

17 24 31 38 45

CO

D-g

eh

alt

e (

mg

O2/l

)

tijd (dagen)

trickling filter voorbezinker nabezinker detectielimiet

A

III Resultaten 54

0

1

2

3

4

5

6

7

17 24 31 38 45

am

mo

niu

mco

nce

ntr

ati

e

(mg

/l N

H4-N

)

tijd (dagen)

B

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

17 24 31 38 45

nit

raa

tco

nce

ntr

ati

e (

mg

/l N

O3-N

)

tijd (dagen)

C

0

5

10

15

20

25

30

17 24 31 38 45tota

le s

tik

sto

fco

nce

ntr

ati

e (

mg

/l)

tijd (dagen)


D

III Resultaten 55

Figuur 33: A) COD-gehalte in functie van de tijd

B) Ammoniumconcentratie in functie van de tijd

C) Nitraatconcentratie in functie van de tijd

D) Totale stikstofconcentratie in functie van de tijd

E) Totale fosforconcentratie in functie van de tijd

Op dag 45 werden er geen parameters bepaald voor de trickling filter omdat het effluent

verzadigd was met vet en proteïnen.

De COD-gehalten van de trickling filter, voorbezinker IBA en nabezinker IBA bleven vrijwel

constant in functie van de tijd. Het COD-gehalte van het voorspoelwater werd met 75,2 %

gereduceerd t.o.v. het voorspoelwater tot gemiddeld 620 mg O2/l en dit door gebruik te maken

van een trickling filter met voorgeschakelde vetvang. De COD-gehalten van de voorbezinker

en nabezinker van de IBA waren vrijwel constant en gelijklopend met een gemiddelde waarde

van 169 mg O2/l en ligt hoger dan de verwachte waarde voor de voorbezinker (44,89 mg

O2/l).

De ammoniumconcentratie van de trickling filter steeg in functie van de tijd met een

gemiddelde waarde van 6,22 mg/l NH4-N op dag 24 en 38. De ammoniumconcentraties van

de voorbezinker en nabezinker van de IBA waren constant en gelijklopend met een

gemiddelde van 2,10 mg/l NH4-N.

De nitraatconcentraties van de trickling filter, voorbezinker IBA en nabezinker IBA bleven

vrijwel constant in de tijd. Wel lag de nitraatconcentratie van de trickling filter steeds lager

dan deze van de voorbezinker en nabezinker van de IBA.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

17 24 31 38 45

tota

le f

osf

orc

on

cen

tra

tie

(m

g/l

)

tijd (dagen)


E

III Resultaten 56

De gemiddelde nitraatconcentratie van de trickling filter bedroeg 0,471 mg/l NO3-N waardoor

er een afname was van het voorspoelwater van gemiddeld 84,2 % door gebruik te maken van

een trickling filter met voorgeschakelde vetvang. De gemiddelde nitraatconcentratie voor de

IBA bedroeg 2,52 mg/l NO3-N.

De totale stikstofconcentratie steeg voor de trickling filter in functie van de tijd en had een

gemiddelde waarde van 25,5 mg/l op dag 24 en 38 waardoor er een reductie was van 32,82%

t.o.v. het voorspoelwater door gebruik te maken van een trickling filter met voorgeschakelde

vetvang. De totale stikstofconcentraties van de IBA bleven constant in functie van de tijd met

een gemiddelde waarde van 7,08 mg/l en ligt in de buurt van de verwachte waarde voor de

voorbezinker (10,13 mg/l).

De totale fosforconcentratie in de voorbezinker en nabezinker van de IBA daalde in functie

van de tijd en bleef vrijwel constant op dag 38 en 45 waarbij een gemiddelde waarde van 5,86

mg/l verkregen werd. Deze waarde ligt beduidend lager dan de verwachte waarde voor de

voorbezinker (26,47 mg/l). De totale fosforconcentratie van de trickling filter schommelde

tussen 5,28 mg/l en 11,36 mg/l.

De gemiddelde pH-waarde voor het effluent van de trickling filter bedroeg 7,83 en deze voor

de IBA 9,96. De pH-waarde van de IBA ligt dicht bij de verwachte waarde (10,3). De pH-

waarde onderaan de vetvang daalde in functie van de tijd maar bleef constant op 5,41 voor

dag 38 en 45.

Vanaf dag 23 was er een beetje vet zichtbaar op de trickling filter. Op dag 45 was de trickling

filter volledig bedekt met vet. Dit vet is afkomstig uit de vetvang en wordt door het te grote

debiet aan influent uit de vetvang meegesleurd.

Figuur 34 : Trickling filter volledig bedekt met vet op dag 45 (achteraan)

Eén maand na de plaatsing van de installatie was er een witte slijmerige substantie zichtbaar

op het dragermateriaal van de biofilm fluidized bed reactor. Dit werd zichtbaar door met een

spatel op het dragermateriaal te schrapen. Van deze witte substantie en het afvalwater in de

biofilm fluidized bed reactor werd op dag 50 het aantal kolonievormende kolonies geteld op

milk agar. De resultaten van deze uitplatingen zijn weergeven in tabel 7.

III Resultaten 57

Tabel 7: Gemiddeld aantal kolonievormende eenheden op milk agar in de biofilm fluidized

bed reactor op dag 50

verdunning waterstaal dragermateriaal

blanco 100 0 0*

100 0 0

10-1 6 1

10-2 0 6

10-3 1 0

10-4 2 0

* Er werd 1 kolonievormende eenheid geteld op een van de drie platen

Om een goede telling te verkrijgen moet het aantal kolonievormende eenheden tussen 30 een

300 liggen. Omdat dit niet zo is en de tellingen onlogisch zijn, kan er gesteld worden dat er

nog geen aangroei is van microbieel leven in de biofilm fluidized reactor.

IV Bespreking 58

IV Bespreking


Uit figuur 24, die de respirometrische data weergeeft, is een duidelijk verschil te merken

tussen enerzijds het melkspoelwater en het aangezuurd melkspoelwater en anderzijds de volle

melk. Hierbij was de snelheid, om naar 3,5 mg O2/l te gaan, bij volle melk hoger dan bij het

melkspoelwater en het aangezuurd melkspoelwater. Er was wel geen verschil tussen het

melkspoelwater en het aangezuurd melkspoelwater. Dit was te verklaren daar beide influenten

hetzelfde vetgehalte maar hoger dan dat van volle melk hadden en het systeem werd

gebufferd. Het melkspoelwater en het aangezuurd melkspoelwater hadden een groter

vetgehalte dan volle melk mits deze afkomstig waren uit de bovenste vloeistoflaag van de

tank waar alle deelstromen samen kwamen. De bufferende capaciteit werd gecontroleerd door

de pH te meten tien minuten na toevoeging van het influent. Voor het melkspoelwater, pH

11,74; was dit 8,61 en voor het aangezuurd melkspoelwater, pH 8,2; was dit 8,18. Hierdoor

kan men stellen dat de toevoeging van het sterk basische melkspoelwater geen effect had op

het slib en dus voor toepassing in een actief slib installatie niet eerst moet aangezuurd worden.

Op dag vier en elf werd het slib onder een microscoop onderzocht. Op dag vier waren er een

beetje draadvormers zichtbaar bij al het slib. Het actief slib was compact, afgerond en stevig.

Bij het melkspoelwater, pH 11,74; waren er zelfs gesteelde ciliaten waarneembaar. Dit wees

op een gezond slib mits gesteelde ciliaten zeer onderhevig zijn aan stress. Op dag elf waren er

bij het melkspoelwater en aangezuurd melkspoelwater tevens gesteelde ciliaten zichtbaar. Het

actief slib was open, afgerond en stevig. Bij de drie soorten influenten waren er meer

draadvormers zichtbaar. Door de open vorm en de aanwezigheid van draadvormers bezonk

het slib minder goed. Deze zichtbare kenmerken zijn te verklaren doordat vanaf het opstarten

van de actief slib installaties gekozen werd voor een lage slibbelasting. Hieruit volgt dat het

omzettingsrendement hoog is en er weinig slibproductie is (vergeleken met een hoge

slibbelasting). Hierdoor is de slibleeftijd hoog zodat er veel verschillende metazoa (o.a.

rotiferen) en protozoa (o.a. ciliaten) voorkomen. Deze voeden zich met losse cellen en actief

slib vlokjes. Dit leidt tot een verbeterde effluentkwaliteit en verlaging van de slibproductie.

Maar doordat er gekozen werd voor een lage slibbelasting is de groeisnelheid van

draadvormende bacteriën groter dan deze van vlokvormende bacteriën. Hierdoor groeit het

aantal draadvormende bacteriën aan met een slechte bezinking tot gevolg.

IV Bespreking 59

2 Biologische zuivering van voorspoelwater met voorgeschakelde

vetvang

Het doel bestond erin om een biologische zuivering te vinden die het voorspoelwater in

voldoende mate kon reduceren tot concentraties die afbreekbaar zijn met een traditionele IBA.

Zodat dit samen met het hoofdspoelwater en naspoelwater kan verwerkt worden tot de

lozingsnormen.

2.1 Nut van het gebruik van een voorgeschakelde vetvang

In de vetvang was de precipitatie van de eiwitten zichtbaar samen met een vetlaag aan het

oppervlak. De vetvang had een verblijftijd van 24 uur. Eiwitten komen voor als micellen en

bestaan voor 80% uit calciumzouten van caseïne-eiwitten. Deze precipeteren als de pH lager

dan 4,7 bedraagt. Deze pH werd verkregen door de aanwezigheid van melkzuurbacteriën die

afkomstig zijn uit de lucht. Bij deze lage pH zullen de calciumionen uit de micellen migreren,

daardoor zijn deze neutraal geladen en ontstaat er een onstabiel complex dat precipiteert.

Door enkel de fractie, zonder de caseïne-eiwitten en vet, naar de biologische zuivering te

sturen, kan het voorspoelwater beter afgebroken worden. Dit is te wijten aan een daling in het

COD-gehalte met 56,75%, nitraatconcentratie met 57,14%, totale stikstofconcentratie met

29,91% en de totale fosforconcentratie met 25,78%. De verlaging in het COD-gehalte is te

verklaren doordat vet en caseïne-eiwitten een hoge koolstoffractie bevatten. Over de verlaging

in nitraatconcentratie kan geen correcte verklaring gegeven worden omdat de waarden dicht

bij elkaar liggen en de fout op deze waarde niet gekend is. De verlaging in totale stikstof en

totale fosfor is te verklaren door de verwijdering van de caseïne-eiwitten die fosfor bevatten

door de posttranslationele modificatie en het stikstof afkomstig van de aminozuren. De

stijging van 175,24% bij de ammoniumconcentratie is te wijten aan het optreden van

ammonificatie (omzetting van organische stikstof naar ammonium).

Het is dan ook wenselijk om een vetvang voor de biologische zuivering te plaatsen. Deze

dient een verblijftijd van minimaal 24u te hebben en opgebouwd zijn uit minimaal twee

duikschotten. Tevens moet een aftappunt voorzien worden onderaan voor het aflaten van de

geprecipiteerde eiwitten en een vetschraper.

IV Bespreking 60

2.2 Opvolging actief slib installaties en trickling filters

Het COD-gehalte van beide actief slib installaties vertoonde een steeds toenemende trend en

dus een mindere mate van afbraak. Dit kan verklaard worden door de minder goede bezinking

van het slib waardoor slibdeeltjes in het effluent terecht kwamen. Tevens zorgde het samen

klonteren van het actief slib ervoor dat de actief slib installatie niet meer goed kon belucht en

gemengd worden. Hierdoor ontstond een slechte afbraak die op te merken was in het COD-

gehalte. Daarom is een actief slib installatie niet toepasbaar voor de behandeling van

voorspoelwater.

De trickling filters hadden een betere reductie van het COD mits hier geen sprake is van

slechtere bezinking die slib in het effluent kan verkrijgen.

Tabel 8 geeft de gemiddelde effluentwaarden van de trickling filters tijdens week 10 en de

lozingsnormen op oppervlaktewater weer.

Tabel 8: Gemiddelde effluentwaarden trickling filters week 10 en lozingsnormen op

oppervlaktewater (2,16)

parameter gemiddeld effluent week 10 lozingsnormen op oppervlaktewater

COD (mg O2/l) 78,20 251

ammonium (mg/l NH4-N) 20,4 5

nitraat (mg/l NO3-N) 17,8 10

totale stikstofconcentratie (mg/l) 34,9 8,5

totale fosforconcentratie (mg/l PO4-P) 10,18 1 1 De lozingsnormen worden enkel weergegeven in BOD20

5-gehalte

Daarom is een trickling filter een goed systeem voor de behandeling van voorspoelwater. Wel

kan hier slib via afschuiven van het dragermateriaal in het effluent terechtkomen maar het

effluent kan geklaard worden door gebruik te maken van een nabezinker. Het lage COD-

gehalte van het effluent kan gemakkelijk verder afgebroken worden in een traditionele IBA

tot de lozingsnormen op oppervlaktewater.

Bij de actief slib installaties is er een toename van de ammoniumconcentratie en de totale

stikstofconcentratie vanaf week 3. Maar de nitraatconcentratie is steeds zeer laag. Dit kan

verklaard worden door de minder goede beluchting door het samen klonteren van het actief

slib waardoor de reactor niet meer goed gemengd en belucht kon worden met anoxische zones

tot gevolg. Hierdoor kan de nitrificatie, dat een aeroob proces is, minder goed doorgaan

waardoor de ammoniumconcentratie stijgt tot zelfs boven de influent waarde. Daarentegen

kan de denitrificatie wel goed doorgaan mits dit een anoxisch proces is, hierdoor is de

nitraatconcentratie zeer laag en lager dan de influentconcentratie. Door het in mindere mate

doorgaan van de nitrificatie stijgt de totale stikstofconcentratie door het accumuleren van

ammonium. Doordat de denitrificatie goed doorgaat is de totale stikstofconcentratie wel lager

dan dat van het influent omdat de totale stikstofconcentratie slechts daalt als stikstof het

systeem verlaat via stikstofgas. Door de slechte nitrificatie is een actief slib installatie niet

haalbaar voor de behandeling van voorspoelwater.

IV Bespreking 61

De totale stikstofconcentratie voor beide trickling filters steeg vanaf week 7 maar bleef onder

de influentconcentratie. Tevens steeg voor beide vanaf dan ook de ammoniumconcentratie en

de nitraatconcentratie. Dat wil zeggen dat zowel de nitrificatie als de denitrificatie in mindere

mate doorgingen. Dit kan verklaard worden door de dalende temperatuur in het labo (19

november). Denitrificatie verloopt optimaal bij temperaturen hoger dan 20°C. Doordat de

denitrificatie in minder mate doorgaat zal nitriet zich opstapelen, wat een inhibitor is voor de

nitrificatie. Een trickling filter is een goede oplossing voor het behandelen van

voorspoelwater. Wel mag de temperatuur niet te laag zakken, daarom is het aangewezen om

de ruimte rond de trickling filter te isoleren. De verkregen effluentconcentraties kunnen goed

verder worden afgebroken in een IBA tot de lozingsnormen op oppervlaktewater.

De totale fosforconcentratie van de actief slib installaties steeg vanaf week 3 en van de

trickling filters vanaf week 8. Dit is te verklaren door de lagere aangroei van slib omdat fosfor

een fundamenteel element is voor de groei van micro-organismen. Door de lagere aangroei

zullen er minder micro-organismen aanwezig zijn in de trickling filters (er sterven nog altijd

evenveel af) waardoor er minder afbraak is van koolstof- en stikstofcomponenten. Dit is ook

te zien in de lichte toename van het COD-gehalte vanaf week 8 en een sterke toename in de

ammonium-, nitraat en totale stikstofconcentratie vanaf week 8. De verkregen totale

fosforconcentraties van de trickling filters kunnen verder goed gereduceerd worden in een

IBA tot de lozingsnormen op oppervlaktewater.

IV Bespreking 62

3. Vergelijking performantie trickling filters met voorgaand onderzoek

Hier vergelijken we de resultaten bekomen in deze thesis met deze bekomen vorige

academiejaar (2012-2013) door Wouter Taghon.

3.1 Opstelling trickling filters

Wouter Taghon heeft onderzoek gedaan naar de zuivering van voorspoelwater met influent op

basis van volle en magere commerciële melk met trickling filters. In totaal werden zes

gelijkaardige trickling filters opgesteld met dragermateriaal als in deze thesis. Trickling

filters 1 tot en met 4 kregen influent op basis van volle melk met een COD-gehalte van 5 g

O2/l. Wel waren trickling filters 1 en 2 maar voor de helft gevuld, waardoor de belasting

dubbel zo hoog was (4 kg COD/m³.d) als deze bij trickling filters 3 en 4 (2 kg COD/m³.d).

Trickling filters 5 en 6 waren volledig gevuld en het influent werd aangemaakt op basis van

magere melk met een COD-gehalte van 5 g O2/l. Hierdoor werd een belasting van 2 kg

COD/m³.d verkregen. Beide influenten werden tegen een debiet van 0,75 ml/min over de

trickling filters gebracht. Tevens werd gedurende 1 week actief slib over de trickling filters

gebracht. Hierna werd de opstelling voor 63 dagen gevolgd op volgende parameters: COD-

gehalte, ammoniumconcentratie, nitraatconcentratie, totale stikstofconcentratie en totale

fosforconcentratie.

Het grote verschil met de opstelling in deze thesis is dat hier gebruik werd gemaakt van rauwe

melk als influent, er een voorgeschakelde vetvang aanwezig was en dat de trickling filters

actief werden belucht. Het influent werd met een debiet van 1 ml/min over de trickling filters

gebracht en had een COD-gehalte (na de vetvang) van 1730 mg O2/l. Wel werd er maar een

belasting van 1 kg COD/m³.d opgelegd (dit is de helft van deze bij de opstelling van Wouter

Taghon). De trickling filters werden door middel van een puimsteentje onderaan belucht met

een debiet van 8,26 l/min. Tevens werden de trickling filters gedurende 1 week geïnoculeerd

met actief slib. Dit systeem werd gedurende 70 dagen opgevolgd voor dezelfde parameters.

3.2 Opvolging van het proces

Het zichtbare verschil tussen de twee opstellingen is het niet meer voorkomen van een witte

laag bestaande uit eiwitten en vetten. Deze worden grotendeels afgescheiden in de vetvang

waardoor ze de reductie van COD, stikstof en fosfor niet negatief kunnen beïnvloeden in de

trickling filters. De vetvang alleen al reduceerde het COD-gehalte met 56,75%, de totale

stikstofconcentratie met 29,91% en de totale fosforconcentratie met 25,78%. De

ammoniumconcentratie steeg met 175,24% (van 2,1 mg/l NH4-N naar 5,78 mg/l NH4-N). De

influentparameters van deze thesis en deze van Wouter Taghon zijn weergegeven in tabel 9 en

de effluentparameters in tabel 10. Alhoewel de COD-gehalten van het influent vrijwel gelijk

was, werd deze sterk gereduceerd door gebruik te maken van

een vetvang. Tevens is de totale stikstofconcentratie beduidend lager.

IV Bespreking 63

Tabel 9: Influentparameters Wouter Taghon (op basis van volle en mager melk) en deze thesis (op basis van rauwe melk)

Influent op basis van

influentparameter volle melk1 magere melk rauwe melk

COD (mg O2/l) 5420 5200 4000

ammonium (mg/l NH4-N) 2,1 2,1

nitraat (mg/l NO3-N) 2,45

totale stikstofconcentratie (mg/l) 140 93,6

totale fosforconcentratie (mg/l PO4-P) 17,84 17,84 1 De ammonium- en totale fosforconcentratie van rauwe melk en volle melk werden aan elkaar

gelijk gesteld omdat hun COD-gehalte vergelijkbaar is en ze beiden evenveel werden verdund.

Tabel 10: Effluentparameters Wouter Taghon (trickling filters 1-6) en deze thesis

trickling filters 1-2 trickling filter 3-4 trickling filter 5-6 trickling filters thesis

influent volle melk influent volle melk influent magere melk influent rauwe melk

effluentparameter 4 kg COD/m³.d 2 kg COD/m³.d 2 kg COD/m³.d 1 kg COD/m³.d

COD (mg O2/l)/ COD-reductie (%) 853/ 84,26% 306/ 94,12% 1404/ 73% 54,1/ 98,65%

ammonium (mg/l NH4-N) > 21 >21 >50 <21

nitraat (mg/l NO3-N) <6 <6 >6

totale stikstofconcentratie (mg/l)/totale stikstofreductie (%) 105,8/ 24,43% 76,8/ 45,14% 16,9/ 81,9%

totale fosforconcentratie (mg/l PO4-P) > 10 > 10 < 10

gemiddelde verblijftijd (uur) 6,42 4,88 5,42 21

1 Verblijftijd voor trickling filter 1 mits trickling filter 2 deels was uitgespoeld.

IV Bespreking 64

De verschillende effluentwaarden van Wouter Taghon en deze thesis kunnen vergeleken

worden mits de influentwaarden gelijkaardig zijn. Er kan geconcludeerd worden dat een

opstelling met vetvang beduidend op alle parameters, behalve nitraat, een beter rendement

geeft. Dit is vooral te wijten aan het niet meer voorkomen van een witte laag bestaande uit

eiwitten en vetten in de trickling filters. Deze worden namelijk grotendeels afgescheiden in de

vetvang. Hierdoor kunnen ze de reductie van COD, stikstof en fosfor niet negatief

beïnvloeden. Wel dient de denitrificatie in het oog gehouden te worden zodat deze voldoende

kan doorgaan in een IBA.

IV Bespreking 65


4.1. Opvolging van het systeem

Voor de behandeling van melkspoelwater werd een pilootinstallatie gebouwd op basis van de resultaten behaald in deze thesis. De

pilootinstallatie bestaat uit twee delen: een eerste deel is de voorbehandeling van het voorspoelwater en het tweede deel is een conventioneel

opgebouwde IBA.

Tabel 11: Parameters van het gesimuleerde influent (op basis van rauwe melk) en van de spoelwaters op de site in Kruishoutem

influentparameter influent labo-opstelling voorspoelwater hoofdspoelwater naspoelwater

COD (mg O2/l) 4000 2500 61 40,8

ammonium (mg/l NH4-N) 2,1 2 2 2

nitraat (mg/l NO3-N) 2,45 2,98 3,96 3,1

totale stikstofconcentratie (mg/l) 93,6 37,96 8,86 7,06

totale fosforconcentratie (mg/l PO4-P) 17,84 8 73 2,6

pH 7,38 7,61 12,09 8,8

Tabel 12: Gemiddelde effluentparameters trickling filter labo, pilootinstallatie en lozingsnormen op oppervlaktewater (2,16)

effluentparameter trickling filter labo trickling filter installatie voorbezinker IBA nabezinker IBA lozingsnormen op oppervlaktewater

COD (mg O2/l) 54,1 620 167 171 25$

ammonium (mg/l NH4-N) <21 5,33 2,20 2 5

nitraat (mg/l NO3-N) 6,26 0,471 2,41 2,63 10*

totale stikstofconcentratie (mg/l) 16,9 22,9 7,57 6,58 8,5

totale fosforconcentratie (mg/l PO4-P) 6,1 8,05 10,33 7,94 1

pH 7,94 7,83 9,98 9,94 6,5-9

$ De lozingsnormen worden enkel weergegeven in BOD205-gehalte

* De lozingsnomen worden enkele weergegeven voor nitraat en nitriet

IV Bespreking 66

De COD-gehalten, ammoniumconcentraties en totale stikstofconcentraties van de trickling

filter lagen steeds hoger dan deze van de voorbezinker. De sterke reductie in de voorbezinker

is te wijten aan de verdunning van het effluent van de trickling filter met het hoofdspoelwater

en naspoelwater dat lage concentraties aan COD, ammonium en totale stikstof bevat. De

totale fosforconcentratie van de trickling filter en de voorbezinker van de IBA lopen vrijwel

gelijk ondanks de grote totale fosforconcentratie afkomstig van de hoofdspoeling. Dit is te

verklaren door het ontstaan van een neerslag van fosfaatzouten. De nitraatconcentratie in de

voorbezinker van de IBA lag steeds hoger dan deze van de trickling filter omdat de hoogste

nitraatconcentraties afkomstig waren van de hoofd- en naspoeling.

De COD-gehalten, ammonium- , nitraat- en totale stikstofconcentraties van de voorbezinker

en nabezinker zijn vrijwel gelijk en constant. Dit is enkel te verklaren door de slechte werking

van de biofilm fluidized bed reactor door het te weinig aanwezig zijn van microbieel leven.

Dit werd aangetoond doordat er geen groei was op de uitplatingen. Het slib kan zeer moeilijk

aangroeien omdat het influent zeer laag beladen is en reinigingsmiddelen bevat. De

fosfordaling in de nabezinker is te verklaren door het ontstaan van fosforzouten in de biofilm

fluidized bed reactor die zichtbaar aanwezig waren op het dragermateriaal.

Alhoewel het COD-gehalte van het voorspoelwater (COD-gehalte 2500 mg O2/l) bijna de

helft bedraagt dan dat van het influent op basis van rauwe melk in het labo (COD-gehalte

4000 mg O2/l) is het effluent van de trickling filter zwaarder beladen (COD-gehalte 620 mg

O2/l t.o.v. 54.1 mg O2/l). Het lagere rendement van de trickling filter is te wijten aan de grote

hoeveelheid influent, afkomstig van de vetvang, die ineens over de trickling filter vloeit door

de slechte afstelling van de airlift die de vetvang voedt. Tevens was de pH onderaan de

vetvang steeds groter dan deze die nodig is om de caseïne-eiwitten te precipiteren waardoor

deze eiwitten nog in het effluent van de vetvang zaten. Door het continu aanvoeren en

weerhouden van eiwitten (stikstofrijke fractie) in de trickling filter verlaagt het rendement van

alle stikstofparameters in de tijd voor de trickling filter. Deze daling is niet weer te vinden bij

de voorbezinker en nabezinker van de IBA omdat deze teniet wordt gedaan door de

verdunning met het voor- en naspoelwater dat lage stikstofparameters hadden. Bovendien was

1/3 van de trickling filter ondergedompeld in het effluent omdat de airlift een bepaalde

hoeveelheid effluent nodig heeft om dit naar de voorbezinker van de IBA te brengen.

Ondanks de grote verschillen met de labo-opstelling deden de stikstofparameters het even

goed of zelfs beduidend beter dan in de labo-opstelling.

Het is niet gekend of de lozingsnorm op oppervlaktewater voor het COD-gehalte werd

behaald omdat deze enkel wordt uitgedrukt in BOD205-gehalte en deze niet kon bepaald

worden in het labo. Het BOD205-gehalte hangt af van de biologische afbreekbaarheid van het

effluent omdat het verband tussen BOD205 en COD gegeven wordt door BOD20

5 =

0,65.f.COD waarbij de factor f tussen 0 (niet afbreekbaar) en 1 (volledig afbreekbaar) ligt. De

lozingsnormen voor alle stikstofparameters werden gehaald maar deze omtrent pH en fosfor

niet. Een oplossing om de fosfornorm te behalen is het aanwenden van een ander basisch

reinigingsmiddel.

IV Bespreking 67

Omdat het hoofdspoelwater de grootste totale fosforconcentratie bevat van al de drie

spoelingen. Dit reinigingsmiddel is reeds al op de markt bij dezelfde leverancier.

De temperatuur van het effluent mag volgens de lozingsnormen op oppervlaktewater niet

hoger zijn dan 30°C. De temperatuur werd echter niet opgemeten maar er kan uitgegaan

worden vanuit persoonlijke ervaring bij staalname dat het effluent deze waarde niet bereikte.

De andere lozingsnormen die opgenomen zijn in de literatuurstudie werden niet bepaald.

5. Aanbevelingen

Voor verdere optimalisatie van de pilootinstallatie worden volgende zaken aanbevolen:

- De overgang van het bufferbekken naar de vetvang moet zo continu mogelijk

zodat de verblijftijd van de vetvang 24 uur benaderd.

- Plaats een constructie onderaan de trickling filter zodat deze zich niet in het

effluent bevindt.

- Zorg voor een uitgebreider verdelingssysteem van het influent bovenaan de

trickling filter zodanig dat deze constant vochtig is.

- Gebruik geen fosforhoudend reinigingsmiddel zodat de lozingsnorm op

oppervlaktewater omtrent totale fosforconcentratie kan gehaald worden.

- Hou tevens rekening met het melkspoelwater van de melktank.

V Algemeen besluit 68

V Algemeen besluit

In deze masterproef werd onderzoek gedaan naar een structurele oplossing om

melkspoelwater biologisch te zuiveren. Volgende besluiten kunnen getrokken worden:

- Actief slib is bestand tegen de basische samenstelling van het melkspoelwater.

- Door het voorspoelwater vooraf te behandelen met een vetvang en een trickling filter

kan dit verder worden gezuiverd in een standaard IBA samen met het hoofdspoelwater

en naspoelwater.

- De trickling filter van de pilootinstallatie behaalde een even goed of zelfs beter

rendement op de stikstofconcentraties vergeleken met de labo-opstelling maar haalde

geen goed rendement op het COD-gehalte. Er was veel eiwitafzetting op de trickling

filter door het niet verzuren van de vetvang. Tevens was het rendement van de IBA

zeer laag doordat er geen aangroei was van actief slib op het dragermateriaal.


VI Literatuurlijst

1. Liu YY, Haynes RJ. 2011. Origin, Nature, and Treatment of Effluents From Dairy and Meat Processing Factories and the Effects of Their Irrigation on the Quality of Agricultural Soils. Critical Reviews in Environmental Science and Technology 41:1531-1599.

2. Ryckaert I, Anthonissen A, Winters J. 2008. Vlaamse overheid Departement Landbouw Visserij Afdeling Duurzame Landbouwontwikkeling. Afvalwaterproblematiek op melkveebedrijven.

3. Fauconnier K, Vanpeteghem J, Huits D, Mahieu J, Maes A, Vens V, Verhassel M,

Despierre K. 2001. Waterwegwijzer voor veehouders. Vlaamse Milieumaatschappij. 4. Derden A, Meynaerts E, Vercaemst P, Vrancken K. 2005. Best beschikbare technieken

voor de veeteeltsector. VITO. 5. VCM vzw. Mestdecreet. Retrieved 17 februari 2014 from http://vcm-

mestverwerking.be/information/index_nl.phtml?informationtreeid=26. 6. Janni KA, Schmidt DR, Christopherson SH. 2007. Milk house wastewater characteristics.

University of Minnesota. 7. Kushwaha JP, Srivastava VC, Mall ID. 2011. An Overview of Various Technologies for the

Treatment of Dairy Wastewaters. Critical Reviews in Food Science and Nutrition 51:442-452. 8. VITO. Afvalwater rundveehouderij. Retrieved 1 november 2013 from

http://ibbt.emis.vito.be/node/418. 9. N.I.S. Aantal koeien en melkveehouders 2002-2012. Retrieved 8 december 2013 from

http://www.vlam.be/nl/feitenencijfers/zuivel. 10. Belitz H, Grosch W, Schieberle P. 2009. Milk and dairy products, Food chemistry. 11. Vaclavik VA, Christian EW. 2014. Essentils of food science, 4th edition. 12. Wattiaux MA. Milk composition and nutritional value. University of Wisconsin Madison. 13. Envoronmental Protection Agency Ireland. 1995. Wast water treatment manuals

preliminary treatment. 14. Couper S, Tan M, Lei R. 2010. Farm dairy effluent treatment. In Collective NZLT (ed.),

Annual Conference. 15. VLAREM II Artikel 5BIS.19.8.4.5.5. lozing bedrijfsafvalwater in de openbare riolering,

Belgium. 16. VLAREM II Artikel 5BIS.15.5.4.3.4. Lozing bedrijfsafvalwater in oppervlaktewater. 17. Edzwald JK. 2010. Dissolved air flotation and me. Water Research 44:2077-2106. 18. Cohen Y. 2001. Biofiltration - the treatment of fluids by microorganisms immobilized into the

filter bedding material: a review. Bioresource Technology 77:257-274. 19. Castillo S, Zapico A, Doubrovine N, Lafforgue C, Fonade C. 2007. Study of a compact

bioreactor for the in-line treatment of dairy wastewaters: case of effluents produced on breeding farms. Desalination 214:49-61.

20. Ravindran V, Kim SH, Badriyha BN, Pirbazari M. 1997. Predictive modeling for bioactive fluidized bed and stationary bed reactors: Application to dairy wastewater. Environmental Technology 18:861-881.

21. Agency USEP. 2000. Wastewater Technology Fact Sheet Trickling filters. 22. Nicolella C, van Loosdrecht MCM, Heijnen JJ. 2000. Wastewater treatment with

dynamische biofilm reactors. Journal of Biotechnology 80:1-33. 23. Husham IT, Qiang H, Al-Rekabi WS, Qiqi Y. 2012. Improvements in biofilm processes for

wastewater treatment. Pakistan Journal of Nutrition. 24. Kandasamy J, Vigneswaren S, Hoang T.T.L. Adsorption and biological filtration in

wastewater treatment. 25. Chaudhary DS, Vigneswaran S, Ngo HH, Shim WG, Moon H. 2003. Biofilter in water and

wastewater treatment. Korean Journal of Chemical Engineering 20:1054-1065. 26. Environmental Protection Agency Ireland. 1997 Waste water treatment manuals primary,

secondary and tertiary treatment. 27. Daigger GT, Boltz JP. 2011. Trickling Filter and Trickling Filter-Suspended Growth Process

Design and Operation: A State-of-the-Art Review. Water Environment Research 83:388-404.


28. Fitch MW, Pearson N, Richards G, Burken JG. 1998. Biological fixed-film systems. Water Environment Research 70:495-518.

29. Canter S. 2010. Waterworld - trickling filters. 30. Logan BE, Hermanowicz SW, Parker DS. 1987. A fundamental model for trickling filter

process design. Journal Water Pollution Control Federation 59:1029-1042. 31. Water Environment Federation. 2007 Chapter 21 Trickling Filters, Rotating Biological

Contactors and Combined Processes. 32. Weaver JR, Bell AH, Audsley N, Stein J, Spicer M. 2006 Insect nuisance associated with

sewage treatment works. 33. Rodgers M, Healy MG, Mulqueen J. 2005. Organic carbon removal and nitrification of high

strength wastewaters using stratified sand filters. Water Research 39:3279-3286. 34. Purotek. Kokopur? Retrieved 24 februari 2014 from

http://www.purotek.com/productdetail.aspx?Category=8b3f1abd-1261-4b82-a7a0-d07314fd8812&ID=cfba7c12-b5ed-48f6-9d49-76f909b94b28.

35. Merrem & la Porte. Margherita loose plastic media for trickling filters and anaerobic digesters. Retrieved 24 februari 2014 from http://www.merrem.be/nl/vul-en-dragermateriaal/.

36. Merrem & la Porte. Sessil. Retrieved 24 februari 2014 from http://www.merrem.be/nl/vul-en-dragermateriaal/.

37. Merrem & la Porte. BIO-NET. Retrieved 24 februari 2014 from http://www.merrem.be/nl/vul-en-dragermateriaal/.

38. Mendoza-Espinosa L, Stephenson T. 1999. A review of biological aerated filters (BAFs) for wastewater treatment. Environmental Engineering Science 16:201-216.

39. Pramanik KB, Fatihah S, Shahrom Z, Ahmed E. 2012. Biological aerated filters (BAFs) for carbon and nitrogen removal: a review. Journal of engineering science and technology.

40. Hasan HA, Abdullah SRS, Kamarudin SK. 2009 A review on the design criteria of biological aerated filter for COD, ammonia and manganese removal in drinking water treatment.

41. Moore R, Quarmby J, Stephenson T. 2001. The effects of media size on the performance of biological aerated filters. Water Research 35:2514-2522.

42. BelleAqua. BelleAqua SAF. Retrieved 24 februari 2014 from http://www.belleaqua.be/waterzuivering.html.

43. Wijckmans Bouwmaterialen. BIOGEX. Retrieved 24 februari 2014 from http://www.bouwmaterialen-wijckmans.be/be-nl/info/1/Home.html.

44. Purotek. Oxyfix. Retrieved 24 februari 2014 from http://www.purotek.com/productdetail.aspx?Category=8b3f1abd-1261-4b82-a7a0-d07314fd8812&ID=2d7dcf98-b95a-45ac-b56c-9f0ed3fc465e.

45. Sokol W, Korpal W. 2006. Aerobic treatment of wastewaters in the inverse fluidized bed biofilm reactor. Chemical Engineering Journal 118:199-205.

46. Prodall Europe. Biosafe. Retrieved 24 februari 2014 from http://www.kruisbeton.be/waterzuivering.htm.

47. Vinckier. Kleinschalige benor waterzuiveringsinstallatie in beton. Retrieved 24 februari 2014 from http://www.vinckier-nv.be/ruwbouw/voorbereiding/waterzuivering-nl.htm.

48. Lin H, Ong SL, Ng WJ, Khan E. 2004. Performance of a biofilm airlift suspension reactor for synthetic wastewater treatment. Journal of Environmental Engineering-Asce 130:26-36.

49. ABC fluid technology solutions. Overview of submerged, aerated, fixed film biological treatment system package waste water treatment plants from Microbac. Retrieved from 24 februari 2014 from http://www.abcfluidtechnologysolutions.com/Pages/WaterTreatment.aspx.

50. Paques. CIRCOX. Retrieved 5 maart 2014 from http://nl.paques.nl/pageid=501/CIRCOX%C2%AE.html.

51. Stichting toegepast onderzoek waterbeheer Nederland. CIRCOX process. Retrieved 5 maart 2014 from http://www.stowa-selectedtechnologies.nl/Sheets/Sheets/Circox.Process.html.

52. Hach-Lange. Retrieved 31 april 2014 from http://www.hach-lange.nl/view/content/facetsearch?fn=defaultProducts&fv=64812&type=Product.

Biologische zuivering van melkspoelwaters met vetvang en...

Documents

Transcript of Biologische zuivering van melkspoelwaters met vetvang en...