Respirometrische evaluatie van het effect van drie ...
86
Faculteit Bio-ingenieurswetenschappen Academiejaar 2015 – 2016 Respirometrische evaluatie van het effect van drie dioctylsulfosuccinaat gebaseerde surfactanten op actief slib Alicia Blancke Promotor: Prof. dr. ir. Leen De Gelder Tutor: Dr. ir. Jan Van Dierdonck Masterproef voorgedragen tot het behalen van de graad van Master of Science in de industriële wetenschappen: biochemie
Transcript of Respirometrische evaluatie van het effect van drie ...
Faculteit Bio-ingenieurswetenschappen
Academiejaar 2015 – 2016
Respirometrische evaluatie van het effect van drie
dioctylsulfosuccinaat gebaseerde surfactanten op
actief slib
Alicia Blancke Promotor: Prof. dr. ir. Leen De Gelder Tutor: Dr. ir. Jan Van Dierdonck
Masterproef voorgedragen tot het behalen van de graad van Master of Science in de industriële wetenschappen: biochemie
Auteursrechtelijke bescherming
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.
3 juni 2016
Alicia Blancke Leen De Gelder
Woord vooraf
Met deze masterproef komt een einde aan mijn leerrijk en memorabel parcours aan de
Universiteit van Gent. Na vijf jaren vol ups en downs, kan ik eindelijk zeggen dat ik mijn doel
bereikt heb en kan beginnen aan een fonkelnieuw hoofdstuk met bijkomende uitdagingen.
Vooraleerst wil ik mijn promotor, Leen De Gelder, bedanken voor het aanreiken van deze
uiterst interessante materie. Hiernaast wil ik haar nog eens extra bedanken voor het wekelijks
voorzien van vers actief slib.
Ook mijn tutor, Jan Van Dierdonck, wil ik graag bedanken voor de uitgebreide begeleiding in
het labo. Ik ben met minimale kennis begonnen aan deze masterproef, zonder zijn uitvoerige
toelichtingen en frequente correcties van mijn geschreven werk, had ik dit nooit op een
succesvolle wijze kunnen afronden.
Verder gaat mijn dank uit naar Geert Wouters, alhoewel hij theoretisch gezien niet bij mijn
begeleiders hoorde, hielp hij mij steeds met mijn opstelling indien iets fout ging. Hij stond altijd
paraat om de installatie bij te stellen en terug te herstellen als deze haperde.
Tot slot wil ik van dit moment gebruik maken om mijn ouders te bedanken voor het mogelijk
maken van mijn studies, zij steunden mij in alles wat ik deed. Zij troostten me bij tegenslagen
en vierden mee bij elke overwinning. Bedankt om me steeds aan te moedigen om mijn dromen
waar te maken. Hiernaast wil ik natuurlijk nog mijn zus, Cynthia en vrienden binnen en buiten
deze faculteit bedanken. Een extra vermelding gaat uit naar mijn vriend, Pieter-Jan, zijn
eeuwige geduld en grote steun gaven me steeds dat extra duwtje in de rug tijdens het schrijven
van deze masterproef.
Alicia Blancke
Tielt, 3 juni 2016
Samenvatting
In het kader van het OMBAT-project wordt tijdens deze masterproef het effect van drie
dioctylsulfosuccinaat gebaseerde surfactanten (anionisch) op actief slib onderzocht. Hierbij
wordt voornamelijk te werk gegaan met respirometrische testen. Tijdens het onderzoek wordt
de vergelijking gemaakt tussen municipaal- en industrieel actief slib, aangezien verwacht wordt
dat industrieel slib meer aangepast is aan het verwerken van afvalwaters die fracties aan
surfactanten bevatten. Er wordt geconcludeerd dat toevoeging van lage concentraties Foryl
AW leidt tot deflocculatie van municipaal actief slib. Hiernaast wordt bevonden dat de werking
van geadapteerd actief slib (uit de textielveredelingsindustrie) minder invloed ondervindt op de
COD-, NH4+-N- en SS-verwijdering dan niet-geadapteerd actief slib. Tot slot wordt
ondervonden dat het actief slib in sommige gevallen een inhiberende invloed ondervindt bij
toevoeging van Syntergent ASC.
Kernwoorden: Actief slib, anionische surfactanten, biodegradeerbaarheid, respirometrie
Abstract
In the context of the OMBAT-project, this master thesis assayed the effect of three dioctyl
sulfosuccinate-based surfactants (anionic) on activated sludge. This is mainly executed with
respirometric tests. During this research, municipal and industrial activated sludge have been
compared, as industrial sludge is expected to be more adapted to the processing of waste
waters containing fractions of surfactants. There is concluded that addition of low
concentrations Foryl AW leads to deflocculation of municipal activated sludge. It was also
found that adapted activated sludge (from the textile finishing industry) experienced less
influence on the COD-, NH4+-N- and SS-removal than non-adapted activated sludge. Finally it
was found that, in some cases, addition of Syntergent ACS had an inhibitory effect on the
activated sludge.
Keywords: Activated sludge, anionic surfactants, biodegradability, respirometry
Inhoudsopgave
Woord vooraf
Abstract
Inhoudsopgave ....................................................................................................................... 1
Lijst met afkortingen ............................................................................................................... 3
Lijst met figuren ...................................................................................................................... 4
Lijst met tabellen .................................................................................................................... 7
Inleiding .................................................................................................................................. 8
Deel I: Literatuurstudie ........................................................................................................... 9
1. Waterzuivering .............................................................................................................. 9
1.1. Verschillende stappen in het zuiveringsproces .................................................... 9
1.2. Actief slib ........................................................................................................... 12
2. Textielveredelingssector .............................................................................................. 13
2.1. Samenstelling van het afvalwater ...................................................................... 13
2.2. Surfactanten ...................................................................................................... 14
3. Biodegradeerbaarheid ................................................................................................. 16
3.1. Respirometrie .................................................................................................... 16
3.2. BOD5 en BODst als parameters voor biodegradeerbaarheid .............................. 17
3.3. Zahn-Wellens test .............................................................................................. 19
3.4. BOD/COD-verhouding ....................................................................................... 20
4. Effect van surfactanten op actief slib ........................................................................... 21
4.1. Afbraak .............................................................................................................. 21
4.2. Adsorptie ........................................................................................................... 22
4.3. Inhibitie .............................................................................................................. 22
4.4. Toxiciteit ............................................................................................................ 23
1
4.5. Zwevende stoffen en bezinkbaarheid ................................................................ 24
4.6. Morfologie van het actief slib ............................................................................. 25
4.7. Invloedsfactoren ................................................................................................ 25
Deel II: Materiaal en methoden ............................................................................................. 28
1. Gebruikte surfactanten ................................................................................................ 28
2. Gebruikt antischuimmiddel .......................................................................................... 28
3. Gebruikt actief slib ....................................................................................................... 28
4. Referentie meting ........................................................................................................ 30
5. Controle en bewaring actief slib .................................................................................. 30
6. Voorbereiden van het actief slib .................................................................................. 30
6.1. Bepalen van de biomassaconcentratie (= drooggewichtbepaling) ...................... 30
6.2. Wassen en verdunnen ....................................................................................... 31
6.3. Bezinkbaarheid bepalen .................................................................................... 31
7. Respirometrie .............................................................................................................. 32
7.1. Opstelling .......................................................................................................... 32
7.2. Respirometrische meting ................................................................................... 33
7.3. Gebruikte instellingen ........................................................................................ 35
7.4. Berekeningen .................................................................................................... 35
8. Bepaling chemisch zuurstofverbruik ............................................................................ 36
9. Bepaling hoeveelheid zwevende deeltjes .................................................................... 37
10. Bepaling hoeveelheid ammonium stikstof.................................................................... 37
11. Microscopie ................................................................................................................. 38
12. Data-analyse ............................................................................................................... 38
Deel III: Resultaten en bespreking ........................................................................................ 39
1. Invloed van antischuimmiddel DC/AM06 ..................................................................... 40
2. Respons van actief slib bij gebruik van zuiver product................................................. 40
2.1. Bepalen van maximale respons ((s)OURmax) bij verschillende concentraties .... 41
2.2. COD-afbraak en BODst bij verschillende concentraties surfactant ...................... 42
3. Invloed F:M-ratio ......................................................................................................... 47
4. Spiketesten met twee soorten actief slib ..................................................................... 48
4.1. Effect op de biodegradeerbaarheid en activiteit van het actief slib ..................... 48
2
4.2. Effect op de werking van het actief slib .............................................................. 53
4.3. Effect op de morfologie van het actief slib .......................................................... 61
Algemeen besluit .................................................................................................................. 63
Referentielijst ....................................................................................................................... 65
Bijlage I: MSDS-fiches van de gebruikte surfactanten en antischuimmiddel ......................... 69
3
Lijst met afkortingen
BOD biological oxygen demand – biologische zuurstofvraag
BOD5 BOD meting gedurende 5 dagen
BODst short term BOD – korte termijn biologische zuurstofvraag
COD chemical oxygen demand – chemische zuurstofvraag
DO dissolved oxygen – opgeloste zuurstof
F:M food to microorganism ratio
MLSS mixed liquid suspended solids
MSDS material safety data sheet – veiligheidsinformatieblad
OECD organisation for economic co-operation and development
OMBAT ontwikkelen van een methodiek voor het inschatten van de biologische
afbreekbaarheid van textielveredelingscomponenten
OUR oxygen uptake rate – zuurstofopnamesnelheid
RWZI rioolwaterzuiveringsinstallatie
sOUR specific oxygen uptake rate – specifieke zuurstofopnamesnelheid
SBR sequencing batch reactor
SVI sludge volume index – slibvolume index
SS suspended solids – zwevende deeltjes
4
Lijst met figuren
Figuur 1: Schematische weergave van de verschillende stappen in een
waterzuiveringsinstallatie. Hierbij wordt onderscheid gemaakt tussen de primaire, secundaire
en tertiaire zuiveringsfase (LACSD, 2016). ............................................................................ 9
Figuur 2: Schematische voorstelling van oxidation ditch of carrouselsysteem zoals gebruikt
bij Aquafin NV, Gavere (links) (UNEP, 2016) en Sequencing Batch Reactor of SBR-systeem
zoals gebruikt bij Tardel NV, Ronse (rechts) (NEIWPCC, 2005). .........................................11
Figuur 3: Microscopische weergave van actief-slibvlokken. Links: Een goed evenwicht tussen
draad- en vlokvormend actief slib. Rechts: Overmatige aanwezigheid van draadvormig actief
slib (Aquafin NV, 2015). ........................................................................................................12
Figuur 4: Voorbeeld van de verschillende stappen in een textielveredelingsproces met
bijgevoegde componenten en afvalstromen. Meer specifiek gaat deze figuur over het kleuren
en behandelen van gebreid katoen (Alinsafi et al., 2006). ....................................................13
Figuur 5: Overzicht van de vier types surfactanten, waaronder de niet-ionische-, anionische-,
kationische- en amfotere klasse (Aangepast van Abd-Elhady, 2011). ..................................14
Figuur 6: Structuur van natrium dioctylsulfosuccinaat (Markaryan et al., 2009). ..................15
Figuur 7: Links: Zuurstofconcentratie (mgO2/L) gemeten in functie van de tijd (uur) tijdens
een aerobe respirometrische meting bij toevoeging van acetaat. Rechts: Resulterend
respirogram van de linker grafiek. De hellingen werden omgezet tot OUR en uitgezet in functie
van de tijd (Aangepast van Hagman en La Cour Jansen, 2007). ..........................................17
Figuur 8: Respirogram (OUR verloop in functie van de tijd). Blauwe oppervlakte onder de
grafiek is gelijk aan de short-term BOD of BODst. .................................................................18
Figuur 9: Opstelling van de manometrische BOD5 test. Bovenaan bevindt zich de druksensor
die de drukval door de O2 consumptie registreert, eveneens aan de dop bevestigd zijn de
NaOH-pellets die het vrijgekomen CO2 absorberen. Onderaan het flesje bevindt zich de te
testen oplossing samen met een hoeveelheid entmateriaal. De oplossing wordt continu
geroerd (Jouanneau et al., 2014). ........................................................................................19
Figuur 10: Voorbeelden van biodegradatie-curves van mogelijke blanco-stalen. Zoals vermeld
dient de afbraak lineair te verlopen en dient het product 70 % gedegradeerd te zijn binnen de
14 dagen (OECD 302, 1992). ...............................................................................................20
Figuur 11: Respirogram. Het verloop van een respirogram toont de verschillende fracties in
het afvalwater aan. In rood is de fractie aan moeilijk biodegradeerbare componenten
aangeduid (Hagman en La Cour Jansen, 2007). ..................................................................22
Figuur 12: Verloop van DO-niveau in de reactor na toevoeging van de inhiberende component
benzalkonium chloride (BAC). Bij stijgende concentratie BAC, neemt de
zuurstofopnamesnelheid af (Zhang et al., 2011). ..................................................................23
Figuur 13: Respirogrammen bij toevoeging van toxische componenten CN- (bovenaan), Cu2+
(midden) en 3,5-DCP (onder). De eerste piek wordt bekomen na toevoeging van puur acetaat.
De tweede piek, na toevoeging van een mengsel aan koolstof- en stikstofbronnen. Vanaf de
derde piek wordt een stijgende concentratie van de toxische component aan het mengsel van
koolstof- en stikstofbronnen toegevoegd (Kong et al.,1996). ................................................24
5
Figuur 14: Verloop van biomassa- en substraatconcentratie tijdens verschillende groeifases
van actief slib (Metcalf en Eddy, 2004). ................................................................................26
Figuur 15: Invloed van adaptatie-eigenschappen op de specifieke zuurstofopnamesnelheid
van actief slib (Aangepast van Zgajnar Gotvajn en Zagorc-Koncan, 2004). .........................26
Figuur 16: Effect op de respons van het actief slib na toevoeging van een bisubstraat-systeem
(bestaande uit 5-MR en fenol) in vergelijking met de aparte toevoeging van de componenten
(Lepik en Tenno, 2011). .......................................................................................................27
Figuur 17: Opstelling van de gebruikte respirometer: 2 Dubbelwandige reactoren met een
capaciteit van 3L. In de reactoren is steeds roerwerk (D), beluchtingssteentje (A), aansluiting
op een compressor (E) en zuurstofmeter (Hach LDO sensor) (B) aanwezig. Centraal is de
HQ40D multiparameter analyzer (C) te zien, deze is aangesloten op de LDO sensoren. De
dubbele wand is aangesloten op een recirculatiesysteem met warmwaterbad (F) zodat de
reactor steeds bij een temperatuur van 20°C kan werken. ....................................................33
Figuur 18: Meetprincipe LDO sensor. Dit optisch meetprincipe is gebaseerd op luminescentie.
De intensiteit van het teruggekaatste licht is een maat voor de zuurstofconcentratie in het staal
(Productfiche Hach-Lange) ...................................................................................................33
Figuur 19: Screen-shot van het sturingsprogramma Respirometer v4 (Labview). De buttons
om manueel de beluchting bij te sturen, zijn aangeduid met rode omkadering. ....................34
Figuur 20: Screen-shot van de gebruikte instellingen in het sturingsprogramma Respirometer
v4 (Labview). In rode omkadering staan de gebruikte beluchtingsgrenzen en het OUR-
berekeningsinterval. .............................................................................................................35
Figuur 21: Berekening van BODst. Links: stap 1, berekenen van totale oppervlakte (blauw
gebied) onder het respirogram. Rechts: Stap 2, berekenen van de ‘endogene’ oppervlakte
(transparant blauw gebied). ..................................................................................................36
Figuur 22: Opstelling van de gebruikte ammonium-probe (Hach-Lange). Met 1: de sensor-
beschermingshuls 2: referentie-electrode 3: meet-electrode 4: bedrading (Productfiche Hach-
Lange). .................................................................................................................................38
Figuur 23: sOURmax (mgO2/gMLSS.h) bij verschillende concentraties surfactant (ppm). ......41
Figuur 24: BODst en procentuele COD-verwijdering in municipaal actief slib bij verschillende
concentraties Foryl AW na een respirometrische meting. .....................................................42
Figuur 25: BODst en procentuele COD-verwijdering in municipaal actief slib bij verschillende
concentraties Serwet WH 175 na een respirometrische meting. ...........................................43
Figuur 26: Vergelijking van de BODst en procentuele COD-verwijdering in municipaal actief
slib bij verschillende concentraties Syntergent ASC na een respirometrische meting. ..........45
Figuur 27: Vergelijking van BODst en procentueel afgebroken COD van zowel Syntergent
ASC, Foryl AW en Serwet WH 175, telkens bij 15 ppm met vermelding van toegevoegde COD.
.............................................................................................................................................46
Figuur 28: Grafische weergave van de bekomen procentuele BODst-verhoudingen ten
opzichte van de referentie-meting. Met als rode stippellijn 100% (als referentie) weergegeven.
A: BODst-verhoudingen bij gebruik van municipaal actief slib. B: BODst-verhoudingen bij
gebruik van industrieel actief slib. .........................................................................................50
6
Figuur 29: Grafische weergave van de bekomen procentuele sOURmax-verhoudingen ten
opzichte van de referentie-meting. Met als rode stippellijn 100% (als referentie) weergegeven.
A: sOURmax-verhoudingen bij gebruik van municipaal actief slib. B: sOURmax-verhoudingen bij
gebruik van industrieel actief slib. .........................................................................................51
Figuur 30: Grafische weergave van de verhoudingen in procentueel afgebroken COD ten
opzichte van de referentiemeting. Met als rode stippellijn 100% (als referentie) weergegeven.
A: verhouding in procentuele COD-verwijdering ten opzichte van de referentie bij gebruik van
municipaal actief slib. B: verhouding in procentuele COD-verwijdering ten opzichte van de
referentie bij gebruik van industrieel actief slib......................................................................54
Figuur 31: Grafische weergave van de verhoudingen in procentueel afgebroken NH4+-N ten
opzichte van de referentiemeting. Met als rode stippellijn 100% (als referentie) weergegeven.
A: verhouding in procentuele NH4+-N-verwijdering ten opzichte van de referentie bij gebruik
van municipaal actief slib. B: verhouding in procentuele NH4+-N-verwijdering ten opzichte van
de referentie bij gebruik van industrieel actief slib. ................................................................55
Figuur 32: Grafische weergave van de verhoudingen in procentueel afgebroken SS ten
opzichte van de referentiemeting. Met als rode stippellijn 100% (als referentie) weergegeven.
A: verhouding in procentuele SS-verwijdering ten opzichte van de referentie bij gebruik van
municipaal actief slib. B: verhouding in procentuele SS-verwijdering ten opzichte van de
referentie bij gebruik van industrieel actief slib .....................................................................57
Figuur 33: Grafische weergave van de procentuele SVI-verhouding (voor-na) ten opzichte van
de referentiemeting. Met als rode stippellijn 100% (als referentie) weergegeven. A: verhouding
in procentuele SVI ten opzichte van de referentie bij gebruik van municipaal actief slib. B:
verhouding in procentuele SVI ten opzichte van de referentie bij gebruik van industrieel actief
slib........................................................................................................................................58
7
Lijst met tabellen
Tabel 1: Overzicht van de gebruikte surfactanten. Gebruikte MSDS-fiches te vinden in Bijlage
I (Aangepast van Maeseele, 2015). ......................................................................................29
Tabel 2: Gebruikte range (testkit) per soort actief slib (municipaal slib van een RWZI van
Aquafin NV, in Gavere of industrieel slib van Tardel NV, in Ronse) ......................................37
Tabel 3: Vergelijking van gemiddelde OUR-waarden in de endogene fase met OURmax na
toevoeging van DC/AM06. ....................................................................................................40
Tabel 4: BOD5/COD verhouding voor de verschillende surfactanten. ...................................46
Tabel 5: Overzicht van geteste volumetrische verhoudingen (volume actief slib op
totaalvolume) en bekomen parameters ................................................................................47
Tabel 6: De gemeten MLSS-waarden (g/L) en bijhorende standaarddeviaties na respirometrie
van zowel spike- als referentiemeting, Het gemiddelde wordt steeds genomen van twee
metingen, indien geen twee herhalingen werden uitgevoerd is dit aangeduid met een *. ......59
Tabel 7: Equivalente diameter (Deq in µm) met bijhorende standaarddeviatie. Voor elke
diameter werd het gemiddelde genomen van 50 metingen. De verhouding ten opzichte van de
referentie wordt weergeven voor elke concentratie. ..............................................................62
8
Inleiding
Deze masterproef kadert in het OMBAT-project (ontwikkelen van een methodiek voor het
inschatten van de biologische afbreekbaarheid van textielveredelingscomponenten). Hierbij
werden de HoGent en UGent gevraagd om de biologische afbreekbaarheid van
textielveredelingscomponenten te onderzoeken in een actief-slibinstallatie. Deze dringende
vraag komt vanuit de textielindustrie aangezien het steeds moeilijker is de lozingsnormen, door
de regering opgelegd, te behalen. Een component die frequent gebruikt wordt in de
textielveredelingsindustrie is dioctylsulfosuccinaat. Over deze component is nog niet veel
onderzoek uitgevoerd.
Tijdens deze masterproef wordt het effect van drie dioctylsulfosuccinaat gebaseerde
surfactanten op actief slib geanalyseerd. De onderzochte surfactanten zijn: Foryl AW, Serwet
WH 175 en Syntergent ASC. Deze commerciële producten worden gebruikt in de
textielveredelingsindustrie en bestaan uit dezelfde hoofdcomponent, namelijk het anionisch
surfactant dioctylsulfosuccinaat. Foryl AW wordt bestudeerd als zuivere component,
aangezien deze voor 90 % uit deze component bestaat. Serwet WH 175 bevat naast
dioctylsulfosuccinaat de niet-ionogeen oppervlakte-actieve stof, isotridecylalcohol ethoxylaat.
Syntergent ASC bestaat voornamelijk uit dioctylsulfosuccinaat, maar bevat eveneens twee
nevencomponenten, ammoniumfosfinaat en 2-methyl-2,4-pentaandiol.
De analyse wordt voornamelijk met behulp van respirometrische metingen uitgevoerd. Tijdens
het inleidend experiment wordt het effect van pure surfactanten geanalyseerd bij gebruik van
municipaal actief slib. De resultaten van deze test dienen als input voor een tweede experiment
waarbij gewerkt wordt met gespikete-stalen. Hierbij worden de surfactanten toegevoegd aan
influent. Om de vergelijking te kunnen maken met actief slib dat geadapteerd is aan het
verwerken van influent met fracties aan surfactanten, worden de respirometrische metingen
zowel met industrieel- als municipaal actief slib uitgevoerd. De doelstelling van deze
masterproef is de analyse van het effect van dioctylsulfosuccinaat gebaseerde surfactanten,
met behulp van respirometrische metingen, op volgende zaken:
De biodegradatiecapaciteit en activiteit van het actief slib
De werking van het actief slib
De morfologie van het actief slib
De biodegradatiecapaciteit wordt onderzocht met behulp van de BODst-waarde bekomen uit
het respirogram. Het effect op de activiteit wordt geanalyseerd aan de hand van de respons
(sOURmax-waarde) van het actief slib. Het effect op de werking van het actief slib wordt
bekeken door verwijdering van SS, COD en NH4+-N, de bezinkbaarheid en de groei van het
actief slib te vergelijken met een referentie-meting waar geen surfactant toegevoegd werd. Tot
slot werd het effect op de morfologie onderzocht door een microscopische analyse uit te
voeren op de actief-slibvlokken.
9
Deel I: Literatuurstudie
1. Waterzuivering
Het zuiveren van afvalwater verloopt in 3 grote stadia, zoals voorgesteld in Figuur 1. Bij het
verwerken van het afvalwater (het influent) wordt een primaire zuivering doorgevoerd waarbij
de grootste afvaldeeltjes zoals takjes, plastic, etc. verwijderd worden op basis van chemische
additie en filtratie (bijvoorbeeld met behulp van roosters). Na deze stap, ondergaat het influent
een secundaire biologische zuivering (met gebruik van een actief-slibsysteem) waarbij
naast de organische vuilvracht, ook nitraten en fosfaten verwijderd worden. Tot slot wordt een
tertiaire zuivering doorgevoerd waarbij, met behulp van bijvoorbeeld een chloorbehandeling,
het effluent verder wordt opgezuiverd (Metcalf en Eddy, 2004).
Figuur 1: Schematische weergave van de verschillende stappen in een waterzuiveringsinstallatie. Hierbij wordt
onderscheid gemaakt tussen de primaire, secundaire en tertiaire zuiveringsfase (LACSD, 2016).
1.1. Verschillende stappen in het zuiveringsproces
1.1.1. Primaire waterzuivering
Voorgaand aan de secundaire zuivering worden de grootste afvaldeeltjes (zoals plastiek
zakjes, haren, takjes, etc.) afgescheiden door middel van een mechanische zuivering. Hierna
wordt in sommige installaties een vet- en zandvanger ingezet en vervolgens een
voorbezinktank (eventueel met een chemische voorbehandeling) waar nog een deel van de
bezinkbare fractie uit het influent wordt afgescheiden (Pescod, 1992).
10
1.1.2. Secundaire waterzuivering
Na de primaire zuivering wordt het influent aan de secundaire biologische zuivering
onderworpen. Deze zuivering omvat een biologische zuivering waarbij gebruik wordt gemaakt
van actief slib (zie 1.2.). Tijdens deze stap wordt de organische vuilvracht afgebroken door de
micro-organismen in het actief-slibsysteem. Hierbij is het essentieel dat het actief slib zich in
een zuurstofrijke (aerobe) omgeving bevindt. Indien voldoende zuurstof aanwezig is breken
de micro-organismen de organische vuilvracht af in drie verschillende processen (AAQUA NV,
2016; Metcalf en Eddy, 2004; Pescod, 1992):
Ten eerste zal het organisch materiaal oxideren tot CO2 volgens de vergelijking:
Actief slib: CxHyO2 + O2 actief slib + CO2 + H2O (1)
Ten tweede worden tijdens deze fase nitraten en fosfaten verwijderd. In de aerobe fase
zal nitrificatie optreden waarbij ammonium wordt omgezet in nitrieten en nitraten o.a.
door Nitrosomonas spp. en Nitrococcus spp.. Wanneer het systeem zich vervolgens in
een anoxische fase bevindt, zal denitrificatie optreden waarbij nitraten gereduceerd
worden tot stikstofgas door specifieke bacteriën, waaronder Pseudomonas spp..
Autotrofe bacteriën : NH4+ + 2 O2 2H+ + H2O + NO3
- (2)
Heterotrofe bacteriën : 6 NO3- + 5 CH3OH 3 N2 + 6 OH- + 4 H2O + 5CO2 (3)
Meestal worden fosfaten verwijderd door neerslagvorming na toevoeging van
ijzerchloride, maar tijdens deze studie wordt hierop niet verder ingegaan.
Ten derde wordt een deel van de organische fractie uit het influent omgezet tot nieuw
celmateriaal door biosynthese van het actief slib.
Ten vierde adsorbeert eveneens een fractie van de opgeloste en zwevende stoffen uit
het influent aan het actief slib. Hierbij kunnen zware metalen en andere niet-biologisch
afbreekbare componenten worden verwijderd.
Na de biologische zuivering wordt een fase van bezinking ingevoerd, waarbij het gezuiverde
water (effluent) zich afscheidt van het actief slib. Tijdens deze bezinkingsfase wordt het actief
slib gedurende een bepaalde tijd niet geroerd of belucht zodat het onder invloed van gravitatie
krachten bezinkt. Het afgescheiden slib uit de nabezinktank wordt deels via een retourstroom
terug naar de biologische zuiveringsstap gevoerd. Aangezien het actief slib blijft aangroeien
wordt het resterend actief slib via een spuistroom afgevoerd en verder behandeld/verwerkt.
De secundaire zuiveringsstap heeft veel uitvoeringsvormen. Tijdens deze masterproef zal
gewerkt worden met actief slib afkomstig van Aquafin NV, Gavere (municipaal actief slib) en
Tardel NV, Ronse (industrieel actief slib). Bij Aquafin NV te Gavere verloopt de secundaire
zuivering volgens het carrousel systeem of oxidation ditch (Figuur 2, links). Bij Tardel NV, gaan
de verschillende processen (nitrificatie, denitrificatie, etc.) van de secundaire zuivering één
11
voor één door in één en dezelfde tank, deze uitvoeringsvorm noemt men een Sequencing
Batch Reactor (SBR) (Figuur 2, rechts).
Bij gebruik van een carrousel- of oxidation ditch systeem wordt een gesloten loop gecreëerd
waarbij het beluchtingssysteem voor zowel zuurstofaanvoer als voor beweging zorgt. Door de
continue circulatie en selectieve beluchting worden zowel aerobe als anoxische zones in de
loop bekomen (Metcalf en Eddy, 2004).
Bij gebruik van het SBR-systeem wordt de reactor gevuld met actief slib en het te behandelen
influent. Eens de reactor gevuld is kan de behandeling van start gaan met een
geprogrammeerde beluchting. Het reactorvat wordt continu gemengd met behulp van
roersystemen. Eens de biologische behandeling afgerond is, wordt het mengsysteem
afgeschakeld en kan het actief slib bezinken. De bovenste waterige fase is het gezuiverde
effluent, de onderste vaste fase is het actief slib. Deze kan eventueel opnieuw gebruikt worden
of verwerkt worden tot groene stroom (Mata et al., 2015).
Figuur 2: Schematische voorstelling van oxidation ditch of carrouselsysteem zoals gebruikt bij Aquafin NV, Gavere
(links) (UNEP, 2016) en Sequencing Batch Reactor of SBR-systeem zoals gebruikt bij Tardel NV, Ronse (rechts)
(NEIWPCC, 2005).
1.1.3. Tertiaire waterzuivering
Tijdens de tertiaire zuivering wordt het effluent verder opgezuiverd met behulp van filtratie-
systemen (bijvoorbeeld microscreens). Hieronder wordt de verwijdering van zwevende
deeltjes verstaan. Naast de verwijdering van zwevende deeltjes kan eveneens desinfectie
onder de tertiaire zuiveringsstap worden geplaatst. Dit kan met behulp van een
chloorbehandeling (Metcalf en Eddy, 2004).
12
1.2. Actief slib
1.2.1 Structuur en eigenschappen van actief slib
De basis van actief slib zijn micro-organismen die ingedeeld worden in draad- en vlokvormers.
Een goed evenwicht tussen deze twee soorten zorgt voor een stabiele vlokstructuur van het
actief slib (Figuur 3, links). De vlokvormers bestaan o.a. uit Pseudomonas spp., Zooglea spp.,
Flavobacterium spp., etc. Enkele voorbeelden van de draadvormende micro-organismen zijn
Sphaerotilus spp. en Microthrix spp.. De morfologie en sterkte van het actief slib kunnen de
bezinkbaarheid beïnvloeden. Indien de slibvlokken een open, onregelmatige en losse structuur
hebben, is de bezinkbaarheid van de deeltjes trager. Deze structuur kan het gevolg zijn van
een te grote hoeveelheid draadvormende bacteriën. In dit geval wordt het actief slib als bulking
sludge beschouwd (Figuur 3, rechts). Bij een compacte, dense structuur zitten de bacteriën
dichter bij elkaar en is de bezinksnelheid hoger (Mesquita et al., 2013).
Figuur 3: Microscopische weergave van actief-slibvlokken. Links: Een goed evenwicht tussen draad- en
vlokvormend actief slib. Rechts: Overmatige aanwezigheid van draadvormig actief slib (Aquafin NV, 2015).
Bedrijven zoals brouwerijen en textielveredelingsbedrijven maken graag gebruik van een
biologische waterzuivering met actief slib. Actief slib is zeer variabel qua samenstelling en is
afhankelijk van het type afvalwater, procesparameters, etc. Zo kan actief slib uit verschillende
waterzuiveringsinstallaties, zelfs binnen eenzelfde sector, sterk verschillen ten opzichte van
elkaar. De biodegradatiecapaciteit van het actief slib is dan ook sterk variabel (Hagman en La
Cour Jansen, 2007).
13
2. Textielveredelingssector
2.1. Samenstelling van het afvalwater
Afvalwater uit de textielveredelingssector verschilt sterk van municipaal afvalwater. Dit
afvalwater bevat onder andere kleurstoffen en surfactanten (2.2.), waaronder enkele moeilijk
biologisch afbreekbare componenten. Afvalwater uit de textielsector wordt gekenmerkt door
een hoge chemische zuurstofvraag of Chemical Oxygen Demand (COD) en fluctuaties in pH.
De aanwezige stoffen hebben eveneens een sterke invloed op het actief slib. Door de
mogelijks grote fluctuaties in het afvalwater ondervindt het actief slib moeilijkheden met de
adaptatie aan deze omstandigheden. Hiernaast kunnen de toegevoegde componenten een
inhiberend of zelfs toxisch effect hebben (Alinsafi et al., 2006; Chu en Chen, 2002).
Volgens Verma et al. (2012) bestaat het textielveredelingsproces voornamelijk uit de
processen: desizing (ontsterken), scouring (schuren), bleaching (bleken), dyeing (verven),
printing (printen) en finishing (veredelen/afwerken) (zie Figuur 4). Bijgevolg bestaat het
afvalwater uit een resem van verschillende chemicaliën waaronder bleekmiddel, zetmeel,
kleurstoffen, wasverzachters en oliën.
Figuur 4: Voorbeeld van de verschillende stappen in een textielveredelingsproces met bijgevoegde componenten
en afvalstromen. Meer specifiek gaat deze figuur over het kleuren en behandelen van gebreid katoen (Alinsafi et
al., 2006).
Volgens Mata et al. (2015) wordt een biologisch systeem met combinatie van aerobe en
anaerobe fases aangeraden voor de behandeling van afvalwater uit de textielsector,
aangezien in sommige gevallen tijdens de anaerobe fase ontkleuring optreedt (geldt niet voor
alle kleurstoffen). Volgens Alinsafi et al. (2006) is ontkleuring niet vanzelfsprekend doordat
kleurstoffen over adsorberende eigenschappen beschikken. SBR-systemen worden vaak
aangeraden bij de behandeling van afvalwater uit de textielsector. Hun flexibiliteit, eenvoud en
14
het makkelijk aan te passen aeroob/anaeroob systeem maakt dit zuiveringsproces een
excellente kandidaat voor de zuivering van afvalwater uit de textielsector met hun
kenmerkende grote fluctuaties in samenstelling.
2.2. Surfactanten
Een surfactant bestaat uit twee delen, enerzijds een hydrofiele of polaire kop en anderzijds
een hydrofobe of apolaire staart (Figuur 5). Surfactanten worden opgedeeld in vier klassen.
De indeling van deze klassen is gebaseerd op de samenstelling van de hydrofiele kop. Zo kan
een onderscheid gemaakt worden tussen:
Niet-ionische surfactanten: deze bevatten een groep zonder lading aan hun oppervlak
Anionische surfactanten: deze bevatten een negatieve lading aan hun oppervlak
Kationische surfactanten: deze bevatten een positieve lading aan hun oppervlak
Amfotere surfactanten: deze groep bevat zowel een positieve als een negatieve lading
aan hun oppervlak
Dankzij de oppervlakte-actieve eigenschappen van de surfactanten, kunnen deze stoffen de
oppervlaktespanning van vloeistoffen verlagen. De oppervlaktespanning is de druk aan het
oppervlak die ontstaat als gevolg van de aantrekkingskracht van de moleculen die zich net
onder het vloeistofoppervlak bevinden. Zoals de titel van deze masterproef vermeld, wordt
onderzoek gedaan naar dioctylsulfosuccinaat gebaseerde surfactanten. Dit zijn anionische
surfactanten, daarom worden niet-ionische-, amfotere- en kationische surfactanten niet verder
besproken. Volgens Liwarska-Bizukojc en Bizukojc (2005) resulteert de aanwezigheid van
surfactanten (zoals SDS of sodium dodecyl sulfaat), bij concentraties van 20 tot 50 ppm, in
beluchte reactoren tot schuimvorming. De concentratie aan surfactanten in textielafvalwater is
kleiner dan 20 ppm, terwijl deze in municipaal afvalwater varieert tussen 1 en 10 ppm (Lubello
et al., 2007; Zhang et al., 1998).
Figuur 5: Overzicht van de vier types surfactanten, waaronder de niet-ionische-, anionische-, kationische- en
amfotere klasse (Aangepast van Abd-Elhady, 2011).
15
2.2.1. Anionische surfactanten
Volgens Liwarska-Bizukojc en Bizukojc (2006) wordt per jaar tot 10 miljoen ton surfactanten
geproduceerd. Wanneer surfactanten gebruikt worden in de industrie gaat dit in ongeveer 40
% van de gevallen over de anionische soort. Anionische surfactanten spelen bijgevolg een
grote rol in het effect van oppervlakte-actieve stoffen op het afvalwater en de actief-
slibinstallatie. Deze stoffen kunnen namelijk een toxisch effect hebben op het actief slib.
Hiernaast werd door Liwarska-Bizukojc en Bizukojc (2005) ondervonden dat de
vlokoppervlakte tot 30 % daalde na toevoeging van SDS bij lage concentraties (2.5 tot 25
ppm), bij hogere concentraties (250 tot 2500 ppm) nam de vlokoppervlakte tot 60 % af. Later
wordt in deze studie dieper ingegaan op voorgaand onderzoek omtrent het effect van
anionische surfactanten op actief slib (4. Effect van surfactanten op actief slib)
2.2.2. Natrium dioctylsulfosuccinaat
Natrium dioctylsulfosuccinaat is een surfactant dat vaak wordt gebruikt in de
textielveredelingsindustrie. Dit surfactant heeft bevochtigings- en dispergerende
eigenschappen doordat deze de oppervlaktespanning van water (en bijvoorbeeld ook textiel)
sterk kan verlagen. Natrium dioctylsulfosuccinaat heeft anionische eigenschappen, komt voor
als een vaste, witte stof en is oplosbaar in water en organische solventen (Chapman et al.,
1985; Lin, 2016). De structuur van natrium dioctylsulfosuccinaat is te zien in Figuur 6.
Figuur 6: Structuur van natrium dioctylsulfosuccinaat (Markaryan et al., 2009).
Er is tot nu toe nog niet veel onderzoek gedaan naar dioctylsulfosuccinaat. Enkel zou volgens
Proksova et al. (1999) dioctylsulfosuccinaat een inhiberende invloed hebben op zowel de
zuurstofopnamesnelheid, de enzymactiviteit van het actief slib (bij 250-300 ppm) en op de
groei van degraderende bacteriën (vanaf 750 ppm). Toxiciteit werd niet waargenomen bij
concentraties lager dan 5000 ppm (of 5 g/L).
16
3. Biodegradeerbaarheid
De meest ruime definitie voor biodegradeerbaarheid kan als volgt worden geformuleerd: Een
product is biodegradeerbaar indien dit afgebroken kan worden door micro-organismen.
Biodegradeerbaarheid kan aan de hand van verschillende testen worden bepaald, namelijk
BOD5, BODst, BOD/COD, Zahn-Wellens en een respirometrische test. Deze testen zijn
gebaseerd op verschillende meetmethoden en hebben, bijgevolg, specifieke voor- en nadelen.
3.1. Respirometrie
Een respirometrische test is een protocol waarbij de zuurstofopname van een hoeveelheid
actief slib in een bioreactor wordt gemeten met behulp van een zuurstofprobe. In de reactor
bevindt zich een hoeveelheid actief slib dat zuurstof verbruikt tijdens de afbraak van
afbreekbare componenten (Hagman en La Cour Jansen, 2007; Spanjers, 1993). De
zuurstofopname door het actief slib resulteert in een daling in opgeloste zuurstof (DO) (in mg/L)
in de reactor. Uit het bekomen verloop van opgeloste zuurstof in functie van de tijd kan een
respirogram worden afgeleid (Figuur 7). Hiervoor wordt OUR (mgO2/L.h) uitgezet in functie
van de tijd, waarbij de OUR waarden gelijk zijn aan de oxygen uptake rate of de snelheid
waarmee de zuurstof opgenomen wordt door het actief slib. Het OUR-verloop is een maat voor
de snelheid waarmee een bepaald product wordt omgezet. Hoe sneller zuurstof wordt
opgenomen, hoe beter het product afbreekbaar is of specifieker, hoe meer een bepaald type
actief slib aangepast is om die welbepaalde component te metaboliseren (Spanjers,1993).
Tijdens een respirometrische test zijn er twee soorten ademhaling (Figuur 7, rechts). Enerzijds
is er de endogene ademhaling, dit is de respiration for maintenance. Anderzijds is er de
exogene ademhaling, dit is de respiration for growth. Er wordt verondersteld dat de endogene
ademhaling de afbraak van reservematerialen van het actief slib omvat. Kort gezegd is het een
maat voor de activiteit van het aanwezige actief slib. In de respirometrische test bevindt het
actief slib zich, voordat een afbreekbare component wordt toegevoegd, in de endogene
ademhalingsfase. Voor de exacte bepaling wanneer de endogene ademhaling is bereikt met
behulp van een respirogram, zijn er enkele vuistregels. Er wordt geschat dat de endogene
ademhaling wordt benaderd wanneer de bekomen OUR-punten stabiel zijn of wanneer de
helling tussen twee OUR punten minimaal is (Spanjers,1993; Zgajnar Gotvajn en Zagorc-
Koncan, 2004). Eens de endogene ademhaling bereikt werd, kan de te testen component of
afvalwater aan het reactorvat worden toegevoegd. Hierdoor zal de zuurstofopname door de
micro-organismen stijgen. Deze toename aan zuurstofverbruik resulteert in de exogene
ademhaling. Een verhoging in zuurstofopnamesnelheid betekent dat de toegevoegde
componenten, al dan niet in hun geheel, worden opgenomen door het actief slib om verder te
gebruiken in hun celmetabolisme (Kochany en Lipezynska-Kochany, 2009).
17
Figuur 7: Links: Zuurstofconcentratie (mgO2/L) gemeten in functie van de tijd (uur) tijdens een aerobe
respirometrische meting bij toevoeging van acetaat. Rechts: Resulterend respirogram van de linker grafiek. De
hellingen werden omgezet tot OUR en uitgezet in functie van de tijd (Aangepast van Hagman en La Cour Jansen,
2007).
Een meer specifieke parameter voor de zuurstofopnamesnelheid van de micro-organismen is
de Specific Oxygen Uptake Rate (sOUR) en wordt bekomen door de OUR te delen door de
slibconcentratie (MLSS of Mixed Liquor Suspended Solids). Door de sOUR uit te zetten in
functie van de tijd, wordt rekening gehouden met de biologische variabiliteit en wordt een
nauwkeuriger beeld gegeven van het afbraakproces (Hagman en La Cour Jansen, 2007).
Volgens Zgajnar Gotvajn en Zagorc-Koncan (2004) kan de biodegradeerbaarheid van
textielveredelingscomponenten in een biologisch waterzuiveringssysteem ingeschat worden
met behulp van een respirogram. Het verloop van de OUR in functie van de tijd kan vlot
aantonen of het toegevoegde product wordt afgebroken of eerder een inhiberend- of toxisch
effect heeft. Door zijn specifieke vorm is het als een soort fingerprint voor de toegevoegde
component.
3.2. BOD5 en BODst als parameters voor afbreekbaarheid
3.2.1. BODst of short-term Biological Oxygen Demand
Uit een respirometrische test kunnen enkele parameters worden afgeleid, waaronder de BODst
of short-term Biochemical Oxygen Demand (mgO2/L). Hiervoor wordt de meting van de
respirometrische test pas stopgezet na toevoeging van de component, wanneer het volledige
respirogram werd opgenomen. De BODst is gelijk aan de oppervlakte onder het respirogram
tijdens de exogene ademhaling. Deze parameter geeft weer hoeveel zuurstof de micro-
organismen nodig hadden om de toegevoegde component aeroob af te breken (Figuur 8)
(Spanjers,1993).
18
Figuur 8: Respirogram (OUR verloop in functie van de tijd). Blauwe oppervlakte onder de grafiek is gelijk aan de
short-term BOD of BODst.
De BODst kan berekend worden met behulp van onderstaande vergelijking:
𝐵𝑂𝐷𝑠𝑡 = ∫ 𝑂𝑈𝑅𝑒𝑥(𝑡). 𝑑𝑡𝑡𝑓𝑖𝑛𝑎𝑎𝑙
0 (4)
Met BODst de short-term biological oxygen demand (mg O2/L), tfinaal (h) de tijd tot het actief slib zich
terug in endogene fase bevindt en OURex de exogene zuurstofopnamesnelheid (=OURtotaal -
OURendogeen) (mg O2/L.h).
3.2.2. BOD5 als parameter voor biodegradeerbaarheid
De BOD5 waarde weergeeft de hoeveelheid zuurstof die het systeem nodig had om de
toegevoegde stoffen respirometrisch af te breken, over 5 dagen bij een bepaalde temperatuur
(vaak 20 °C). De BOD5 methode geeft net zoals de BODst informatie over de biodegradeerbare
organische fractie in het afvalwater. Daar deze meting over een langere afbraaktijd beschikt,
wordt verwacht dat de BOD5 in een hogere waarde resulteert (Jouanneau et al., 2014).
De BOD5 meting is gebaseerd op het registreren van de drukval (manometrische meting) die
wordt gegenereerd door de zuurstofconsumptie tijdens de aerobe afbraak. Voor deze test
wordt een fles met testvloeistof gevuld waar entmateriaal aan toegevoegd wordt. De micro-
organismen uit het entmateriaal zorgen voor de afbraak van de component uit de testvloeistof,
waarbij ze zuurstof opnemen die zich boven het vloeistofoppervlak bevindt. De fractie CO2 die
gevormd wordt tijdens dit proces wordt geabsorbeerd door NaOH-pellets die boven in het flesje
worden voorzien. De verlaagde druk wordt geregistreerd door de druksensor die zich in de dop
bevindt (Figuur 9) (Jouanneau et al., 2014).
19
Figuur 9: Opstelling van de manometrische BOD5 test. Bovenaan bevindt zich de druksensor die de drukval door
de O2 consumptie registreert, eveneens aan de dop bevestigd zijn de NaOH-pellets die het vrijgekomen CO2
absorberen. Onderaan het flesje bevindt zich de te testen oplossing samen met een hoeveelheid entmateriaal. De
oplossing wordt continu geroerd (Jouanneau et al., 2014).
Na behandeling kan in het effluent nog steeds een kleine fractie BOD5 gemeten worden. Dit is
de moeilijk-biodegradeerbare fractie uit het influent en de moeilijk-biodegradeerbare synthese-
producten van de micro-organismen. Deze oplosbare, moeilijk-degradeerbare fractie heeft een
invloed op de kwaliteit van het effluent en wordt onder andere beïnvloed door de slibleeftijd.
De slibleeftijd is een maat voor de duur waarmee een slibvlok in het systeem blijft circuleren
(Kulikowska et al., 2007).
Volgens Jouanneau et al. (2014) kan, naast de BOD5 nog een andere parameter worden
bepaald. Zo weergeeft de BOD5/COD verhouding de biologisch afbreekbare fractie van het
gezuiverde afvalwater. Met behulp van deze waarde kan de grootte van de
afvalwaterzuiveringsinstallatie worden ingeschat om het inkomend influent naar normen te
zuiveren.
3.3. Zahn-Wellens test
De Zahn-Wellens test is eveneens een test waarbij de biodegradeerbaarheid van een staal
gemeten kan worden. Deze test duurt meerdere dagen (vaak 28 dagen) en maakt gebruik van
actief slib uit het biologisch systeem. Het te testen afvalwater (met te testen substantie en
nutriënten) wordt samen met een hoeveelheid actief slib in een donkere fles gebracht. De
substantie wordt geroerd en belucht bij 20 °C, gedurende 28 dagen. Het afbraakproces wordt
gemonitord door in verschillende tijdsintervallen de COD van het staal te meten (OECD 302,
1992). De procentuele degradatie kan berekend worden met behulp van volgende vergelijking:
𝐷𝑇 = (1 −𝐶𝑇−𝐶𝐵
𝐶𝐴−𝐶𝐵𝐴) ∗ 100 (5)
Met DT de procentuele afbraak, CA de COD-waarde van het te testen mengsel drie uur na opstart van
de test (mgO2/L), CT de COD-waarde van het te testen mengsel op tijdstip T (mgO2/L), CB de COD-
waarde van het blanco testmengsel op tijdstip T (mgO2/L) en CBA de COD-waarde van het blanco
20
testmengsel drie uur na opstart van de test (mgO2/L). Als blanco wordt een component met gekende
biodegradeerbaarheid zoals bijvoorbeeld ethyleen glycol aangeraden (OECD 302, 1992).
De resultaten van deze test worden enkel als geldig bevonden als (i) het blanco testmengsel
minstens 70 % COD-afbraak vertoont binnen 14 dagen en (ii) indien deze afbraak lineair
verliep. Deze twee voorwaarden wijzen op biodegradatie, indien niet aan deze voorwaarden
wordt voldaan kan dit wijzen op fysicochemische adsorptie of adaptatie van het gebruikte actief
slib (Figuur 10) (OECD 302, 1992).
Figuur 10: Voorbeelden van biodegradatie-curves van mogelijke blanco-stalen. Zoals vermeld dient de afbraak
lineair te verlopen en dient het product 70 % gedegradeerd te zijn binnen de 14 dagen (OECD 302, 1992).
3.4. BOD/COD-verhouding
Naast de BOD die zowel in een korte periode (BODst), over 5 dagen (BOD5) als over 28 dagen
(Zahn-Wellens) gemeten wordt, kan de COD of Chemical Oxygen Demand worden gemeten.
Deze parameter is eveneens een maat voor de hoeveelheid organische vuilvracht in het
afvalwater, maar meet de hoeveelheid zuurstof nodig om de component chemisch (i.p.v.
biologisch) af te breken. In een COD test wordt onrechtstreeks de hoeveelheid zuurstof (in de
vorm van kaliumdichromaat K2Cr2O7) bepaald die gebruikt wordt tijdens de afbraak van
organische stoffen in het afvalwater. Hiernaast wordt de hoeveelheid zuurstof gemeten die
verbruikt wordt voor de afbraak van anorganische, chemische componenten zoals nitriet en
ammoniak (Samudro en Mangkoedihardjo, 2010). Onderstaande vergelijking toont de
reactievergelijking tijdens een COD-test (Metcalf en Eddy, 2002):
dCr2O72- + CnHaObNc + (8d + c)H+ (a + 8d -3c)/2 H2O + 2dCr3+ + nCO2 + cNH4
+ (6)
Met d = (2n/3)+(a/6)-(b/3)-(c/2)
21
Uit de parameters BOD en COD kan een BOD/COD-verhouding berekend worden. De
BOD/COD-verhouding is een maat voor de biodegradeerbaarheid van afvalwater. De waarde
is steeds kleiner of gelijk aan 1 aangezien de COD-test het niet-specifiek zuurstofverbruik
registreert (afbraak van zowel organische als anorganische vuilvracht). Voor municipaal
afvalwater ligt de grens voor biodegradeerbaarheid bij een BOD/COD-verhouding hoger dan
0.5. Voor industrieel afvalwater wordt vaak een BOD/COD-verhouding kleiner dan 0.5
gemeten door een hoge COD-waarde (tot soms hoger dan 800 mg/L) en een relatief lage
BOD-waarde (kleiner dan 100 mg/L) (Samudro en Mangkoedihardjo, 2010). Waar bij gebruik
van municipale afvalwaters een grens van 0.5 wordt gehanteerd, wordt industrieel afvalwater
vaak als biodegradeerbaar beschouwd bij een BOD/COD-verhouding groter dan 0.25
(Projectvoorstel OMBAT).
4. Effect van surfactanten op actief slib
Wanneer influent aan de reactor van de biologische waterzuivering wordt toegevoegd, kunnen
de componenten in het influent verschillende effecten hebben op het actief slib. De
toegevoegde component kan worden afgebroken door het actief slib, kan adsorberen aan de
slibvlokken en kan eveneens een inhiberend of toxisch effect hebben op de microbiële
gemeenschap van het actief slib.
4.1. Afbraak
Wanneer textielafvalwater (met surfactanten) wordt toegevoegd aan actief slib in een
bioreactor, zal het actief slib de surfactanten in het afvalwater (indien afbreekbaar) hetzij
gebruiken in metabolische reacties, hetzij aanwenden als substraat voor energie en nutriënten
(Ying, 2006). Hierdoor stijgt de zuurstofvraag van het actief slib en worden lagere COD- en
BOD-waarden in het effluent gemeten. Deze stijging in metabolische activiteit resulteert in een
verhoogde (s)OUR. Volgens Ubay Cokgor et al. (2011) is deze stijging sterk afhankelijk van
de toegevoegde component en toestand van het actief slib, de hoogste (s)OUR-waarden
worden bereikt bij de gemakkelijkst afbreekbare componenten (Figuur 11). Het (s)OUR-
verloop is als een fingerprint voor de toegevoegde componenten. Bij toevoegen van afvalwater
aan het actief slib zal de (s)OUR, in geval van afbraak, stijgen tot (s)OURmax, op dit maximum
is de zuurstofopnamesnelheid het grootst. Eens (s)OURmax wordt bereikt, zal de
zuurstofopnamesnelheid opnieuw afnemen. De (s)OUR blijft dalen tot de endogene fase terug
bereikt wordt en de initiële (s)OUR-waarde (vóór toevoeging afvalwater) bekomen wordt
(Hagman en La Cour Jansen, 2007). Eens de endogene fase bereikt is, wordt de toegevoegde
component als afgebroken beschouwd.
De BOD, COD en N worden tijdens het afbraakproces niet helemaal verwijderd (economisch
onhaalbaar) door de moeilijk degradeerbare fractie in het afvalwater. Het doel is om tijdens de
biodegradatie maximale verwijdering te bekomen zodat het behandelde afvalwater voldoet aan
de lozingsnormen.
22
Figuur 11: Respirogram. Het verloop van een respirogram toont de verschillende fracties in het afvalwater aan. In
rood is de fractie aan moeilijk biodegradeerbare componenten aangeduid (Hagman en La Cour Jansen, 2007).
4.2. Adsorptie
Wanneer adsorptie optreedt zal de component, wanneer deze aan de reactor wordt
toegevoegd, niet of pas later afgebroken worden doordat deze zich vasthecht aan de
slibvlokken. Dit geeft echter een vertekend beeld aan het einde van de respirometrische test,
aangezien slechts een deel van de toegevoegde component afgebroken zal worden, doordat
een fractie aan de slibdeeltjes adsorbeerde (Scott en Jones, 2000).
Uit vorig onderzoek bleek dat municipaal actief slib een grote hoeveelheid anionische
surfactanten kan adsorberen. Zo ondervond Dereszewska (2015) dat 1 g actief slib tot 70 mg
lineair alkylbenzeensulfosuccinaat (LAS) kan adsorberen. Hieruit werd besloten dat adsorptie
een belangrijke factor is tijdens de verwijdering van anionische surfactanten bij gebruik van
actief slib.
De absorptie wordt beïnvloed door enkele parameters, zo zijn de hoeveelheid adsorbens
(actief slib) en de temperatuur bepalende factoren, maar ook de karakteristieken van de
adsorberende stof (surfactanten) zoals oplosbaarheid en moleculair gewicht hebben een
invloed op het adsorptie-proces (Metcalf en Eddy, 2004).
4.3. Inhibitie
Volgens Zhang et al. (2011) kan bij stijgende concentratie aan inhiberende component de tijd
om sOURmax van de biomassa te bereiken, sterk toenemen. Door de toevoeging van hoge
concentraties aan inhiberende component, wordt de opname van voedingsstoffen (en
bijgevolg zuurstofverbruik) tegengegaan (Figuur 12).
23
Figuur 12: Verloop van DO-niveau in de reactor na toevoeging van de inhiberende component benzalkonium
chloride (BAC). Bij stijgende concentratie BAC, neemt de zuurstofopnamesnelheid af (Zhang et al., 2011).
Met behulp van de gestandaardiseerde inhibitie-test (OECD 209, 2010) kan de inhiberende
invloed van de toegevoegde componenten op het actief slib worden nagegaan. Het inhibitie-
effect kan berekend worden met behulp van volgende formule:
𝐼% =𝑅𝑏
𝑅𝑡∗ 100 (7)
Met I% het percentage inhibitie, Rb de sOURmax bij toevoegen van de blanco oplossing (mg O2/(g
MLSS).h) en Rt de sOURmax bij toevoegen van de geteste oplossing (mg O2/(g MLSS).h). I% werd
berekend bij een gekende concentratie component. De blanco oplossing bestaat uit een mengsel van
pepton, vleesextract, NaCl, CaCl2, H2O en mineralen (Dalzell et al., 2002).
4.4. Toxiciteit
Wanneer een toxisch product aan het actief-slibmengsel wordt toegevoegd, heeft dit een sterk
negatieve invloed op de aanwezige micro-organismen. Dit kan resulteren in reductie in
zuurstofopname, BODst en groei van het actief slib. Een stof waarvan de toxische
eigenschappen reeds bewezen zijn, is kopersulfaat. Toevoeging van een concentratie minder
dan 35 ppm, kan reeds toxische gevolgen hebben voor het systeem (Neumegen et al., 2004).
Toxiciteit ligt nauw samen met inhibitie en wordt vaak onder eenzelfde noemer geplaatst. Zo
kan de toxiciteit van een component worden gemeten met behulp van de hierboven vermelde
inhibitie-test. Deze test is gebaseerd op de zuurstofopnamesnelheid en is één van de gebruikte
methoden om toxiciteit van bijvoorbeeld zware metalen te meten (Xiao et al., 2015). Wanneer
een toxische component aan actief slib wordt toegevoegd bij een voldoende hoge
24
concentratie, zal de zuurstofopnamesnelheid van het actief slib dalen en mogelijks stilvallen
(Figuur 13). Hierbij zullen sOUR-waarden tot onder sOURendogeen gaan. In extreme gevallen zal
bij voldoende hoge concentraties, het actief slib worden afgebroken (Gutierrez et al., 2002).
Figuur 13: Respirogrammen bij toevoeging van toxische componenten CN- (bovenaan), Cu2+ (midden) en 3,5-DCP
(onder). De eerste piek wordt bekomen na toevoeging van puur acetaat. De tweede piek, na toevoeging van een
mengsel aan koolstof- en stikstofbronnen. Vanaf de derde piek wordt een stijgende concentratie van de toxische
component aan het mengsel van koolstof- en stikstofbronnen toegevoegd (Kong et al.,1996).
Aangezien het soms moeilijk is om de grens tussen inhibitie en toxiciteit te vinden en gezien
deze test minstens 3 uur duurt, wordt vaak een sneller alternatief gekozen. Momenteel is een
kleine respirometer (met een inhoud van 4.3 mL) op de markt waarvan het principe gebaseerd
is op manometrische registratie van het zuurstofverbruik. Deze toxiciteit-test duurt slechts 6
minuten (Xiao et al., 2015).
4.5. Zwevende stof en bezinkbaarheid
Een goede bezinkbaarheid van actief slib is essentieel tijdens de separatie-fase van een
waterzuiveringsinstallatie. Tijdens deze fase wordt het gebruikte actief slib gescheiden van het
gezuiverde effluent via bezinking (onder invloed van gravitatiekrachten). Wanneer de
bezinking niet snel genoeg verloopt, kan uitspoeling van de biomassa optreden. Volgens
Mesquita et al. (2009) heeft de balans tussen de verschillende micro-organismen in een actief-
slibsysteem een invloed op de bezinkbaarheid en het gehalte aan zwevende stoffen in het
bekomen effluent. Indien het evenwicht tussen vlok- en draadvormende bacteriën bijvoorbeeld
verstoord wordt door te veel draadvormers, zal het actief slib minder goed bezinken. De
bezinkbaarheid van actief slib kan bepaald worden met behulp van een sludge volume index
(SVI) test. Een SVI kleiner dan 100 mL/g wijst op gezond slib, een grotere SVI-waarde kan tot
uitspoeling van het actief slib tijdens de separatiefase leiden (Sezgin, 1981).
25
Volgens Salanitro et al. (1988) is de hoeveelheid zwevende stoffen of suspended solids (SS)
in het effluent meestal kleiner of gelijk aan 20 mg/L, wanneer echter surfactanten (zoals
ethoxylaten) aanwezig zijn bij een concentratie van 40 ppm in het influent, stijgt deze waarde
heel snel tot wel 500 mg/L. Deze hogere SS-waarde toont aan dat de oppervlakte-actieve stof
een impact heeft op het aggregeren van de gebruikte slibvlokken.
4.6. Morfologie van het actief slib
De morfologie van het actief slib werd grotendeels beschreven in 1.2.. Zoals beschreven in
4.5. draagt de morfologie van het actief slib bij tot de bezinkbaarheid ervan. Hierbij spelen de
grootte en vorm een rol. Sezgin (1981) ondervond dat de bezinkbaarheid van actief slib sterk
afhankelijk is van de morfologie van het actief slib en in het bijzonder van de lengte van de
draadvormers. Bij een slechte bezinkbaarheid ontstaan problemen zoals bijvoorbeeld
uitspoeling bij de laatste stap van een waterzuivering (Liwarska-Bizukojc en Bizukojc ,2006).
Liwarska-Bizukojc en Bizukojc (2006) ondervonden dat er een reductie van 30 % werd
teruggevonden in de diameter van de actief-slibvlokken na toevoeging van een anionisch
surfactant (zoals SDS) bij concentraties tot 25 ppm.
De hoeveelheid aan SS in het effluent, de morfologie en bezinking van het actief slib zijn drie
eigenschappen die sterk aan elkaar verbonden zijn. Zo duidt volgens Van Dierdonck et al.
(2013) een toename in zwevende stoffen in het effluent, toename in SVI-waarde en daling in
equivalente diameter van de slibvlokken op deflocculatie van het actief slib.
4.7. Invloedsfactoren
Zowel voor de bepaling van afbraak, inhibitie of toxiciteit wordt het OUR-verloop in functie van
de tijd bestudeerd. De OUR is sterk afhankelijk van enkele factoren. Eerst en vooral wordt
deze sterk beïnvloed door de hoeveelheid biomassa aanwezig in de reactor. De hoeveelheid
biomassa heeft een aanzienlijke invloed op de bereikte OURmax en de tijd die het actief slib
nodig heeft om het afvalwater af te breken.
Ten tweede is de OUR afhankelijk van de fase waarin de micro-organismen zich bevinden.
De OUR zal sterk stijgen tijdens de exponentiële groeifase (Figuur 14) aangezien het
limiterend substraat hier nog in overvloed aanwezig is. Eens de stationaire fase wordt bereikt,
zullen de OUR-waarden niet meer zo hoog liggen, aangezien de metabolische activiteit van
de cel hier daalt.
26
Figuur 14: Verloop van biomassa- en substraatconcentratie tijdens verschillende groeifases van actief slib (Metcalf
en Eddy, 2004).
Ten derde is de zuurstofopname eveneens afhankelijk van het soort micro-organisme of
samenstelling van het actief slib dat gebruikt wordt tijdens de reactie. Hierbij speelt adaptatie
een grote rol in de biodegradatiecapaciteit (Figuur 15).
Figuur 15: Invloed van adaptatie-eigenschappen op de specifieke zuurstofopnamesnelheid van actief slib
(Aangepast van Zgajnar Gotvajn en Zagorc-Koncan, 2004).
Ten vierde kan de concentratie van het limiterende substraat de zuurstofvraag en opname
sterk beïnvloeden. Zo zal bij uitputting van het limiterende nutriënt de zuurstofopname dalen
door een tekort aan voedingstoffen. Indien weinig tot geen nutriënten meer aanwezig zijn in
de reactor, bevindt het actief slib zich in een endogene fase. Verder is de samenstelling van
het substraat ook zeer bepalend voor de zuurstofopnamesnelheid van het actief slib. Zo
ondervonden Lepik en Tenno (2011) dat toevoeging van een bisubstraat-systeem voor een
hogere respons zorgde in vergelijking met aparte toevoeging van de substraten aan het actief
slib (Figuur 16). Tot slot wordt de temperatuur als invloedrijke factor aangehaald (Chu en
Chen, 2002).
27
Figuur 16: Effect op de respons van het actief slib na toevoeging van een bisubstraat-systeem (bestaande uit 5-
MR en fenol) in vergelijking met de aparte toevoeging van de componenten (Lepik en Tenno, 2011).
28
Deel II: Materiaal en methoden
1. Gebruikte surfactanten
Tijdens deze masterproef wordt het effect van drie verschillende dioctylsulfosuccinaat
gebaseerde surfactanten op actief slib getest, namelijk Syntergent ASC, Serwet WH 175 en
Foryl AW (zie Bijlage I voor material safety data sheet of MSDS-fiches). De gebruikte
surfactanten zijn afkomstig van het bedrijf Vertexco, een leverancier voor hulpmiddelen in de
textielsector. In Tabel 1 worden de belangrijkste eigenschappen van de gebruikte surfactanten
opgesomd.
2. Gebruikt antischuimmiddel
Tijdens de beluchtingsfase van de respirometrische meting is er kans op schuimvorming. Om
deze schuimvorming tegen te gaan wordt antischuimmiddel gebruikt. Het gebruikte
antischuimmiddel DC/AM06 is afkomstig van de firma Clarflok (zie Bijlage I voor MSDS-fiche).
3. Gebruikt actief slib
Voor het respirometrische luik van dit onderzoek wordt met twee verschillende soorten actief
slib gewerkt. Enerzijds worden de respirometrische metingen uitgevoerd met municipaal actief
slib, afkomstig van RWZI Gavere van Aquafin NV. Het municipaal slib is afkomstig uit de
retourleiding van de zuiveringsinstallatie. Anderzijds wordt met industrieel slib gewerkt
afkomstig van Tardel NV, een textielveredelingsbedrijf gelegen in Ronse.
Het municipaal testslib werd wekelijks voorzien tussen 01/09/2015 en 12/12/2015 en om de
week in een periode van 01/02/2016 tot 01/05/2016. Het industrieel testslib werd om de week
voorzien in een periode van 01/02/2016 tot 01/05/2016.
Het gebruikte testslib wordt tijdens elke testweek op maandagochtend geleverd. Gedurende
de testweek wordt het ongebruikte actief slib belucht met behulp van een aquariumpomp zodat
er voldoende zuurstof aanwezig is voor de micro-organismen. Door de continue beluchting
ontstaat geen bezinking en blijft het slib in een aerobe omgeving.
29
Tabel 1: Overzicht van de gebruikte surfactanten. Gebruikte MSDS-fiches te vinden in Bijlage I (Aangepast van Maeseele, 2015).
Productnaam Serwet WH 175 Foryl AW Syntergent ASC
Type surfactant Anionisch Anionisch Anionisch
CAS nr. 577-11-7 (46-92% V/V) 9043-30-5 (9-23% W/V)
577-11-7 (70-90% V/V) 209-406-4
01-2119491296-29-0030
577-11-7 (70-75% V/V) 209-406-4
7803-65-8 (1.5-2% V/V) 232-266-0
107-41-5 (1.5-2% V/V) 203-489-0
Chemische naam van de hoofdcomponent
Natrium dioctylsulfosuccinaat
Structuurformule hoofdcomponent
Voorkomen vloeistof vloeistof vloeistof
Kleur Helder helder, gelig lichtgeel
Reuk bijna geurloos typerende geur mild
Dichtheid (g/cm³) 1.09 1.1 1.1
Viscositeit (mPa.s) 600-800 100-400 500 bij 20°C
LC50 (mg/L) 10-30 (vis) 10-100 (vis) -
EC50 (mg/L) 200-300 bacteriën 1-10 (Daphnia magna) >10 (Daphnia magna)
Biologische afbreekbaarheid gemakkelijk biologisch afbreekbaar >70% (OECD 301 B)
gemakkelijk biologisch afbreekbaar >70% (OECD 301 B)
gemakkelijk biologisch afbreekbaar >90% (OECD 302 B)
COD (mg O2/g) - - 1440
BOD5 (mgO2/g) - - 92
Gevaaraanduiding H315 - H318 H315 - H318 H315 - H318 - H319 - H335
30
4. Referentie meting
Tijdens de testen met de spike-oplossingen wordt steeds ten opzichte van een referentie
gewerkt, waardoor biologische variabiliteit van het actief slib deels kan worden opgevangen.
De referentie-oplossing bestaat uit influent, afkomstig van ofwel RWZI Gavere (indien verwerkt
door municipaal slib), ofwel van Tardel NV (indien verwerkt door industrieel actief slib).
5. Controle en bewaring actief slib
Tijdens de testen op de pure component wordt getracht als controle steeds drie maal per week
een respirometrische meting uit te voeren met een 10 g/L glucose-oplossing. Glucose is een
gemakkelijk afbreekbare koolstofbron, waardoor gecontroleerd kan worden of het gebruikte
actief slib nog voldoende actief is. Tijdens de metingen met spike-stalen is geen controlemeting
nodig aangezien er steeds ten opzichte van een referentie wordt gewerkt.
Het actief slib wordt bewaard in een bidon voor de volgende dagen. Gedurende deze bewaring
wordt het slib belucht. Uit de masterproef “Screening van de biodegradeerbaarheid van
textielveredelingssurfactanten door middel van respirometrische metingen” door Maeseele
(2015) bleek dat de respons (OURmax) van het actief slib in het begin van de testweek, niet
significant verschilt van de respons op het einde van de week.
Hiernaast wordt steeds de pH van het actief slib, zowel voor als na elke respirometrische
meting, gemeten. Zolang de pH-waarde zich tussen 6 en 9 bevindt, wordt het slib als gezond
beschouwd (Metcalf en Eddy, 2004).
6. Voorbereiden van het actief slib
6.1. Bepalen van de biomassaconcentratie (= drooggewichtbepaling)
De bepaling van de biomassaconcentratie of mixed liquor suspended solids (MLSS) (g/L) van
het testslib gaat als volgt:
Neem een kroesje met een glasvezelfilter (Machery-Nagel, poriegrootte 0.6 µm) uit de
droogoven (105°C) (Memmert) en plaats in de exsiccator
Neem na afkoeling het kroesje met filter uit de exsiccator weeg de filter op een
analytische balans (0.0001 g) (VWR, LA-254i)
Neem een representatief staal van de geleverde batch testslib.
Plaats de filter in de bottletop filter (Nalgene, inhoud 250 mL) en pipeteer 10 mL actief
slib in de filtereenheid
Schakel de compressor (AEG, type ADEB 71N 4R3) aan en wacht tot het water uit de
biomassa is onttrokken
Spoel, na filtratie, 2x na met 5 mL gedemineraliseerd water om de oplosbare
componenten uit de biomassa te verwijderen
31
Schakel de compressor af, verwijder de filter uit de filtreeropstelling en plaats in het
kroesje
Plaats filter met kroesje in de droogoven bij 105 °C gedurende 2 uur
Neem na de droogstap het kroesje met filter voorzichtig terug uit de oven en plaats in
de exsiccator
Weeg na afkoeling de filter, de biomassa wordt als volgt berekend:
𝑀𝐿𝑆𝑆(𝑔
𝐿⁄ ) =𝑚𝑓𝑖𝑙𝑡𝑒𝑟 𝑛𝑎 𝑓𝑖𝑙𝑡𝑟𝑎𝑡𝑖𝑒 (𝑔)−𝑚𝑓𝑖𝑙𝑡𝑒𝑟 𝑣𝑜𝑜𝑟 𝑓𝑖𝑙𝑡𝑟𝑎𝑡𝑖𝑒(𝑔)
𝑉 (𝐿) (8)
De MLSS wordt telkens in tweevoud bepaald.
Om resultaten met elkaar te kunnen vergelijken werd tijdens de respirometrische testen steeds
met dezelfde biomassaconcentratie gewerkt, namelijk 6 g/L.
6.2. Wassen en verdunnen
Om steeds bij dezelfde concentratie te kunnen werken, moet het slib verdund worden met
leidingwater. De nodige verdunning kan berekend worden volgens de verdunningsregel:
𝑡𝑜𝑒𝑔𝑒𝑣𝑜𝑒𝑔𝑑𝑒 ℎ𝑜𝑒𝑣𝑒𝑒𝑙ℎ𝑒𝑖𝑑 𝑡𝑒𝑠𝑡𝑠𝑙𝑖𝑏 (𝑚𝐿)1𝐿 𝑤𝑒𝑟𝑘𝑠𝑙𝑖𝑏
⁄ =6 (
𝑔𝐿)⁄
𝑀𝐿𝑆𝑆 (𝑔
𝐿⁄ )∗ 1000 (9)
Eens het slib voldoende verdund is, moet overmatig COD uit het testslib worden verwijderd.
Dit gebeurt door 2 maal te wassen volgens de procedure van Maeseele (2015):
Breng 2 L verdund slib (6 g/L) in een beker
Laat het slib bezinken totdat de grens biomassa-bovenstaande vloeistof onder de
maatstreep van 1 L ligt
Decanteer voorzichtig 1 L van de bovenstaande vloeistof (opgelet dat er bij deze stap
geen biomassa wordt weggegoten).
Voeg 1 L leidingwater aan de biomassa toe
Herhaal bovenstaande procedure (1x)
6.3. Bezinkbaarheid bepalen
Zowel voor als na elke proef wordt de bezinkbaarheid van het slib onderzocht door de sludge
volume index (SVI) (mL/g) te bepalen (in drievoud) door volgend protocol:
Neem 3 L staal actief slib en roer zodat een homogene biomassaconcentratie wordt
bekomen
Breng in 3 Imhoff-kegels (Duran) telkens 1 L actief slib
Laat gedurende 30 minuten bezinken
Lees het volume van het slibdeken af van de Imhoff-kegel (in mL) (= V30)
32
Bereken de SVI als volgt:
𝑆𝑉𝐼 (𝑚𝐿𝑔⁄ ) =
𝑉30 (𝑚𝐿𝐿⁄ )
𝑀𝐿𝑆𝑆 (𝑔
𝐿⁄ ) (10)
SVI is een maat voor de bezinkbaarheid van het actief slib. Het is in een waterzuivering zeer
belangrijk dat slib voldoende bezinkt voor separatie. Volgens Gruwez (2012) duidt een SVI
kleiner dan 150 mL/g op goed bezinkbaar slib, een SVI tussen 150 en 250 mL/g op een fractie
licht slib aanwezig in het actief slib. Een SVI groter dan 250 mL/g duidt op licht slib, wat niet
interessant is in waterzuiveringsinstallaties.
7. Respirometrie
7.1. Opstelling
Tijdens deze masterproef worden respirometrische metingen uitgevoerd met behulp van de
opstelling voorgesteld in Figuur 17. De meting wordt uitgevoerd in een dubbelwandig
reactievat met een capaciteit van 3L. Het water uit de dubbele wand is aangesloten aan een
watercirculatie met warmwaterbad (Figuur 17, F) (Julabo) zodat de temperatuur steeds op
20°C blijft. Binnenin de reactor bevindt zich een roerwerk (Figuur 17, D) (Heidolph, type RZR-
1, stand 4) waardoor het slib-mengsel steeds homogeen blijft, een opgeloste-zuurstofmeter
(Hach LDO sensor) (Figuur 17, B) die in intervallen van 10 sec de opgeloste zuurstof in de
reactor meet en een beluchtingssteentje (Figuur 17, A), aangesloten aan een luchtpomp
(Hiblow, SPP-40GJ-L) (Figuur 17, E) die de beluchting voorziet. De Luminescent Dissolved
Oxygen (LDO)-probe is aangesloten aan een HQ40D multiparameter analyzer (Figuur 17, C).
Deze meter stuurt de gemeten waarden door naar het sturingsprogramma (Respirometer v4
(Labview)) op de computer (Figuur 17, G). Het sturingsprogramma zet de gemeten waarden
uit in grafieken en berekent de gevraagde parameters (zie 2.2.4. voor de berekeningen).
33
Figuur 17: Opstelling van de gebruikte respirometer: 2 Dubbelwandige reactoren met een capaciteit van 3L. In de
reactoren is steeds roerwerk (D), beluchtingssteentje (A), aansluiting op een compressor (E) en zuurstofmeter
(Hach LDO sensor) (B) aanwezig. Centraal is de HQ40D multiparameter analyzer (C) te zien, deze is aangesloten
op de LDO sensoren. De dubbele wand is aangesloten op een recirculatiesysteem met warmwaterbad (F) zodat
de reactor steeds bij een temperatuur van 20°C kan werken.
De gebruikte LDO-probe werkt volgens het optisch meetprincipe waarbij pulserend blauw licht
wordt uitgezonden. Het gereflecteerde licht wordt opgevangen door een sensor. De intensiteit
van het teruggekaatste licht, wordt bepaald door de concentratie aan opgeloste zuurstof in de
reactor (Figuur 18).
Figuur 18: Meetprincipe LDO sensor. Dit optisch meetprincipe is gebaseerd op luminescentie. De intensiteit van
het teruggekaatste licht is een maat voor de zuurstofconcentratie in het staal (Productfiche Hach-Lange)
7.2. Respirometrische meting
Om representatieve resultaten te bekomen die onderling vergelijkbaar zijn, is het belangrijk
dat elke respirometrische meting onder dezelfde omstandigheden wordt uitgevoerd. Er wordt
steeds met een 2:3 verhouding gewerkt, dit betekent dat bij elk proefopzet 1 L oplossing bij 2
34
L actief slib (6 g/L) wordt gevoegd om een eindconcentratie van 4 g/L te bekomen. Er werd
ook onderzoek verricht naar de optimale verhouding. Om de vooropgestelde surfactant-
concentratie in de reactor te bekomen bij een verhouding 2:3, wordt de surfactant-oplossing
3x geconcentreerd aangemaakt en toegevoegd aan het actief slib. Bijvoorbeeld om een
surfactant-concentratie van 10 ppm in de reactor te bekomen wordt 1 L oplossing met een
surfactant-concentratie van 30 ppm toegevoegd.
Tijdens de respirometrische metingen wordt naar analogie van Maeseele (2015) volgende
procedure uitgevoerd:
1) Slibvoorbereiding
o Was en verdun 2 L actief slib (zie 6.2.)
2) Staalvoorbereiding
o Pipetteer de gewenste hoeveelheid surfactant uit de 10 g/L stockoplossing in
een erlenmeyer (1 L)
o Indien werkend met pure componenten, leng aan tot 1 L met leidingwater en
meng. Indien werkend met gespikete oplossingen, leng aan tot 1 L met influent
en meng.
3) Meting
o Breng 2 L van het voorbereide slib in de reactor
o Start het roerwerk en de LDO-meter
o Start het sturingsprogramma Respirometer v4 (Labview) (Figuur 19)
Figuur 19: Screen-shot van het sturingsprogramma Respirometer v4 (Labview). De buttons om
manueel de beluchting bij te sturen, zijn aangeduid met rode omkadering.
o Initialiseer de meting
o Wacht tot voldoende actief slib endogeen is
o Voeg 1 L van de te testen oplossing toe aan de reactor, let hierbij op dat het
DO-niveau boven 5 mg/L is, belucht eventueel manueel bij door te drukken op
de buttons (Figuur 19, rode kader)
35
o Indien schuimvorming, voeg maximaal 150 µL (± 10 druppels) DC/AM06
(antischuimmiddel) toe
o Beëindig de meting indien de endogene fase terug bereikt wordt
7.3. Gebruikte instellingen
In het sturingsprogramma Respirometer v4 (Labview) kunnen onderstaande instellingen
worden teruggevonden. Het zuurstofniveau wordt steeds tussen 2.9 en 4.6 mgO2/L gehouden.
Tussen 3 en 4.5 mgO2/L worden de OUR-waarden berekend (Figuur 20).
Figuur 20: Screen-shot van de gebruikte instellingen in het sturingsprogramma Respirometer v4 (Labview). In rode
omkadering staan de gebruikte beluchtingsgrenzen en het OUR-berekeningsinterval.
7.4. Berekeningen
Zoals hierboven besproken wordt aan de hand van het sturingsprogramma Respirometer v4
(Labview) de zuurstofopnamesnelheid (OUR) automatisch berekend doorheen de tijd. Het
programma berekent hiervoor de helling van de afname in opgeloste zuurstof in het interval 3
mg/L – 4.5 mg/L. Deze daling is echter niet steeds perfect lineair, maar de software is zodanig
ingesteld dat de best passende rechte berekend wordt. De zuurstofopnamesnelheid wordt dan
als volgt berekend:
𝑑𝐷𝑂
𝑑𝑡= −𝑂𝑈𝑅𝑡𝑜𝑡 = −( 𝑂𝑈𝑅𝑒𝑛𝑑𝑜𝑔𝑒𝑒𝑛 + 𝑂𝑈𝑅𝑒𝑥𝑜𝑔𝑒𝑒𝑛) (11)
De bekomen resultaten worden geëxporteerd naar Excel, waar vervolgens de BODst berekend
wordt. BODst wordt bekomen door de totale oppervlakte onder de grafiek (BODtot) te bepalen
36
en de oppervlakte nodig voor endogene respiratie (BODendogeen) hiervan af te trekken (Figuur
21).
Figuur 21: Berekening van BODst. Links: stap 1, berekenen van totale oppervlakte (blauw gebied) onder het
respirogram. Rechts: Stap 2, berekenen van de ‘endogene’ oppervlakte (transparant blauw gebied).
BODst of de short term biologische zuurstofvraag (mgO2/L) wordt berekend met behulp van
onderstaande vergelijkingen:
𝐵𝑂𝐷𝑡𝑜𝑡 = ∑𝑂𝑈𝑅(𝑡𝑖+1)−𝑂𝑈𝑅(𝑡𝑖)
2∗ (𝑡𝑖+1−𝑡𝑖)𝑛
𝑖=1 (12)
Met BODtot de totale biologische zuurstofvraag (mgO2/L), OUR(t) de zuurstofopnamesnelheid op tijdstip
t (mg O2/L.h) en t de tijd (h)
𝐵𝑂𝐷𝑒𝑛𝑑𝑜 = 𝑂𝑈𝑅𝑒𝑛𝑑𝑜 ∗ (𝑡𝑛 − 𝑡0) (13)
Met BODendo de endogene biologische zuurstofvraag (mgO2/L) en OURendo de endogene
zuurstofopnamesnelheid (mgO2/L.h)
𝐵𝑂𝐷𝑠𝑡 = 𝐵𝑂𝐷𝑡𝑜𝑡 − 𝐵𝑂𝐷𝑒𝑛𝑑𝑜 (14)
Met BODst de short term biologische zuurstofvraag (mgO2/L)
8. Bepaling chemisch zuurstofverbruik
Het chemisch zuurstofverbruik of COD van zowel het influent als het effluent wordt gemeten
met testkits van Hach-Lange. De gebruikte testkits verschillen in meetbare range, zo meet de
LCK 414 testkit van 5-60 mgO2/L, de LCK 614 testkit van 50-300 mgO2/L en de LCK 614 testkit
van 100-2000 mgO2/L. De gebruikte testkit hangt af van het gebruikte actief slib en de soort
meting (influent, effluent) (Tabel 2). In de staalbuisjes is reeds een mengsel van zwavelzuur,
kaliumdichromaat, zilversulfaat en kwik(II)sulfaat aanwezig. Kaliumdichromaat oxideert de
organische stoffen in sterk zwavelzuur, zilversulfaat functioneert als katalysator en kwiksulfaat
maskeert de aanwezige Cl- (tot een concentratie van 1500 ppm) zodat deze niet interfereren
tijdens de meting.
37
Tabel 2: Gebruikte range (testkit) per soort actief slib (municipaal slib van een RWZI van Aquafin NV, in Gavere of
industrieel slib van Tardel NV, in Ronse)
Aquafin NV Tardel NV
influent 50-300 100-2000 mgO2/L
effluent 5-60 50-300 mgO2/L
Bij elke testkit wordt hetzelfde protocol gevolgd:
Schud het staalbuisje
Voeg 2 mL staal toe en schud opnieuw
Plaats het staalbuisje gedurende 2 uur in een verwarmingsblok (Hach Lange, LT 200)
bij 148°C
Meet na afkoeling het staalbuisje met de spectrofotometer (Hach Lange, DR 2800). In
de spectrofotometer wordt de gele kleur van het Cr3+ gemeten bij 605 nm (range 100-
2000 mg/L), 448 nm (range 5-300 mg/L) en 348 nm (5-60 mg/L). Deze meting wordt
automatisch 10x uitgevoerd door de spectrofotometer. Uitschieters worden
geëlimineerd en het resultaat verschijnt op het display van de meter.
De hoeveelheid procentueel afgebroken COD wordt berekend met onderstaande formule:
% 𝑎𝑓𝑔𝑒𝑏𝑟𝑜𝑘𝑒𝑛 𝐶𝑂𝐷 = 𝐶𝑂𝐷𝑣𝑜𝑜𝑟− 𝐶𝑂𝐷𝑛𝑎
𝐶𝑂𝐷𝑣𝑜𝑜𝑟 (15)
Met CODvoor de gemeten COD-waarde (mgO2/L) voor de respirometrische test en CODna de gemeten
COD-waarde (mgO2/L) na de respirometrische test.
9. Bepaling hoeveelheid zwevende deeltjes
De bepaling van de hoeveelheid zwevende deeltjes of suspended solids (SS) (mg/L) in zowel
influent als effluent is gelijkaardig aan de bepaling van de biomassa van het actief slib (MLSS)
(zie 6.1. voor het protocol). Bij de bepaling van zwevende stoffen wordt een staalvolume van
50 mL genomen.
10. Bepaling hoeveelheid ammoniumstikstof
De hoeveelheid ammoniumstikstof (mgNH4+-N/L) wordt gemeten m.b.v. een ammonium-probe
van de producent Hach-Lange (model: ISENH418101). De gebruikte ammonium-probe is een
ion selectieve electrode met Ag/AgCl referentie (Figuur 22).
38
Figuur 22: Opstelling van de gebruikte ammonium-probe (Hach-Lange). Met 1: de sensor-beschermingshuls 2:
referentie-electrode 3: meet-electrode 4: bedrading (Productfiche Hach-Lange).
Voor de meting wordt 25 mL staal in een beker op een roerplaat (400 rpm) (VWR, hotplate
stirrer) geplaatst. Hieraan wordt een ampule ISA (ammonium ionic strength adjustment,
producent Hach-Lange) toegevoegd. Onder continu roeren wordt de oplossing gemeten met
de probe. Veelal werd zonder de ISA gewerkt (wegens gebrek), indien aan onderstaande
voorwaarden voldaan is:
Het staal bevat geen interfererende stoffen, m.a.w. ClO4-, ClO3
- en I-
De pH van het staal kleiner dan 8.5 is
De hoeveelheid procentueel afgebroken NH4+-N wordt berekend met onderstaande formule:
% 𝑎𝑓𝑔𝑒𝑏𝑟𝑜𝑘𝑒𝑛 𝑁𝐻4+ − 𝑁 =
(𝑁𝐻4+−𝑁) 𝑣𝑜𝑜𝑟− (𝑁𝐻4
+−𝑁)𝑛𝑎
(𝑁𝐻4+−𝑁) 𝑣𝑜𝑜𝑟
(16)
Met (NH4+-N)voor (mg/L) de gemeten waarde voor de respirometrische test en (NH4
+-N)na (mg/L) de
gemeten waarde na de respirometrische test.
11. Microscopie
De morfologie van de actief slib-vlokken wordt bestudeerd met behulp van een microscoop
(Euromex, Oxion), waarop een camera (Euromex, CMEX 5 camera) bevestigd wordt. Er wordt
15 µL verdund slib (concentratie 1 g/L, verdund met leidingwater) op een draagglaasje
gepipetteerd en een dekglaasje op geplaatst. Vervolgens worden de slibvlokken bekeken op
een 100x vergroting. De perimeter en oppervlakte worden gemeten met behulp van het
programma Image Focus 4. De CMEX 5 camera meet in pixels (1pixel = 2,2 µm x 2,2 µm).
12. Data-analyse
Tijdens de resultaatbespreking werd getracht data-analyses uit te voeren aan de hand van
eenzijdige t-testen en Pearson-correlaties, maar door de biologische variatie van het actief slib
en het gebrek aan herhalingen, was het onmogelijk om statistisch verantwoorde conclusies te
trekken.
39
Deel III: Resultaten en bespreking
De textielveredelingsindustrie in Vlaanderen maakt vaak gebruik van surfactanten in hun
productieproces. De bijkomende afvalwaterstroom bevat bijgevolg fracties aan surfactanten,
waarvan een groot deel anionisch zijn. Er wordt veelal getracht het afvalwater te zuiveren met
behulp van een biologische waterzuivering. Uit voorgaand onderzoek bleek echter dat
anionische surfactanten een variërende invloed uitoefenen op het gebruikte actief slib.
In deze masterproef wordt het effect van drie verschillende dioctylsulfosuccinaat gebaseerde
surfactanten (Syntergent ASC, Serwet WH175 en Foryl AW) op actief slib onderzocht door
middel van respirometrische metingen in een batch actief-slibsysteem waarbij steeds twee
reactoren parallel werken.
Tijdens een eerste experiment wordt de metabolische respons (onder de vorm van sOURmax)
van het actief slib, afkomstig van een municipale waterzuiveringsinstallatie, nagegaan bij
zuivere surfactant-oplossingen met verschillende concentraties. Tegelijkertijd wordt de
BODst-waarde van de oplossingen en COD-verwijdering tijdens de proef gekwantificeerd.
Gezien het werken met zuivere surfactant-oplossing resulteert in schuimvorming, wordt
antischuimmiddel toegevoegd. De mogelijke invloed van antischuimmiddel wordt eveneens
nagegaan in dit experiment. De resultaten van dit experiment dienen als input voor de spike-
experimenten.
In de spike-experimenten worden de surfactanten gemengd met influent, waarbij het effect
wordt onderzocht van de toegevoegde surfactanten op (i) biodegradatiecapaciteit en activiteit
van het actief slib, (ii) de werking van het actief slib en (iii) de morfologie van het actief slib. De
biodegradatiecapaciteit wordt geanalyseerd aan de hand van de bekomen BODst-waarden en
de activiteit van het actief slib wordt vergeleken op basis van de bekomen sOURmax. De
werking wordt onderzocht door de procentuele COD-, NH4+-N- en SS-verwijdering, de
bezinkbaarheid en groei te bestuderen. Voor de analyse naar het effect op de morfologie van
het actief slib, wordt de equivalente diameter van de slibvlokken berekend door middel van
microscopisch onderzoek.
Deze testen werden uitgevoerd met twee soorten actief slib, namelijk industrieel actief slib
afkomstig van Tardel NV, een textielveredelingsbedrijf uit Ronse, en municipaal actief slib
afkomstig van Aquafin NV, te Gavere. Hierdoor kan een vergelijking gemaakt worden tussen
niet aangepast en geadapteerd actief slib. Het gebruikte influent voor de spike-oplossingen is
afkomstig van dezelfde waterzuiveringsinstallatie als het gebruikte actief slib.
40
1. Invloed van antischuimmiddel DC/AM06
Tijdens de beluchtingsfase in een respirometrische meting kunnen surfactanten hevige
schuimvorming veroorzaken. Tijdens de schuimvorming kan slib meegenomen worden in de
luchtbellen en samen met het schuim over de rand van de reactor lopen, wat problematisch is
voor de meting. Om schuimvorming tegen te gaan, kan antischuimmiddel worden toegevoegd
aan het actief-slibmengsel. Echter, antischuimmiddel mag dan in geen geval invloed hebben
op de zuurstofopname tijdens de metingen. Om dit te onderzoeken wordt in een reactor 2 L
actief slib gebracht (concentratie 6 g/L). Eens het actief slib zich in de endogene fase bevindt
wordt uit het respirogram de OURendogeen bepaald door het gemiddelde te nemen van drie OUR-
punten. Daarna wordt 1 L DC/AM06-oplossing (Clarflok) met een concentratie van 150 µL/L
toegevoegd en de OURmax wordt bepaald. Het gebruikte antischuimmiddel is een emulsie op
basis van siliconen en heeft volgens de MSDS-fiche een COD-waarde van 2000 mgO2/g. Bij
een concentratie van 150 µL/L wordt een extra chemische zuurstofvraag van 258 mgO2/L of,
rekening houdend met de finale verdunning, 86 mgO2/L toegevoegd. Deze proef wordt
driemaal herhaald.
Indien er geen interactie of afbraak is tussen de biomassa en het toegevoegde
antischuimmiddel, resulteert dit in een vlak respirogram. In dit geval mag er quasi geen verschil
zijn tussen de OUR uit de endogene fase en de OURmax. Het verschijnen van een piek
suggereert afbraak van het product door het actief slib (dit kan een simpele knip zijn in de
siliconestructuur van DC/AM06). Ter validatie van deze resultaten wordt de proef 3x
uitgevoerd, telkens met vers slib. In de bekomen respirogrammen is weinig verschil zichtbaar
tussen de OUR in de endogene fase en OURmax na toevoeging van DC/AM06 (Tabel 3). Er
kan besloten worden dat het gebruikte antischuimmiddel geen invloed heeft op de
zuurstofopnamesnelheid van het actief slib.
Tabel 3: Vergelijking van gemiddelde OUR-waarden in de endogene fase met OURmax na toevoeging van
DC/AM06.
Herhaling OUR endogene fase OURmax
1 8.63 7.95 mgO2/L.
2 6.04 5.83 mgO2/L
3 7.86 8.27 mgO2/L
2. Respons van actief slib bij gebruik van zuiver product
In het eerste experiment van deze masterproef wordt de respons van het actief slib onderzocht
bij toevoeging van zuiver product. Hierbij wordt geanalyseerd bij welke concentratie surfactant,
de sOURmax een plateaufase bereikt. Tijdens deze proefopzet worden eveneens bij
verschillende concentraties (5 - 120 ppm) de BODst en COD-afbraak gekwantificeerd en
vergeleken. Het gebruikte actief slib is steeds afkomstig van RWZI Gavere (municipaal slib),
41
de surfactant-oplossing wordt aangemaakt met leidingwater. Tijdens deze testen werd steeds
één herhaling uitgevoerd, waardoor geen statistische analyse werd uitgevoerd.
2.1. Bepalen maximale respons ((s)OURmax) bij verschillende concentraties
De respons van het actief slib op het toegevoegd surfactant kan gemeten worden aan de hand
van de resulterende sOURmax. Deze parameter geeft de maximale zuurstofopnamesnelheid,
specifiek voor de concentratie aan actief slib. Hoe hoger de sOURmax-waarde, hoe hoger de
maximale zuurstofopnamesnelheid van het actief slib is om componenten af te breken. Een
snelle en goede afbraak resulteert in een hoge sOURmax. De sOURmax blijft echter niet stijgen
naarmate de concentratie surfactant wordt opgevoerd. De zuurstofopnamesnelheid stijgt tot
een bepaald punt waar deze snelheid een plateaufase bereikt. Vanaf het punt waar de
plateaufase begint, zal de sOURmax een optimale waarde benaderen en onafhankelijk van
hogere concentraties surfactant zijn (Lepik en Tenno, 2011). Er dient opgemerkt te worden dat
de surfactant-concentraties in zowel municipaal- als textielafvalwater zich niet in deze
plateaufase zullen bevinden, maar meestal kleiner dan 20 ppm zijn. Deze proef wordt
uitgevoerd om te bepalen hoeveel surfactant nodig is om een maximale respons te verkrijgen.
Na het uitvoeren van een respirometrische test wordt de bekomen sOURmax afgeleid uit elk
respirogram van de verschillende concentraties en uitgezet (Figuur 23). Er wordt voor de drie
surfactanten telkens gewerkt met een variërende concentratiereeks tussen 5 en 120 ppm. Uit
de bekomen grafiek kan besloten worden dat de plateaufase van de geteste surfactanten niet
bereikt wordt bij concentraties kleiner dan 120 ppm. Aangezien er geen herhalingen of hogere
concentraties werden onderzocht, kan enkel besloten worden dat de concentratie waarbij de
plateaufase wordt bereikt hoger dan 120 ppm is. Er werd gekozen om geen hogere
concentraties te meten aangezien deze niet meer relevant zijn als de link naar de
textielindustrie gemaakt moet worden.
Figuur 23: sOURmax (mgO2/gMLSS.h) bij verschillende concentraties surfactant (ppm).
0
1
2
3
4
5
6
7
0 20 40 60 80 100 120
sOU
Rm
ax(m
gO2/g
MLS
S.h
)
concentratie (ppm)
Foryl Serwet Syntergent
42
Volgens Lubello et al. (2007) komen surfactanten in textielafvalwater in lage concentraties voor
(< 20 ppm), daarom wordt tijdens het tweede experiment van deze masterproef (spiketesten)
gewerkt met de concentraties 1, 5 en 10 ppm. Zo wordt een representatief beeld geschept
voor de alledaagse situaties in de textielindustrie.
2.2. COD-afbraak en BODst bij verschillende concentraties surfactant
Naast sOURmax kunnen ook de BODst-waarde en COD-afbraak berekend worden. Deze
parameters geven een inschatting van de biodegradeerbaarheid. De COD wordt zowel van
het influent als het effluent gemeten met behulp van testkits van Hach-Lange. Het
verwijderingspercentage wordt berekend met behulp van Formule 15 (p 43). De BODst wordt
berekend zoals beschreven in Materiaal en methoden 7.4. (p 41).
2.2.1. Foryl AW
Een eerste surfactant dat onderzocht wordt, is Foryl AW. Deze component bestaat
hoofdzakelijk uit dioctylsulfosuccinaat (90% v/v). Dioctylsulfosuccinaat is een anionisch
oppervlakte-actieve stof. Foryl AW wordt bij verschillende concentraties (15, 30, 45, 60 en 120
ppm) onderworpen aan een respirometrische test en bijkomstige COD-metingen (Figuur 24).
De BODst-waarde blijft quasi constant bij toevoeging van concentraties kleiner dan 60 ppm.
Hieruit kan worden afgeleid dat de Foryl AW bij deze concentraties niet gemetaboliseerd wordt.
Vanaf een concentratie van 60 ppm is een stijging in BODst op te merken. De hoeveelheid
zuurstof die opgenomen wordt om de toegevoegde component af te breken, stijgt. De
procentueel afgebroken COD is relatief gelijk bij de verschillende concentraties, behalve bij
120 ppm, daar is een stijging merkbaar.
Figuur 24: BODst en procentuele COD-verwijdering in municipaal actief slib bij verschillende concentraties Foryl
AW na een respirometrische meting.
6055 55
61
81
1323 22
42
209
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
15 30 45 60 120
0
50
100
150
200
250%
CO
D v
erw
ijder
ing
Concentratie (ppm)
BO
Dst
(mgO
2/L
)
% COD verwijdering BODst
43
In Tabel 1 (p 35) staat Foryl AW geklasseerd als gemakkelijk biologisch afbreekbaar (OECD
301 B). Dit is echter in strijd met de bekomen resultaten in deze masterproef. Bij concentraties
kleiner dan 60 ppm werd een relatief laag COD-verwijderingspercentage en lage biologische
zuurstofvraag teruggevonden. Vanaf een toevoeging van 60 ppm wordt een stijging in
biologische zuurstofvraag waargenomen. De COD-verwijdering blijft relatief constant. Voor dit
fenomeen zijn twee mogelijke verklaringen. Enerzijds kan het te verklaren zijn doordat Foryl
AW in lage concentraties niet wordt gemetaboliseerd door het actief slib en pas vanaf een
concentratie van 60 ppm afgebroken wordt. Een tweede mogelijke verklaring is dat het actief
slib moeilijkheden heeft om lage concentraties Foryl AW te verwerken. In het tweede
experiment van deze masterproef, waar met gespikete stalen wordt gewerkt, worden meer
parameters onderzocht die zekerheid kunnen geven over een mogelijke verklaring.
2.2.2. Serwet WH 175
Analoog aan Foryl AW, wordt Serwet WH 175 aan een respirometrische meting en COD-
analyse onderworpen. Hierbij wordt met de concentraties 15, 30, 45, 60 en 120 ppm gewerkt
(Figuur 25). Serwet WH 175 heeft, net zoals Foryl AW, de hoofdcomponent
dioctylsulfosuccinaat (46-92% v/v). Dit detergent bevat naast dioctylsulfosuccinaat ook een
niet-ionogeen oppervlakte-actieve stof, namelijk isotridecylalcohol ethoxylaat (10 tot 25 % v/v).
De BODst-waarden blijven relatief constant bij de verschillende concentraties. Enkel bij
toevoeging van 120 ppm is een stijging te zien, wat verwacht wordt aangezien er dubbel zo
veel surfactant wordt toegevoegd in vergelijking met het bekomen data-punt ervoor. De
procentuele COD-verwijdering is bij elke concentratie zeer hoog en redelijk gelijklopend. Enkel
bij 30 en 45 ppm liggen de percentages lager. Enkele herhalingen zouden deze percentages
nauwkeuriger kunnen maken.
Figuur 25: BODst en procentuele COD-verwijdering in municipaal actief slib bij verschillende concentraties Serwet
WH 175 na een respirometrische meting.
90
68 71
95 98
3242
31 33
60
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
15 30 45 60 120
0
50
100
150
200
250%
CO
D v
erw
ijder
ing
concentratie (ppm)
BO
Dst
(mgO
2/L
)
% COD verwijdering BODst
44
Er valt op te merken dat deze percentages hoger liggen dan indien, Foryl AW met dezelfde
concentraties wordt toegevoegd. Indien vergeleken wordt bij dezelfde concentratie, dient
vermeld te worden dat dezelfde concentratie niet gelijk is aan dezelfde hoeveelheid
toegevoegd COD. Serwet WH 175 heeft een COD-waarde van 1611 mgO2/g, Foryl AW 1555
mgO2/g. Desondanks Serwet WH 175 meer COD aan het actief slib toevoegt, wordt deze
(procentueel) beter afgebroken. Dit kan een indicatie zijn dat het actief slib Serwet WH 175
gemakkelijker metaboliseert dan Foryl AW.
Indien vergeleken wordt met de eigenschappen van Serwet WH 175 in Tabel 1 (p 35), is te
zien dat Serwet als gemakkelijk biologisch afbreekbaar wordt beschouwd (OECD 301 B). Deze
conclusie kan worden teruggevonden in deze resultaten aangezien toevoeging van Serwet
(zeker bij concentraties kleiner dan 60 ppm) geen significante invloed uitoefent op de werking
(onder de vorm van COD-verwijdering) van het actief slib. Het feit dat de BODst-waarde pas
stijgt vanaf een toegevoegde concentratie van 60 ppm kan niet verklaard worden doordat het
actief slib niet overweg kan met lage concentraties Serwet aangezien de COD-
verwijderingspercentages niet beïnvloed worden. Een referentie-meting of een herhaling is
nodig om een verklaring te zoeken voor dit verloop, gezien de biologische variabiliteit van het
actief slib.
2.2.3. Syntergent ASC
Syntergent ASC bestaat voornamelijk uit natrium dioctylsulfosuccinaat (75% v/v). Naast deze
stof bevat Syntergent ASC ammoniumfosfinaat (2% v/v) en 2-methyl-2,4-pentaandiol (2% v/v).
Het surfactant wordt bij verschillende concentraties (5, 25, 40, 60, 100 en 120 ppm)
onderworpen aan een respirometrische meting en COD-analyse (Figuur 26). Na toevoeging
van Syntergent ASC aan het actief slib wordt bij concentraties kleiner dan 20 ppm een zeer
lage BODst en COD-verwijdering bekomen. Indien wordt vergeleken met Serwet, blijkt Serwet
gemakkelijker afbreekbaar te zijn bij lage concentraties. Er kan gesteld worden dat Syntergent
ASC een grotere (negatieve) invloed heeft op de werking van het actief slib bij concentraties
kleiner dan 20 ppm.
Bij toevoegen van hogere concentraties Syntergent ASC, wordt een toename in BODst-
waarden en COD-verwijderingspercentages gemeten. Er kan gesuggereerd worden dat het
toegevoegde surfactant niet meteen wordt gemetaboliseerd door het actief slib en bijgevolg
pas bij een hogere concentratie (vanaf 20 ppm) wordt afgebroken. Verder wordt vanaf 40 ppm
een daling in COD-verwijderingspercentage waargenomen en vanaf 60 ppm een daling in
biologische zuurstofvraag. Hier zijn opnieuw twee mogelijke verklaringen voor. Ten eerste
kunnen deze dalingen te wijten zijn aan biologische variabiliteit. Er moet steeds in gedachten
gehouden worden dat er gewerkt wordt met een biologisch systeem met bijhorende variatie in
samenstelling. Als wordt teruggekeken naar de glucosereferenties tijdens de testweek van de
afwijkende waarden, is echter niks abnormaals terug te vinden. Een tweede mogelijke
verklaring is dat vanaf een bepaalde concentratie, één van de twee nevencomponenten (of
45
beide) inhiberende eigenschappen vertonen. Syntergent ASC wordt geklasseerd als
gemakkelijk biologisch afbreekbaar (OECD 302 B).
Figuur 26: Vergelijking van de BODst en procentuele COD-verwijdering in municipaal actief slib bij verschillende
concentraties Syntergent ASC na een respirometrische meting.
2.2.4. Vergelijking van de BODst en COD-verwijderingspercentage bij 15 ppm
Ter afsluiting van dit eerste experiment worden de bekomen waarden (procentuele COD-
verwijdering en BODst) van de geteste surfactanten vergeleken bij een toevoeging van 15 ppm
surfactant (Figuur 27). Er wordt bij deze concentratie vergeleken aangezien volgens Lubello
et al. (2007) surfactanten in textielafvalwater bij lage concentraties (< 20 ppm) voorkomen. In
bovenstaande testen werd ook opgemerkt dat het actief slib over het algemeen de meeste
moeite had met het metaboliseren van lage concentraties surfactant.
Op basis van het hoge COD-verwijderingspercentage en de hoogst bekomen BODst-waarde,
kan geconcludeerd worden dat het gebruikte actief slib Serwet WH 175 het beste kan afbreken.
De lage BODst-waarde en COD-verwijderingspercentages bij toevoeging van 15 ppm Foryl
AW, suggereren dat het actief slib moeilijkheden heeft om de pure component te
metaboliseren. In het tweede experiment zal hier verder op worden ingegaan. Het feit dat actief
slib het best reageert na toevoeging van Serwet WH 175, kan te verklaren zijn doordat Serwet
een bisubstraat-systeem is. Lepik en Tenno (2011) ondervonden dat een bisubstraat-systeem
beter gemetaboliseerd werd dan wanneer de substraten (5-MR en fenol in hun geval) apart
aan het actief slib werden toegevoegd.
35,744,3
95,8
69,261,3 64,5 62,1
11 19 24
74
104
4466
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
5 15 25 40 60 100 120
0
50
100
150
200
250
% C
OD
ver
wijd
erin
g
Concentratie (ppm)
BO
D (
mgO
2/L
)
% COD verwijdering BODst
46
Figuur 27: Vergelijking van BODst en procentueel afgebroken COD van zowel Syntergent ASC, Foryl AW en Serwet
WH 175, telkens bij 15 ppm met vermelding van toegevoegde COD.
2.2.5. Biodegradeerbaarheid
Uit bovenstaande bevindingen kan geconcludeerd worden dat Serwet WH 175 bij lage
concentraties het makkelijkst wordt afgebroken en dat Foryl AW het moeilijkst biologisch
afbreekbaar is door het gebruikte actief slib. Om deze conclusie te kunnen staven wordt de
BOD5/COD-verhouding vergeleken tussen de verschillende surfactanten (Tabel 4). Hiervoor
wordt de BOD5 waarde verkregen door Dr. ir. Jan Van Dierdonck. Deze waarden werden
bekomen door het uitvoeren van een BOD5-meting, gebruik makende van Polyseed-
entmateriaal. De COD-waarden werden uit de MSDS-fiches en masterproef “Screening van
de biodegradeerbaarheid van textielveredelingscomponenten door middel van
respirometrische metingen” door M. Maeseele (2015) overgenomen.
Tabel 4: BOD5/COD verhouding voor de verschillende surfactanten.
Surfactant Foryl AW Serwet WH 175 Syntergent ASC
BOD5/COD 0.12 0.06 0.07
De bekomen waarden voor de BOD5/COD-verhouding zijn tegenstrijdig met de conclusie die
eerder gemaakt werd op basis van het respirogram en COD-verwijderingspercentage.
Aangezien de hoogste verhouding wordt bekomen bij gebruik van Foryl AW, kan besloten
worden dat Foryl AW het beste biologisch afbreekbaar is en Serwet WH 175 het minst. Hierbij
dient opgemerkt te worden dat de BOD5-waarde niet specifiek is voor de concentratie. Er kan
geconcludeerd worden dat Foryl AW enkel bij lage concentraties beschouwd wordt als moeilijk
biodegradeerbaar.
47
3. Invloed van F:M ratio op de respons van het actief slib
De F:M ratio of food to microorganism ratio (mgO2/g MLSS) geeft de verhouding weer tussen
de hoeveelheid toegevoegd afvalwater (food) en de hoeveelheid actief slib (microorganism),
aanwezig in de bioreactor. Deze ratio beïnvloedt onder andere de snelheid van de afbraak en
speelt dus een belangrijke rol in de afbraak van de toegevoegde componenten (Melcer, 2003).
Er wordt een respirometrische meting uitgevoerd van zowel 1.2:3, 1.6:3 als 2:3 volumetrische
verhouding (actief slib op totaalvolume). Tijdens deze test wordt de actief-sliboplossing
verdund (of geconcentreerd) zodat er steeds een finale concentratie van 4 g/L biomassa in de
reactor aanwezig is. De F:M ratio wordt berekend met behulp van de vergelijking:
𝐹: 𝑀 (𝑚𝑔𝑂2
𝑔 𝑀𝐿𝑆𝑆⁄ ) = 𝐶𝑂𝐷𝑖𝑛𝑓𝑙𝑢𝑒𝑛𝑡 ∗ 𝑉𝑎𝑐𝑡𝑖𝑒𝑓 𝑠𝑙𝑖𝑏
𝑉𝑡𝑜𝑡𝑎𝑎𝑙 ∗ 𝑀𝐿𝑆𝑆 (17)
Aangezien de COD-waarden bij deze test niet gemeten werden, wordt het gemiddelde
genomen van de gemeten COD-waarden van het influent (afkomstig van Aquafin NV, Gavere).
Elke meting werd éénmaal uitgevoerd, waardoor het toepassen van statistiek op de bekomen
waarden niet mogelijk is.
Wanneer de respirogrammen van de verschillende volumetrische verhoudingen worden
vergeleken, wordt een verschil teruggevonden in de respons van het actief slib op het
toegevoegde afvalwater (Tabel 5). De sOURmax-waarde ligt het laagst bij de 1.2:3 verhouding.
Een hoge respons is gewenst, aangezien deze duidt op een gemakkelijke afbraak van de
toegevoegde componenten. Naast de respons is eveneens een verschil in afbraaktijd op te
merken. Uit de respirometrische metingen blijkt dat de biomassa bij de 2:3 verhouding, t.o.v
de 1.6:3 verhouding, slechts de helft van de tijd nodig heeft om het toegevoegde afvalwater af
te breken.
Tabel 5: Overzicht van geteste volumetrische verhoudingen (volume actief slib op totaalvolume) en bekomen
parameters
Volumetrische slibverhouding 1.2:3 1.6:3 2:3
F:M ratio 30.0 > 23.3 > 16.7 mgO2/g MLSS
Volume actief slib 1200 1600 2000 mL
Concentratie actief slib 10 7,5 6 g/L
Volume afvalwater 1800 1400 1000 mL
sOURmax 14.13 16.34 15.26 mgO2/g MLSS.h
tijd tot endogeen 3.5 4 2 uur
Uit deze resultaten werd besloten om tijdens het verdere verloop van deze masterproef steeds
met een 2:3 verhouding te werken aangezien bij deze verhouding de hoogste respons en
kortste afbraaktijd wordt bekomen.
48
4. Spiketesten met twee soorten actief slib
Tijdens het tweede experiment worden respirometrische testen uitgevoerd op gespikete
stalen. Spike-stalen zijn reële influentstalen waaraan surfactanten in een bepaalde
concentratie (1, 5 of 10 ppm) worden toegevoegd. Het doel van deze proefopzet is om een
representatief beeld te scheppen van het huidige zuiveringsproces waarbij het actief slib in
contact komt met surfactanten opgelost in het influent. Er wordt met twee verschillende soorten
actief slib gewerkt. Enerzijds worden testen uitgevoerd met municipaal actief slib, (RWZI,
Gavere, Aquafin NV). Dit actief slib verwerkt influent waarin veel verschillende producten
voorkomen, maar in lage concentraties. Anderzijds worden ook testen uitgevoerd met
industrieel actief slib uit een textielveredelingsbedrijf (Tardel NV, Ronse). Hun afvalwater bevat
surfactanten en varieert in samenstelling, afhankelijk van het productieproces (en specificaties
van de klant). De twee soorten actief slib worden gebruikt om de vergelijking te kunnen maken
tussen geadapteerd actief slib (industrieel) en niet-geadapteerd actief slib (municipaal).
Aangezien het actief slib van Tardel NV verondersteld is geadapteerd te zijn om surfactanten
te verwerken, zou dit slib de toegevoegde componenten gemakkelijker moeten afbreken dan
municipaal actief slib.
Het doel van deze vergelijking bestaat er in om:
1) De biodegradeerbaarheid van de surfactanten en het effect ervan op de activiteit
van het actief slib te analyseren
2) Het effect van de toegevoegde surfactanten op de werking van het actief slib te
onderzoeken
3) Het effect van de toegevoegde surfactanten op de morfologie van het actief slib te
kwantificeren
4.1. Effect op de biodegradeerbaarheid en activiteit van het actief slib
Zoals aangegeven in de literatuur kan een inschatting worden gemaakt van de
biodegradeerbaarheid van een product of afvalwater aan de hand van enkele parameters. Ook
het effect op de activiteit van het actief slib kan worden bekeken aan de hand van het bekomen
respirogram. Tijdens dit experiment wordt de BODst berekend als maat voor
biodegradeerbaarheid en sOURmax geanalyseerd als maat voor activiteit van het actief slib.
Deze waarden worden vergeleken tussen drie verschillende surfactanten (Foryl AW, Serwet
WH 175 en Syntergent ASC) bij drie concentraties (1, 5 en 10 ppm). Er wordt telkens een
referentie (0 ppm) in rekening gebracht door een respirometrische meting uit te voeren met
niet-gespiket influent. Bij dit experiment wordt tijdens de respirometrische testen industrieel- of
municipaal actief slib gebruikt.
49
4.1.1. BODst in functie van de toegevoegde concentratie surfactant
De BODst-waarde wordt berekend door de totale oppervlakte van een respirogram te
verminderen met de oppervlakte nodig voor de endogene ademhaling (Materiaal en methoden
7.4., p 41). Aangezien de samenstelling van het gebruikte influent verschilt van test tot test,
wordt de BODst van het gespikete staal (BODst,spike) gedeeld door de BODst van de referentie-
meting (BODst,ref). Zo kunnen de stalen beter met elkaar vergeleken worden, onafhankelijk van
het staalname-moment en de toestand van het actief slib. De procentuele verhouding wordt
berekend met onderstaande vergelijking:
𝑃𝑟𝑜𝑐𝑒𝑛𝑡𝑢𝑒𝑙𝑒 𝐵𝑂𝐷𝑠𝑡 − 𝑣𝑒𝑟ℎ𝑜𝑢𝑑𝑖𝑛𝑔 = 𝐵𝑂𝐷𝑠𝑡,𝑠𝑝𝑖𝑘𝑒
𝐵𝑂𝐷𝑠𝑡,𝑟𝑒𝑓∗ 100 (18)
Deze procedure wordt uitgevoerd met zowel industrieel- als municipaal actief slib bij
toevoeging van 1, 5 of 10 ppm. De gebruikte surfactanten zijn Foryl AW, Serwet WH 175 en
Syntergent ASC. De bekomen verhoudingen worden weergegeven in Figuur 28 ten opzichte
van de referentie (rode stippellijn bij 100%). De verhoudingen worden bekomen als het
gemiddelde van twee metingen, behalve bij de 1 ppm concentraties bij gebruik van municipaal
actief slib, waar telkens één herhaling bruikbaar was. Wanneer de BODst-waarde wordt
geanalyseerd bij verschillende concentraties, wordt verwacht dat deze waarde zal stijgen met
stijgende concentratie toegevoegd surfactant. Een hoge vuilvracht in het influent resulteert in
een hoge BODst-waarde.
Wanneer de bekomen waarden bij gebruik van municipaal actief slib (Figuur 28, A) worden
vergeleken ten opzichte van de referentie (rode lijn), valt op dat bij toevoeging van lage
concentraties Foryl AW de biologische zuurstofvraag daalt (<100%). Dit betekent dat bij
toevoeging van lage concentraties Foryl AW het actief slib, minder zuurstof opneemt dan
wanneer geen surfactant werd toegevoegd (zie referentielijn). Er kan geconcludeerd worden
dat lage concentraties aan Foryl AW een inhiberende invloed hebben op de zuurstofopname
van municipaal actief slib. Bij toevoeging van Serwet WH 175 en Syntergent ASC is de
biologische zuurstofvraag steeds hoger dan de referentiewaarde (aangezien enkel bij
toevoeging van 1 ppm Serwet de verhouding net onder 100 % ligt en hier geen
standaarddeviatie bij berekend werd, wordt deze waarde buiten beschouwing gelaten). Wel
wordt de stijgende trend in BODst-waarde met stijgende concentratie surfactant waargenomen
bij toevoeging van Foryl AW en Serwet WH 175.
Indien vergeleken wordt tussen de bekomen verhoudingen bij gebruik van municipaal- en
industrieel actief slib, vallen twee zaken op. Ten eerste is de fout op de gemeten waarde bij
gebruik van industrieel actief slib groter. Dit wijst erop dat er meer variabiliteit zit in de
hoeveelheid zuurstof die opgenomen werd om de surfactanten af te breken. Ten tweede liggen
de bekomen verhoudingen over het algemeen lager bij gebruik van industrieel actief slib.
Zowel bij toevoeging van Foryl AW als Serwet WH 175 wordt pas een hogere zuurstofopname
gemeten vanaf een concentratie van 10 ppm (t.o.v. de referentie). Bij lagere concentraties
50
wordt de zuurstofopname door het actief slib hoogstwaarschijnlijk geïnhibeerd. Bij toevoeging
van Syntergent ASC is een ander verloop op te merken. Bij de laagste concentratie is de
biologische zuurstofopname groter dan wanneer niks wordt toegevoegd. Dit suggereert dat de
Syntergent ASC bij deze concentratie wordt afgebroken. Bij een toevoeging van 5 ppm daalt
de biologische zuurstofopname tot net onder de referentiewaarde. Wanneer 10 ppm wordt
toegevoegd, stijgt de BODst-waarde terug. Als wordt teruggekeken naar het eerste experiment
van deze resultaatbespreking (Figuur 26, p 52) is een gelijkaardig verloop in BODst-waarden
op te merken bij gebruik van de pure component. Toen werd als mogelijke verklaring gegeven
dat deze korte daling in zuurstofopname een gevolg was van een inhiberende werking van één
van de (of beide) nevencomponenten die Syntergent ASC bevat. Bij de voorgaande test werd
de plotse daling bij hogere concentraties bemerkt. Er dient opgemerkt te worden dat tijdens
die meting met municipaal actief slib werd gewerkt, wat doet vermoeden dat het industrieel
actief slib reeds bij lagere concentraties surfactant inhiberende invloeden ondervindt.
Figuur 28: Grafische weergave van de bekomen procentuele BODst-verhoudingen ten opzichte van de referentie-
meting. Met als rode stippellijn 100% (als referentie) weergegeven. A: BODst-verhoudingen bij gebruik van
municipaal actief slib. B: BODst-verhoudingen bij gebruik van industrieel actief slib.
Tegen alle verwachtingen in, lijkt het erop dat het geadapteerd actief slib, afkomstig van een
textielveredelingsbedrijf, meer (negatieve) invloed op de zuurstofopname ondervindt bij
toevoeging van surfactanten, dan het municipaal actief slib.
4.1.2. sOURmax in functie van de toegevoegde concentratie surfactant
De hoogte van sOURmax geeft weer hoe goed het actief slib geadapteerd is aan het verwerken
van de toegevoegde componenten. Deze waarde stijgt met stijgende concentratie tot het de
plateaufase bereikt, zoals besproken onder 2.1. (p 48). Sterk geadapteerd actief slib zal een
hoge sOURmax vertonen. De sOURmax wordt berekend door de OURmax, bekomen uit het
respirogram, te delen door de concentratie aan biomassa aanwezig tijdens de test. Deze
waarde is specifieker dan OURmax aangezien deze rekening houdt met de hoeveelheid
biomassa. Aangezien de samenstelling van het gebruikte influent verschilt van test tot test
wordt de sOURmax van de gespikete test (sOURmax,spike) steeds gedeeld door de sOURmax van
de referentie (sOURmax,ref). Zo kan beter vergeleken worden tussen de testen, onafhankelijk
51
van het staalname-moment. De bekomen verhoudingen worden berekend via onderstaande
formule:
𝑃𝑟𝑜𝑐𝑒𝑛𝑡𝑢𝑒𝑙𝑒 𝑠𝑂𝑈𝑅𝑚𝑎𝑥 − 𝑣𝑒𝑟ℎ𝑜𝑢𝑑𝑖𝑛𝑔 = 𝑠𝑂𝑈𝑅𝑚𝑎𝑥,𝑠𝑝𝑖𝑘𝑒
𝑠𝑂𝑈𝑅𝑚𝑎𝑥,𝑟𝑒𝑓∗ 100 (19)
De bekomen verhoudingen worden voor zowel municipaal- als industrieel actief slib voor de
concentraties 1, 5 en 10 ppm voor de verschillende surfactanten weergegeven in Figuur 29
met bijhorende standaarddeviaties. De referentie wordt aangegeven door een rode lijn. Er
wordt steeds het gemiddelde genomen van twee metingen, enkel bij toevoeging van 1 ppm bij
gebruik van municipaal actief slib, is telkens één herhaling bruikbaar.
Bij toevoeging van Serwet WH 175 en Foryl AW aan municipaal actief slib, kan een toename
in sOURmax met stijgende concentratie surfactant worden teruggevonden. Bij toevoeging van
Syntergent ASC is geen uitgesproken effect waar te nemen. Wat opnieuw het meest opvalt is
de significante daling in zuurstofopnamesnelheid wanneer 1 ppm Foryl aan het influent wordt
toegevoegd. Deze waarneming maakt het vermoeden nog sterker dat municipaal actief slib
moeilijkheden ondervindt om Foryl AW bij concentraties kleiner dan 5 ppm te verwerken en
dat de toegevoegde fractie de zuurstofopname reduceert.
Wanneer de bekomen verhoudingen bij metingen met industrieel actief slib worden
geanalyseerd, valt op dat (i) toevoeging van Foryl AW bij zowel concentraties van 1, 5 en 10
ppm de zuurstofopnamesnelheid negatief beïnvloed. (ii) de toevoeging van Syntergent ASC
geen significante invloed heeft op de zuurstofopname snelheid (analoog aan de testen met
municipaal actief slib) en (iii) bij toevoeging van Serwet WH 175, de zuurstofopnamesnelheid
daalt met stijgende concentratie aan toegevoegd surfactant. Dit suggereert dat bij stijgende
hoeveelheid Serwet, de zuurstofopnamesnelheid zodanig negatief wordt beïnvloedt dat deze
tot onder de referentiewaarde daalt.
Figuur 29: Grafische weergave van de bekomen procentuele sOURmax-verhoudingen ten opzichte van de
referentie-meting. Met als rode stippellijn 100% (als referentie) weergegeven. A: sOURmax-verhoudingen bij gebruik
van municipaal actief slib. B: sOURmax-verhoudingen bij gebruik van industrieel actief slib.
52
Als beide soorten actief slib worden vergeleken, dat het geadapteerd actief slib een sterkere
negatieve invloed ondervindt op zijn activiteit in vergelijking met niet-geadapteerd actief slib.
Toevoeging van lage concentraties Foryl AW blijkt opnieuw het grootste negatief effect te
hebben op de werking van het actief slib.
4.1.3. Besluit
De resultaten bekomen door Zgajnar Gotvajn en Zagorc-Koncan (2004) zijn tegenstijdig met
deze studie. Zij concludeerden dat sOURmax hoger is bij geadapteerd actief slib, terwijl deze
studie aantoont dat de sOURmax-waarden bij gebruik van geadapteerd actief slib, over het
algemeen lager liggen dan bij gebruik van niet-geadapteerd actief slib. Uit de algemene
conclusie blijkt dat het geadapteerd (industrieel) actief slib een grotere negatieve invloed
ondervindt van de onderzochte surfactanten.
Wanneer de biologische zuurstofvraag van het actief slib wordt geanalyseerd na toevoeging
van zowel Foryl AW, Serwet WH 175 en Syntergent ASC bij 1, 5 en 10 ppm, wordt
geconcludeerd dat bij toevoeging van lage concentraties, Foryl AW de grootste negatieve
invloed wordt teruggevonden. Deze conclusie werd zowel bij gebruik van zowel industrieel- als
municipaal actief slib teruggevonden. Opnieuw werd over het algemeen gesteld dat het
geadapteerd actief slib, de grootste moeilijkheden ondervindt na toevoeging van
dioctylsulfosuccinaat-gebaseerde surfactanten.
Er kan besloten worden dat zowel tijdens de analyse naar de BODst- als de sOURmax-waarden,
de grootste negatieve invloed teruggevonden wordt bij toevoeging van Foryl AW. Dit
suggereert dat de nevencomponenten in Serwet WH 175 en Syntergent ASC zorgen voor een
hogere- en snellere zuurstofopname.
53
4.2. Effect op de werking van het actief slib
Uit vorig onderzoek blijkt dat surfactanten en in het bijzonder de anionische klasse, een
negatieve invloed uitoefent op de werking van het actief slib. Onder andere de COD- en NH4+-
N-verwijdering, bezinking en reductie van het gehalte aan zwevende stoffen worden
aangehaald als factoren waar een invloed op uitgeoefend kan worden. Daarnaast kunnen
surfactanten eveneens een effect hebben op de groei van het actief slib. De mogelijke invloed
op deze factoren wordt getest na toevoeging van drie verschillende anionische surfactanten
(Foryl AW, Serwet WH 175 en Syntergent ASC) bij de concentraties 1, 5 en 10 ppm en bij
gebruik van zowel municipaal als industrieel actief slib.
4.2.1. Invloed op procentuele COD- en NH+4-verwijdering
Zowel voor als na een respirometrische test wordt het COD- en NH4+-N gehalte in het
afvalwater gemeten (zie Materiaal en Methoden 8. en 10.). De procentuele verwijdering aan
COD en NH4+-N is een maat voor de werking van het actief slib en wordt berekend via de
Formules 15 (p 43) en 16 (p 44). Er wordt onderzocht of het toevoegen van surfactant een
significante invloed heeft op de verwijderingspercentages.
Liwarska-Bizukojc en Bizukojc (2006) ondervonden dat na toevoeging van 250 ppm van een
anionisch surfactant (zoals lineair alkylbenzeen sulfosuccinaat), de procentuele COD-
verwijdering minstens 10 % lager ligt bij gebruik van municipaal actief slib. Dit komt doordat
verschillende intermediairen worden gevormd die niet biologisch afbreekbaar zijn en bijgevolg
een hogere COD-waarde in het effluent geven.
De procentuele verwijdering wordt zowel van de COD-waarden als de NH4+-N-waarden,
bekomen tijdens de spiketesten (% afbraak CODspike of % afbraak NH4+-Nspike), gedeeld door
de referentiewaarde (% afbraak CODref of % afbraak NH4+-N,ref). Door de verhouding te nemen,
kan beter vergeleken worden tussen de bekomen resultaten onafhankelijk van staalname-
periode of toestand van het actief slib. De verhouding wordt berekend volgens onderstaande
formule (analoog voor % NH4+-N-verwijdering):
% 𝐶𝑂𝐷 𝑣𝑒𝑟𝑤𝑖𝑗𝑑𝑒𝑟𝑖𝑛𝑔 = % 𝑎𝑓𝑏𝑟𝑎𝑎𝑘 𝐶𝑂𝐷𝑠𝑝𝑖𝑘𝑒
% 𝑎𝑓𝑏𝑟𝑎𝑎𝑘 𝐶𝑂𝐷𝑟𝑒𝑓 (20)
In Figuur 30 worden de verhouding in % COD-verwijdering ten opzichte van de referentie (rode
lijn bij 100%) weergegeven met bijhorende standaarddeviaties. Enkel bij 1 ppm is geen
standaarddeviatie weergegeven aangezien bij deze concentratie slechts één herhaling
bruikbaar was. Bij de andere waarden wordt steeds het gemiddelde genomen van twee
metingen.
Bij gebruik van municipaal actief slib wordt teruggevonden dat bij toevoeging van lage
concentraties Foryl AW en Serwet WH 175, het COD-verwijderingspercentage lager ligt dan
de referentiemeting. Er kan geconcludeerd worden dat de toevoeging van lage concentraties
54
Foryl AW en Serwet WH 175 de werking van het actief slib (op vlak van COD-verwijdering) op
een negatieve manier beïnvloedt. Bij toevoeging van hogere concentraties blijkt dat de
surfactanten de werking van het actief slib stimuleren aangezien er hogere COD-
verwijderingspercentages worden bekomen. Bij toevoeging van Syntergent ASC is enkel een
negatieve invloed te bemerken bij een concentratie van 5 ppm. Een eventuele verklaring
hiervoor is een inhiberende werking van één van de nevencomponenten aanwezig in
Syntergent ASC.
Wanneer de verhoudingen worden vergeleken bij gebruik van industrieel actief slib valt
meteen op dat de toegevoegde componenten geen significante invloed uitoefenen op de COD-
verwijdering. De bekomen waarden wijken niet af van de referentiemeting (100%). Dit kan
verklaard worden doordat het gebruikte actief slib geadapteerd is aan het verwerken van
influent met fracties surfactant. De lage standaarddeviaties bij de bekomen waarden
ondersteunen deze conclusie. Er dient opgemerkt te worden dat de COD-inhoud van Serwet
WH 175 (1611 mgO2/g) groter is dan deze van Foryl AW (1555 mgO2/g) en Syntergent ASC
(1470 mgO2/g). Wanneer geen significant verschil wordt opgemerkt tussen de verschillende
surfactanten bij dezelfde concentratie, betekent dit dat de absolute hoeveelheid verwijderde
COD, hoger ligt bij Serwet WH 175 dan bij de twee andere surfactanten.
Figuur 30: Grafische weergave van de verhoudingen in procentueel afgebroken COD ten opzichte van de
referentiemeting. Met als rode stippellijn 100% (als referentie) weergegeven. A: verhouding in procentuele COD-
verwijdering ten opzichte van de referentie bij gebruik van municipaal actief slib. B: verhouding in procentuele COD-
verwijdering ten opzichte van de referentie bij gebruik van industrieel actief slib.
De berekende waarden van de procentuele NH4+-N-verwijdering worden weergegeven in
Figuur 31 met bijhorende foutenbalken. De referentie wordt voorgesteld door de rode lijn bij
100%. Er werd steeds het gemiddelde genomen van twee metingen, behalve bij toevoeging
van 1 ppm concentraties bij gebruik van municipaal actief slib.
Aangezien er geen herhalingen werden uitgevoerd op de 1 ppm concentraties bij gebruik van
municipaal actief slib, wordt de toevoeging van 1 ppm Syntergent ASC als uitschieter
beschouwd. Verder kan een negatieve trend worden teruggevonden bij de toevoeging van
Foryl AW en Serwet WH 175 bij gebruik van municipaal actief slib en bij toevoeging van Foryl
55
AW bij gebruik van industrieel actief slib. Een stijgende concentratie aan toegevoegd
surfactant, leidt in deze gevallen tot een daling in NH4+-N verwijderingspercentage. Er kan
geconcludeerd worden dat de toevoeging van Foryl AW een negatieve invloed heeft op de
werking van zowel industrieel als municipaal actief slib. De toevoeging van stijgende
concentratie aan Serwet WH 175 heeft enkel een negatieve invloed op de verwijdering van
NH4+-N bij gebruik van municipaal actief slib. Bij gebruik van industrieel actief slib is geen
significante invloed te bemerken bij toevoeging van Serwet WH 175 en Syntergent ASC. Dit
kan opnieuw verklaard worden door de geadapteerde eigenschappen van het gebruikte
industriële actief slib.
Figuur 31: Grafische weergave van de verhoudingen in procentueel afgebroken NH4+-N ten opzichte van de
referentiemeting. Met als rode stippellijn 100% (als referentie) weergegeven. A: verhouding in procentuele NH4+-
N-verwijdering ten opzichte van de referentie bij gebruik van municipaal actief slib. B: verhouding in procentuele
NH4+-N-verwijdering ten opzichte van de referentie bij gebruik van industrieel actief slib.
Desondanks Foryl AW de zuiverste samenstelling heeft en voornamelijk uit
dioctylsulfosuccinaat bestaat, lijkt het gebruikte actief slib voornamelijk moeite te hebben om
dit surfactant te metaboliseren. Over het algemeen ondervindt het geadapteerde actief slib,
minder negatieve invloed op de COD- en NH4+-N-verwijdering dan het niet-geadapteerde slib.
4.2.2. Invloed op procentuele afname in zwevende stoffen
Voor en na elke respirometrische meting wordt het gehalte aan zwevende stoffen in
respectievelijk het influent en effluent gemeten. De procentuele verwijdering aan zwevende
stoffen kan een beeld geven van het effect van de toegevoegde surfactanten op het actief-
slibsysteem. Er wordt verwacht dat het gehalte aan zwevende stoffen in het effluent lager ligt
dan deze in het influent. De procentuele verwijdering wordt berekend ten opzichte van de
referentiemeting via onderstaande formule:
% 𝑆𝑆 𝑣𝑒𝑟𝑤𝑖𝑗𝑑𝑒𝑟𝑖𝑛𝑔 = % 𝑎𝑓𝑏𝑟𝑎𝑎𝑘 𝑆𝑆𝑠𝑝𝑖𝑘𝑒
% 𝑎𝑓𝑏𝑟𝑎𝑎𝑘 𝑆𝑆𝑟𝑒𝑓 (21)
𝑀𝑒𝑡 % 𝑎𝑓𝑏𝑟𝑎𝑎𝑘 𝑆𝑆 = 𝑆𝑆𝑣𝑜𝑜𝑟 − 𝑆𝑆𝑛𝑎
𝑆𝑆𝑣𝑜𝑜𝑟
56
De bekomen waarden worden zowel bij gebruik van municipaal- als industrieel actief slib
weergegeven in Figuur 32 met bijhorende standaarddeviaties. Steeds werd het gemiddelde
genomen van twee metingen, enkel bij de concentratie 1 ppm bij gebruik van municipaal actief
slib, was telkens één herhaling bruikbaar.
Wanneer de procentuele verwijdering in onderstaande grafiek wordt uitgezet, is de negatieve
waarde bij 10 ppm Foryl AW bij gebruik van municipaal actief slib opvallend. Deze negatieve
waarde betekent dat het effluent meer zwevende stoffen bevatte dan het influent. Gezien de
kleine standaarddeviatie op dit gemiddelde, kan deze waarde niet aan een foute meting te
wijten zijn. Over het algemeen is er een negatieve trend terug te vinden in de
verwijderingspercentages bij toevoeging van Foryl AW. Indien meer zwevende stoffen worden
gemeten in het effluent dan in het influent, betekent dit dat de toegevoegde surfactanten een
negatieve invloed uitoefenen op de actief-slibvlokken. Wanneer het gehalte aan zwevende
stoffen in het effluent stijgt, kan dit negatieve gevolgen hebben voor de bezinking van het actief
slib. Deze bevinding kan wijzen op deflocculatie van het actief slib. Bij deflocculatie van actief
slib, vallen de slibvlokken uiteen of scheiden de actief-slibvlokken kleinere vlokken af. Om
zekerheid te kunnen bieden of deflocculatie al dan niet de oorzaak is, moet naast het SS-
gehalte, de bezinking en morfologie van het actief slib worden onderzocht naar analogie met
Van Dierdonck et al. (2013). Deze parameters worden verder in deze masterproef besproken
(zie 4.2.3. p 64 en 4.3. p 67).
Serwet WH 175 heeft geen significante invloed op de verwijderingspercentages. Enkel bij
toevoeging van 5 ppm Serwet WH 175, is bij zowel municipaal- als industrieel actief slib een
lager SS-verwijderingspercentage terug te vinden in vergelijking met de referentie-meting. Dit
suggereert dat bij deze concentratie de niet-ionogene nevencomponent die Serwet WH 175
bevat, een negatieve invloed uitoefent op de SS-verwijdering. Uit vorig onderzoek bleek dat
niet-ionogene surfactanten (zoals Neodol) bij een concentratie kleiner dan 15 ppm, goed
afbreekbaar zijn zonder significante invloed op het actief-slibsysteem (Sykes et al., 1979).
Bij toevoeging van Syntergent ASC is het verloop van het SS-verwijderingspercentage bij
gebruik van zowel industrieel als municipaal actief slib gelijkaardig. In beide gevallen is een
stijgende trend in procentuele verwijdering te bemerken bij toenemende concentratie aan
Syntergent ASC. Deze resultaten suggereren dat de verwijdering van zwevende deeltjes wordt
gestimuleerd bij toevoeging van Syntergent ASC aan het actief slib.
57
Figuur 32: Grafische weergave van de verhoudingen in procentueel afgebroken SS ten opzichte van de
referentiemeting. Met als rode stippellijn 100% (als referentie) weergegeven. A: verhouding in procentuele SS-
verwijdering ten opzichte van de referentie bij gebruik van municipaal actief slib. B: verhouding in procentuele SS-
verwijdering ten opzichte van de referentie bij gebruik van industrieel actief slib
4.2.3. Invloed op bezinkbaarheid (SVI)
Liwarska-Bizukojc en Bizukojc (2006) ondervonden dat bij een toevoeging van 250 ppm van
een anionisch surfactant (zoals lineair alkylbenzeen sulfosuccinaat), de bezinkbaarheid niet
significant wijzigt. Deze parameter hangt sterk samen met de morfologie van de actief-
slibvlokken. Indien bijvoorbeeld veel draadvormers aanwezig zijn of de vlokken uiteenvallen in
kleinere vlokken, resulteert dit in een reductie in bezinkbaarheid.
Zowel voor als na elke respirometrische meting wordt de bezinkbaarheid gekwantificeerd met
behulp van een SVI-test. Hierbij werd zowel de bezinkbaarheid voor (SVIvoor) en na (SVIna)
toevoeging van de surfactanten (Foryl AW, Serwet WH 175 en Syntergent ASC) berekend met
behulp van Formule 10 (p 38). De verhouding van SVI voor en na de meting wordt telkens ten
opzichte van de referentie berekend via onderstaande vergelijking:
% 𝑆𝑉𝐼 − 𝑣𝑒𝑟ℎ𝑜𝑢𝑑𝑖𝑛𝑔 = % 𝑆𝑉𝐼𝑠𝑝𝑖𝑘𝑒
% 𝑆𝑉𝐼𝑟𝑒𝑓∗ 100 (22)
𝑀𝑒𝑡 % 𝑆𝑉𝐼 = 𝑆𝑉𝐼𝑛𝑎
𝑆𝑉𝐼𝑣𝑜𝑜𝑟
∗ 100
De bekomen waarden worden grafisch weergegeven in Figuur 33 met bijhorende
standaarddeviaties. De referentie wordt aangegeven als de rode lijn bij 100 %. Er werd steeds
het gemiddelde genomen van twee metingen, enkel bij de concentratie 1 ppm bij gebruik van
municipaal actief slib was telkens één herhaling bruikbaar
Wanneer wordt teruggekeken naar de resultaten in 4.2.2., wordt er inderdaad teruggevonden
dat de bezinking van het actief slib afneemt, bij een stijgende concentratie Foryl AW waar een
toename in zwevende deeltjes gemeten werd. Dit is te zien in de stijgende trend in SVI bij
toevoeging van Foryl AW bij municipaal actief slib. Indien de SVI stijgt, betekent dit dat het
58
slib meer volume inneemt per gram biomassa en dus slechter bezinkt. Er is een duidelijke
correlatie te zien tussen de bezinkbaarheid en verwijdering aan zwevende deeltjes bij
toevoeging van Foryl AW aan municipaal actief slib. Om met grote zekerheid over deflocculatie
te spreken, moet nog een microscopische analyse worden uitgevoerd op deze metingen.
Indien daar een afname in vlokdiameter wordt teruggevonden, kan met grote zekerheid
worden gesteld dat toevoeging van Foryl AW, leidt tot deflocculatie bij gebruik van municipaal
actief slib.
Toevoeging van Serwet WH 175 en Syntergent ASC, heeft bij gebruik van municipaal actief
slib geen significant effect op de bezinkbaarheid wanneer met de referentie wordt vergeleken.
Bij gebruik van industrieel actief slib wordt net een negatieve trend waargenomen bij
toevoeging van Foryl AW. Hierbij stijgt de bezinkbaarheid van het actief slib, met toenemende
concentratie. Aangezien het percentage bij toevoeging van 1 ppm Foryl AW een pak hoger ligt
en de fout op deze meting relatief klein is, wil dit zeggen dat het actief slib meer volume inneemt
ten opzichte van de referentie-meting en het slib dus minder goed bezinkt. Wanneer een
hogere concentratie wordt toegevoegd, bezinkt het slib beter. Als er wordt teruggekeken naar
de verwijdering in zwevende deeltjes bij toevoeging van Foryl AW aan industrieel actief slib, is
er niet meteen een correlatie terug te vinden, deflocculatie is bijgevolg geen mogelijke
verklaring. Toevoeging van 1 ppm Syntergent ASC resulteert in een lagere SVI-waarde in
vergelijking met de referentie. Dit suggereert dat na toevoeging van 1 ppm Syntergent ASC,
het actief slib beter bezinkt. Een mogelijke verklaring hiervoor zou flocculatie van het actief slib
kunnen zijn. Indien Syntergent flocculerende eigenschappen zou hebben, zou dit resulteren in
een hoge verwijdering van componenten zoals SS en COD, dit wordt echter niet
teruggevonden in de bovenstaande waarden.
Figuur 33: Grafische weergave van de procentuele SVI-verhouding (voor-na) ten opzichte van de referentiemeting.
Met als rode stippellijn 100% (als referentie) weergegeven. A: verhouding in procentuele SVI ten opzichte van de
referentie bij gebruik van municipaal actief slib. B: verhouding in procentuele SVI ten opzichte van de referentie bij
gebruik van industrieel actief slib
59
4.2.4. Invloed op de groei van het actief slib
Tot slot wordt het effect van dioctylsulfosuccinaat-gebaseerde surfactanten op de groei van
actief slib geanalyseerd. Na elke respirometrische test wordt een biomassaconcentratie-
bepaling uitgevoerd van zowel de spike- als de referentiemeting. De bekomen resultaten
worden samen met bijhorende standaarddeviaties in Tabel 6 weergegeven voor zowel
municipaal- als industrieel actief slib.
Wanneer onderstaande resultaten worden geanalyseerd, is er geen grote afwijking van de
spiketesten in vergelijking met de referenties. Er kan besloten worden dat de toevoeging van
surfactanten bij de geteste concentraties geen significante invloed heeft op de groei van de
actief-slibvlokken. Hierbij dient opgemerkt te worden dat de test ongeveer 24u duurde, bij een
groter tijdspanne zou hier eventueel wel een effect waarneembaar zijn.
Tabel 6: De gemeten MLSS-waarden (g/L) en bijhorende standaarddeviaties na respirometrie van zowel spike- als
referentiemeting, Het gemiddelde wordt steeds genomen van twee metingen, indien geen twee herhalingen werden
uitgevoerd is dit aangeduid met een *.
Municipaal actief slib
Co
ncen
trati
e s
urf
acta
nt
(pp
m)
Foryl Serwet Syntergent
staal referentie staal referentie staal referentie
1 4.0 ± 0.1 4.1 ± 0.1 4.6 * 4.9 * 4.1 * 4.1 * g/L
5 4.1 ± 0.1 4.2 ± 0.1 4.3 ± 0.1 4.1 ± 0.3 4.6 ± 0.4 4.9 ± 0.2 g/L
10 4.3 ± 0.1 4.3 ± 0.2 4.0 ± 0.1 4.2 ± 0.1 4.5 ± 0.3 4.1 ± 0.3 g/L
Industrieel actief slib
Foryl Serwet Syntergent
staal referentie staal referentie staal referentie
1 6.4 ± 2.0 6.3 ± 1.8 3.9 ± 0.2 3.9 ± 0.2 3.7 ± 0.2 4,1 ± 0.2 g/L
5 4.0 ± 0.3 3.9 ± 0.1 5.0 ± 1.1 5.5 ± 0.8 4.8 ± 0.5 4,4 ± 0.3 g/L
10 4.3 ± 0.3 4.2 ± 0.1 4.3 ± 0.1 4.0 ± 0.2 4.2 ± 0.3 4,0 ± 0.1 g/L
4.2.5. Besluit
Desondanks Foryl AW de zuiverste samenstelling heeft en hoofdzakelijk uit
dioctylsulfosuccinaat bestaat, ondervindt het gebruikte actief slib voornamelijk negatieve
invloeden op zijn werking door dit surfactant. De nevencomponenten in zowel Syntergent ASC
en Serwet WH175 oefenen geen negatieve invloed uit op de werking van het actief slib.
Integendeel, ze reduceren de negatieve invloed van dioctylsulfosuccinaat. Bij gebruik van
municipaal actief slib wordt in sommige gevallen wel een inhiberende invloed teruggevonden
bij gebruik van Syntergent ASC. Over de nevencomponenten van Syntergent ASC wordt in de
huidige literatuur niets teruggevonden met betrekking tot het effect op actief slib.
60
Bij gebruik van municipaal actief slib, wordt bij toevoeging van Foryl AW, tekenen van
deflocculatie-eigenschappen teruggevonden. Zo is bijvoorbeeld het gehalte aan zwevende
stoffen hoger in het effluent dan in het influent bij een concentratie van 10 ppm. Bij diezelfde
concentratie wordt een hogere SVI-waarde teruggevonden, wat duidt op een afname in
bezinkbaarheid. Analoog aan de bevindingen van Van Dierdonck et al. (2013) zal een afname
in vlokdiameter (onderzocht in 4.3., p 68) terug te vinden zijn, op voorwaarde dat deze
bevindingen gevolg zijn van deflocculatie.
Wanneer de werking van het municipaal actief slib wordt vergeleken met het industrieel actief
slib, wordt verwacht dat industrieel actief slib, door adaptatie aan de verwerking van
surfactanten, minder invloed zou ondervinden na toevoeging van Foryl AW, Serwet WH 175
of Syntergent ASC. Tegen de verwachtingen in werd enkel bij analyse van de COD- en NH4+-
N-verwijdering deze hypothese bevestigd. Bij de verwijdering van SS of afname in SVI, was
het effect op industrieel actief slib vergelijkbaar met het effect op municipaal actief slib.
61
4.3. Effect op de morfologie van het actief slib
Naast een mogelijk effect op de activiteit, de werking en de groei van het actief slib, kan de
toevoeging van de geselecteerde anionische surfactanten een invloed uitoefenen op de
morfologie van het actief slib. Uit voorgaand onderzoek omtrent de invloed van anionische
surfactanten op de morfologie van actief slib, werd geconcludeerd dat de vlokoppervlakte van
municipaal actief slib tot 30 % daalde na toevoeging van lage concentraties SDS (2.5 tot 25
ppm) en tot 60 % afnam bij hogere concentraties SDS (250 tot 2500 ppm) (Liwarska-Bizukojc
en Bizukojc, 2005). Tijdens deze masterproef wordt met lagere concentraties gewerkt (<10
ppm), aangezien deze concentraties dichter aanleunen bij de huidige situatie in de
textielveredelingsindustrie. Zowel voor als na de respirometrische meting wordt een
microscopische analyse uitgevoerd op de morfologie van de actief-slibvlokken. Hierbij wordt
de equivalente diameter (Deq in µm) berekend en vergeleken met deze van de referentie. De
equivalente diameter wordt bekomen via onderstaande formule:
𝐷𝑒𝑞 (µ𝑚) = 2 ∗ √𝑜𝑝𝑝𝑒𝑟𝑣𝑙𝑎𝑘𝑡𝑒 (µ𝑚2)
𝜋 (23)
Opnieuw wordt deze analyse zowel met industrieel- als municipaal actief slib uitgevoerd zodat
de vergelijking gemaakt kan worden tussen geadapteerd en niet-geadapteerd actief slib. Bij
het berekenen van de equivalente diameter wordt steeds het gemiddelde van 50 metingen
(vlok-oppervlaktes) genomen. Bekomen waarden worden in Tabel 7 weergegeven met
bijhorende standaarddeviatie en procentuele verhouding ten opzichte van de referentiemeting.
De procentuele verhouding wordt berekend via de formule:
𝑉𝑒𝑟ℎ𝑜𝑢𝑑𝑖𝑛𝑔 (%) =𝐷𝑒𝑞𝑠𝑝𝑖𝑘𝑒
𝐷𝑒𝑞𝑟𝑒𝑓∗ 100 (24)
Door technische problemen zijn de data van de microscopische analyse na toevoeging van
Serwet WH 175 (municipaal actief slib) en de data van Syntergent ASC (industrieel actief slib)
niet beschikbaar. Er wordt bijgevolg steeds vergeleken tussen het ‘puur’ product (Foryl AW)
en het product met nevencomponenten (Serwet WH 175 of Syntergent ASC).
Bij gebruik van municipaal actief slib heeft een toevoeging van zowel 5 als 10 ppm Foryl AW
en 10 ppm Syntergent ASC geen invloed op de morfologie van de actief-slibvlokken. De
bekomen equivalente diameters zijn niet significant verschillend van deze tijdens de
referentiemeting. Het toevoegen van 1 en 5 ppm Syntergent ASC leidt tot een afname van 20
% in vlokdiameter. Wanneer wordt teruggekeken naar de bekomen data bij SS-verwijdering
en SVI-verhouding, is geen correlatie terug te vinden. Er dient opgemerkt te worden dat de
fout op de meting bij toevoeging van 1 en 5 ppm Syntergent ASC zeer groot is desondanks
het feit dat dit het gemiddelde is van 50 metingen. Deze variatie kan te verklaren zijn door de
biologische variabiliteit van het actief-slibsysteem.
62
De bekomen waarden bij toevoeging van Foryl AW, bevestigen het vermoeden dat de
aanwezigheid van Foryl AW, deflocculatie van het actief slib veroorzaakt. Na toevoeging van
1 ppm Foryl AW is de equivalente vlokdiameter slechts 68 % t.o.v. de referentiemeting. Naar
analogie met Van Dierdonck et al. (2013) is tijdens deze masterproef een toename aan SS in
het effluent, een reductie in bezinkbaarheid en een afname in vlokdiameter gekwantificeerd.
Deze parameters geven aan dat de toegevoegde component deflocculatie van het actief slib
teweegbrengt.
Na analyse van het effect op de morfologie van het gebruikte industrieel actief slib, wordt
teruggevonden dat enkel de toevoeging van 1 ppm Serwet een significante reductie in
vlokdiameter veroorzaakt. Analoog aan de toevoeging van Syntergent ASC aan het municipaal
actief slib wordt bij toevoeging van 1 ppm Serwet aan industrieel actief slib, geen significante
invloed op de verwijdering van SS of verhouding in SVI opgemerkt. Naar aanleiding van de
grote fout op de metingen, bij toevoeging van 1 ppm Serwet, wordt er opnieuw besloten dat
de afwijkende waarde te wijten is aan de biologische variabiliteit van het gebruikte actief slib.
Tabel 7: Equivalente diameter (Deq in µm) met bijhorende standaarddeviatie. Voor elke diameter werd het
gemiddelde genomen van 50 metingen. De verhouding ten opzichte van de referentie wordt weergeven voor elke
concentratie.
Municipaal actief slib
Foryl Syntergent
Co
ncen
trati
e (
pp
m) Deqspike (µm) Deqref (µm) Verhouding
(%)
Deqspike (µm) Deqref (µm) Verhouding
(%)
1 48.2 ± 36.6 71.2 ± 52.9 68 64.4 ± 58.5 80.8 ± 70.0 80
5 70.8 ± 57.7 73.1 ± 54.2 97 72.9 ± 67.2 92.3 ± 75.9 79
10 71.2 ± 54.9 69.5 ± 50.7 102 64.5 ± 61.1 63.5 ± 46.3 102
Industrieel actief slib
Foryl Serwet
Co
ncen
trati
e (
pp
m) Deqspike (µm) Deqref (µm) Verhouding
(%)
Deqspike (µm) Deqref (µm) Verhouding
(%)
1 54.7 ± 48.8 54.9 ± 42.7 100 28.3 ± 21.6 37.0 ± 34.6 77
5 54.3 ± 44.9 52.7 ± 49.7 103 64.1 ± 55.4 65.6 ± 18.6 98
10 31.0 ± 24.4 33.0 ± 28.4 94 32.0 ± 23.3 30.6 ± 23.0 105
63
Algemeen besluit
In kader van het OMBAT project werd tijdens deze masterproef het effect van drie
dioctylsulfosuccinaat-gebaseerde surfactanten op actief slib onderzocht. Foryl AW wordt als
zuivere component beschouwd, daar dit surfactant naast dioctylsulfosuccinaat geen
nevencomponenten bevat. Serwet WH 175 wordt tijdens dit onderzoek benaderd als
bisubstraat-systeem aangezien deze naast dioctylsulfosuccinaat, een niet-ionogene
oppervlakte actieve stof (isotridecylalcohol) bevat. Syntergent ASC bestaat grotendeels uit
dioctylsulfosuccinaat, maar bevat hiernaast nog 2 nevencomponenten (ammoniumfosfinaat en
2-methyl-2,4-pentaandiol). De gebruikte anionische surfactanten worden alle drie geklasseerd
als gemakkelijk biologisch afbreekbaar, dit werd echter niet teruggevonden in deze studie.
Tot op heden werd er nog niet veel onderzoek uitgevoerd, specifiek op de component
dioctylsulfosuccinaat. Er werd wel heel wat informatie teruggevonden over anionische
surfactanten in het algemeen. Uit voorgaand onderzoek bleek dat anionische componenten
een invloed uitoefenen op de COD-verwijdering en morfologie van het actief slib. Hiernaast
werden studies teruggevonden die adsorberende eigenschappen aantoonden van specifieke
anionische componenten.
In een eerste deel werd het effect van de zuivere surfactanten, bij concentraties tussen 5 en
120 ppm, op municipaal actief slib onderzocht. Hierbij werden BODst, sOURmax en procentuele
COD-verwijdering vergeleken tussen de verschillende surfactanten. Algemeen werd er
besloten dat het municipaal actief slib de meeste moeilijkheden ondervond om lage
concentraties aan Foryl AW te verwerken. Serwet WH 175 bleek beter afbreekbaar te zijn dan
Foryl AW en Syntergent ASC. Wanneer de BOD5/COD-verhouding vergeleken werd, bleek
Foryl AW het beste biologisch afbreekbaar surfactant. Hierbij dient opgemerkt te worden dat
de BOD5/COD-verhouding onafhankelijk is van de concentratie. Er werd gesuggereerd dat
actief slib enkel moeilijkheden ondervond met lage concentraties (< 40 ppm) Foryl AW.
Tijdens het tweede experiment werden spike-testen uitgevoerd waarbij surfactanten werden
toegevoegd aan influent. Hierbij werd een vergelijking gemaakt tussen niet-aangepast slib
(municipaal actief slib, RWZI van Aquafin NV) en geadapteerd actief slib
(textielveredelingsbedrijf Tardel NV, Ronse). Na analyse van de biodegradeerbaarheid van de
surfactanten en het effect op de activiteit (sOURmax) van het actief slib, werd geconcludeerd
dat geadapteerd actief slib, tegen alle verwachtingen in, een grotere negatieve invloed
ondervond van de toegevoegde surfactanten. Verder werd opnieuw de grootste invloed
teruggevonden na toevoeging van Foryl AW. Wanneer het effect van de toegevoegde
surfactanten op de werking van het actief slib werd geanalyseerd, werd teruggevonden dat het
geadapteerde slib de minste invloed ondervindt van de toegevoegde surfactanten, wat zeer
eigenaardig is gezien de vorige conclusie. Bij dit experiment werden ook moeilijkheden
ondervonden na toevoeging van Foryl AW en dit voornamelijk bij gebruik van municipaal actief
slib. De groei van het actief slib werd niet significant beïnvloed door de toegevoegde
64
componenten. Tot slot werd het effect op de morfologie van het actief slib onderzocht door de
equivalente diameter te analyseren. Hierbij werd geen significant verschil teruggevonden
tussen al dan niet-geadapteerd actief slib, er werd enkel een significante reductie in diameter
teruggevonden bij toevoeging van Foryl AW aan municipaal actief slib.
Over het algemeen kan besloten worden dat actief slib de minst negatieve invloed ondervindt
bij toevoeging van Serwet WH 175, wat mogelijk te verklaren is door zijn eigenschappen als
bisubstraat-systeem. Hiernaast werden in sommige gevallen inhiberende invloeden
ondervonden bij toevoeging van Syntergent ASC. Dit dient verder onderzocht te worden,
aangezien in de literatuur niks teruggevonden werd over deze componenten. Tot slot bleek
toevoeging van Foryl AW in bijna alle experimenten de grootste negatieve invloed uit te
oefenen op het actief slib.
Het afwijkend gedrag van Foryl AW kan verklaard worden na vergelijking van de verschillende
onderzochte parameters (COD-, NH4+-N- en SS-verwijdering; bezinkbaarheid; groei en
morfologie). Uit een stijging in SS in het effluent, toename aan SVI en reductie in equivalente
diameter van de slibvlokken, wordt namelijk geconcludeerd dat Foryl AW, bij lage
concentraties, deflocculatie van het actief slib teweegbrengt.
In toekomstig onderzoek zou het interessant zijn om de inhiberende invloed van Syntergent
ASC te onderzoeken. Verder zou het opvolgen van adsorptie, bijvoorbeeld bij het uitvoeren
van meer herhalingen van de spiketesten, specifiekere resultaten van de COD-verwijdering
kunnen opbrengen. Idealiter zou er een data-analyse uitgevoerd worden op deze resultaten,
maar dit was niet mogelijk doordat er slechts twee herhalingen uitvoerbaar waren, wegens
limitatie in tijd en materiaal. Aangezien BODst-metingen weinig informatie geven over het effect
van de surfactanten op de microbiële gemeenschap van het actief slib zou het uitvoeren van
ecotoxiciteitstesten een beter beeld kunnen geven over de mogelijks negatieve effecten van
de surfactanten op het actief slib. Tot slot zou een adaptatie-test met gebruik van municipaal
actief slib enerzijds een beeld kunnen geven van de duur nodig zodat actief slib aangepast is
aan een surfactant-rijk influent. Anderzijds zou er een betere vergelijking kunnen gemaakt
worden tussen de initiële activiteit (als niet-aangepast actief slib) en geadapteerd actief slib.
65
Referentielijst
Abd-Elhady M.S., Zayed S.I.M., Rindt C.C.M. (2011). Removal of dust particlesfrom the
surface of solar cells and solar collectors using surfactants. Heat exchanger fouling and
cleaning. 342-348
Alinsafi A., da Motta M., Le Bonté S., Pons M.N., Benhammou A. (2006). Effect of variability
on the treatment of textile dyeing wastewater by activated sludge. Dyes and Pigments (69) 31-
39.
AAQUA NV. (2016) Geraadpeegd op 12 februari, 2016 via
<http://www.aaqua.be/nl/secties/biologische-zuivering>
Aquafin NV. (2015) Geraadpleegd op 8 november, 2015 via
<http://www.aquafin.be/nl/indexb.php?n=9&e=43&s=48>
Chapman RW, Sillery J, Fontana DD, Matthys C, Saunders DR.(1985). Effect of oral dioctyl
sodium sulfosuccinate on intake-output studies of human small and large intestine.
Gastroenterology. (89)489-93
Chu H.C., Chen K.M. (2002). Reuse of activated sludge biomass: I. Removal of basic dyes
from wastewater by biomass. Process Biochemistry (37). 595–600
Dalzel D.J.B., Alte S., Aspichueta E., de la Sota A., Etxebarria J. (2001). A comparison of five
rapid direct toxicity assessment methods to determine toxicity of polluants to activated sludge.
Chemosphere (47). 535-545.
Dereszewska A. (2015). Sorption of anionic surfactants on activated sludge from biological
wastewater plant. Gdynia Maritime University, Poland
Gruwez, J. (2012). Wegwijs in de industriële waterzuivering. Mechelen: Kluwer
Gutiérrez M., Etxebarria J., de las Fuentes L. (2002). Evaluation of wastewater toxicity:
comparative study between Microtoxs and activated sludge oxygen uptake inhibition. Water
Research (36). 919–924
Hagman M. en La Cour Jansen J. (2007). Oxygen uptake rate measurements for application
at waste water treatment plants. Vatten. (63) 131-138.
Jouanneau S., Recoules L., Durand M.J., Boukabache A., Picot V., Primault Y., Lakel A.,
Sengelin M, Barillon B., Thouand G. (2014). Methods for assessing biochemical oxygen
demand (BOD): A review. Water Research (49). 62–82
66
Kochany, J. en Lipezynska-Kochany, E. (2009). Evaluation of biological treatment of industrial
wastewater using aerobic and anaerobic respirometry. Fresenius environmental bulletin. (18).
Kong Z., Vanrolleghem P., Willems P., Verstraete W. (1996). Simultaneous determination of
inhibition kinetics of carbon oxidation and nitrification with a respirometer. Water research (30).
825-836.
Kulikowska D., Klimiuk E., Drzewicki A. (2007). BOD5 and COD removal and sludge
production in SBR working with or without anoxic phase. Bioresource Technology (98). 1426-
1432.
LACSD (2016). Wastewater Treatment and Water Reclamation. Geraadpleegd op 16 mei,
2016 via < http://www.lacsd.org/wastewater/wwfacilities/moresanj.asp>
Lepik R. en Tenno T. (2011). Biodegradability of phenol, resorcinol and 5-methylresorcinal as
single and mixed substrates by activated sludge. Oil shale (28). 425-446.
Lin F.S.D. (2016). Dioctyl sodium sulfosuccinate. Geraadpleegd op 23 maart, 2016 via
<http://www.inchem.org/documents/jecfa/jecmono/v2 8je16.htm>
Liwarska-Bizukojc E.en Bizukojc M. (2005). Digital image analysis to estimate the influence of
sodium dodecyl sulphate on activated sludge flocs. Process biochemistry (40). 2067-2072.
Liwarska-Bizukojc E.en Bizukojc M. (2006). Effect of selected anionic surfactants on activated
sludge flocs. Enzyme and microbiological technology (39). 60-668.
Lubello C., Caffaz S., Mangini L., Santini D., Caretti C. (2007). MBR pilot plant for textile
wastewater treatment and reuse. Water science and technology. (10): 115-124.
Maeseele M. (2015). Screening van de biodegradeerbaarheid van
textielveredelingscomponenten door middel van respirometrische metingen (Ongepubliceerd
eindwerk). Universiteit Gent, Gent.
Markaryan Sh. A., Sarkisyan A. R., Shaginyan G. A. (2009). Effect of the dioctyl sodium
sulfosuccinate (AOT) concentration on the properties of the AOT–n-heptane–DMSO–Water
micellar System. Russian Journal of Physical Chemistry (89). 1808–1813
Mata A.M.T., Pinheiro M.H., Lourenco N.D. (2015). Effect of sequencing batch cycle strategy
on the treatment of a simulated textile wastewater with aerobic granular sludge. Biochemical
Engineering Journal. (104) 106-114.
Melcer H. (2003). Methods for watsewater characterisation in activated sludge modeling.
Water environment research foundation.
67
Mesquita D.P., Amaral A.L., Ferreira E.C. (2013). Activated sludge characterization trough
microscopy: A review on quantitative image analysis and chemometric techniques. Analytica
Chimica Acta. (802) 14-28.
Mesquita D.P., Dias O., Amaral A.L.(2009). Monitoring of activated sludge settling ability
through image analysis: validation on full-scale wastewater treatment plant. Bioprocess
Biosyst Eng (32). 361-367.
Metcalf en Eddy. (2004). Waste water engineering, treatment and reuse. (Vierde editie). New
York: McGraw-Hill.
NEIWPCC (2005). Sequencing batch reactor design and operational considerations. Lowel:
New England Interstate Water Pollution Control Commission.
Neumegen R.A., Fernandez-Alba A.R., Chisti Y. (2004). Toxicities of triclosan, phenol and
coppersulfate in activated sludge. Environmental toxicology (20). 160-164.
OECD 302. (1992). Guideline for testing of chemicals. Zahn-Wellens/EMPA(1)Test
OECD 209. (2010). Guideline for testing of chemicals. Activated Sludge, Respiration Inhibition
Test (Carbon and Ammonium Oxidation)
Pescod, M.B.(1992). Wastewater treatment and use in agriculture. FAO irrigation and drainage
paper 47
Proksova M., Vrbanova A., Sladchova D., Gregorova D., Augustin J. (1999). Dialkyl
sulphosuccinate toxicity towards Commonas terrigena N3H.J Trace microprobe tech (16). 475-
480.
Salanitro J.P., Langston G.C., Dorn P.B. (1988). Activated sludge treatment of ethoxylate
surfactants at high industrial use concentrations. Water and wastewater microbiology (1). 1-6.
Samudro G. en Mangkoedihardjo S. (2010). Review on BOD, COD and BOD/COD ratio: A
triangle zone for toxic, biodegradable and stable levels. International Journal of Academic
Research. (2)
Scott M.J., Jones M.N. (2000). The biodegradation of surfactants in the environment.
Biochimica et biophysica Acta (BBA) – Biomembranes. (1508). 235-251.
Sezgin M. (1981). Variation of sludge volume index with activated sludge charasteristics.
Water research (16). 83-88.
Spanjers, H. (1993). Respirometry in activated sludge. [Doctoraat]. Landbouwuniversiteit
Wageningen.
68
Sykes R.M., Rubin A.J., Rath S.A., Chang M.C. (1979). Treatability of a nonionic surfactant by
activated sludge. Water polution control federation (51). 71-77.
Ubay Cokgor E., Insel G., Aydın E., Ozdemir S., en Orho D. (2011) Respirometric evaluation
of strong wastewater activated sludge treatment for a complex chemical industry. Survival and
Sustainability. Environmental Earth Sciences.1139-1148.
UNEP. (2016). Lagoons. Geraadpleegd op 16 mei, 2016 via:
<http://www.unep.or.jp/ietc/Publications/TechPublications/TechPub-15/2-4/4-2-3.asp>
Van Dierdonck J., Van den Broeck R., Vansant A., Van Impe J., Smets I. (2013). Microscopic
image analysis versus sludge volume index to monitor activated sludge bioflocculation – a
case study. Separation Science and Technology, 48 (10), 1433-1441
Verma A.K., Dash R.R., Bhunia P. (2012). A review on chemical coagulation/flocculation
technologies for removal of colour from textile wastewaters. Journal of Environmental
Management (93) 154-168.
Xiao Y., De Araujo C., Chau Sze C., Stuckey D.C. (2015). Toxicity measurement in biological
wateswater treatment proces: A review. Journal of hazardous materials (286). 15-29.
Ying G. (2006). Fate, behaviour and affects of surfactants and their degradation products on
the environment. Environment international (32). 417-431.
Zgajnar Gotvajn A. en Zagorc-Koncan J. (2004). Characterization of textile wastewater: Its
environmental impact and biotreatability. University of Ljubljana, Faculty of Chemistry and
Chemical Technology. (3) 309–31.
Zhang C., Tezel U., Li K., Liu D., Ren R., Du J., Pavlostathis S.P. (2011). Evaluation and
modeling of benzalkonium chloride inhibition and biodegradation in activated sludge. Water
research (45) 1238 -1246.
69
Bijla
ge
1:
MS
DS
-fich
es
va
n d
e g
eb
ruik
te s
urfa
cta
nte
n e
n
an
tisc
hu
imm
idd
el
Fo
ryl A
W
70
71
72
73
Se
rwe
t WH
175
74
75
76
77
Sy
nte
rgen
t AS
C
78
79
80
DC
/AM
06
81
