Geavanceerde Afvalwater- en Waterbehandelingsoplossingen: Duurzame Technologieën voor Schoon Water

Water was eeuwenlang een goedkope en overvloedige productienut die de staalindustrie als vanzelfsprekend beschouwde. In de huidige situatie worden waterbronnen echter steeds schaarser door de groeiende onevenwichtigheid tussen de beschikbaarheid van zoet water en het verbruik. Daardoor is de toegang tot schoon en veilig water een van de grootste uitdagingen van de moderne samenwording geworden. De watervraag blijft stijgen door: (i) bevolkingsgroei en migratie naar droogtegevoelige gebieden, (ii) snelle industriële ontwikkeling en toenemend watergebruik per capita, en (iii) klimaatverandering die leidt tot veranderende weerspatronen in bevolkte gebieden. Hierdoor is de staalindustrie in een nieuw, waterbeperkt tijdperk getreden. Bovendien zijn de zorgen over milieuverontreiniging de afgelopen drie decennia wereldwijd toegenomen, wat heeft geleid tot strenger milieuregelgeving.

Watergebruik in de staalindustrie

De staalindustrie gebruikt enorme hoeveelheden zoet water voor diverse doeleinden: koeling, stofdemping, reiniging, temperatuurbehandeling (warmtebehandeling), transport van afvalmaterialen (as, slib, schilfer) en andere toepassingen. Water is essentieel voor sommige staalfabriekprocessen zoals toevoeging van water om de vochtgehalte van de cokeskoolmengsel te regelen, pelletiseren van sintermengsel, vervaardiging van groene pelletten bij de productie van ijzererts-pellets, productie van stoom en dus elektriciteit, en granulatie van hoogovenslak.

Het gebruik van grote hoeveelheden water genereert ook aanzienlijke hoeveelheden afvalwater dat moet worden gelost. Afvalwaterlozingen uit de staalindustrie worden erkend als een van de factoren van aquatische verontreiniging. Afvalwater dat ontstaat in staalfabriekprocessen bevat veel opgeloste en onopgeloste stoffen en chemicaliën.

Hoofdgebruik van proceswater

De belangrijkste toepassingen van proceswater door ijzer- en staalfabriekprocessen omvatten koeling en reiniging van procesafgassen, directe koeling van cokes en slak, directe koeling en reiniging van staal, productinspoeling, aanmaak van procesoplossingen, en directe koeling van procesapparatuur. Het grootste deel van het water dat door de ijzer- en staalfabriek wordt gebruikt, dient voor contactloze koeling van verwerkingsapparatuur. Water wordt ook gebruikt voor stoom- en elektriciteitsopwekking.

Classificatie van afvalwater

Procesafvalwater wordt gedefinieerd als elk afvalwater dat in direct contact komt met het proces, product, bijproducten of grondstoffen voor de productie van ijzer en staal. Procesafvalwater omvat ook afvalwater van slakverkoeling, apparatuurreiniging, luchtreinigingsapparaten, spoelwater en verontreinigd koelwater. Sanitair afvalwater en regenwater worden niet als procesafvalwater beschouwd. Contactloos koelafvalwater is koelwater dat niet direct in contact komt met het proces, producten, bijproducten of grondstoffen. Dit afvalwater wordt niet als procesafvalwater beschouwd. Niet-procesafvalwater is dat welke ontstaat door niet-procesoperaties zoals utility-afvalwater (waterbehandelingsresidualen, ketelafblaaswater, luchtreinigingsafvalwater van warmteherstelinstallaties, en water gegenereerd door co-generatiefaciliteiten), behandelde of onbehandelde afvalwater uit grondwatersaneringsystemen, ontwateringswater voor bouwputten, en andere afvalwaterstromen niet geassocieerd met productieprocessen.

Een afvalwaterlozing betekent de afgifte van behandeld of onbehandeld afvalwater in een ontvangend waterlichaam. Een lozing kan plaatsvinden vanuit een waterzuiveringsinstallatie of door een overflow in het rioleringsysteem. Onbehandelde afvalwaterlozing kan verschillende ongewenste condities creëren: (i) zuurstofverarming en geurproductie in de waterloop, (ii) negatieve effecten op de menselijke gezondheid door de aanwezigheid van pathogene micro-organismen, (iii) slib- en schuimaanwas, (iv) eutrofiering van waterlichamen door de groei van waterplanten en algen omdat afvalwater bepaalde hoeveelheden nutriënten kan bevatten, en (v) productie van grote hoeveelheden geurige gassen door de afbraak van organische verbindingen in afvalwater. Deze lozing bijdraagt aan de verontreiniging van de waterlichamen in het gebied als het niet goed wordt behandeld en onschadelijk gemaakt voordat het wordt gelost. Daarom is de behandeling van afvalwater een absolute noodzaak voordat het het bedrijfsterrein verlaat en in natuurlijke waterlichamen wordt gelost.

Verontreinigingen in afvalwater

De verontreinigingen die typisch in onbehandeld water worden gevonden, kunnen breed worden ingedeeld in vier basisklassen: (i) organische verontreinigingen, (ii) anorganische verontreinigingen, (iii) pathogenen, en (iv) overige verontreinigingen.

Vaste stoffen

Totale vaste stoffen in afvalwater kunnen in de vorm van opgeloste of opgeschorte vaste stoffen voorkomen. Opgeschorte vaste stoffen kunnen kolloidale vaste stoffen (die niet bezinken) of bezinkbare vaste stoffen zijn. Opgeschorte vaste stoffen (SS) leiden tot de ontwikkeling van slibafzettingen en anaerobe condities wanneer onbehandeld afvalwater in de aquatische omgeving wordt gelost. Totale opgeschorte vaste stoffen (TSS) omvatten alle deeltjes die door een filter gaan. Naarmate de TSS-niveaus stijgen, begint een waterlichaam zijn vermogen te verliezen om een diversiteit aan aquatisch leven te ondersteunen. Opgeschorte vaste stoffen absorberen warmte van zonlicht, wat de water temperatuur verhoogt en daardoor het niveau van opgeloste zuurstof verlaagt. Sommige vaste stoffen kunnen ook drijvende vaste stoffen zijn, meestal samengesteld uit olie- of vetdeeltjes die de schuimlaag vormen. Schuim wordt het gemakkelijkst verwijderd door oppervlakte-afschuimapparatuur.

Biologisch afbreekbare organische stoffen

Biologisch afbreekbare organische stoffen bestaan hoofdzakelijk uit eiwitten, koolhydraten en vetten. Ze worden meestal gemeten in termen van BOD (biochemisch zuurstofverbruik) en COD (chemisch zuurstofverbruik). BOD, een belangrijke maat voor waterkwaliteit, meet de hoeveelheid zuurstof die bacteriën en andere organismen nodig hebben om de organische stof in een watermonster over een periode van 5 dagen bij 20°C te oxideren. COD meet alle organische koolstof met uitzondering van sommige aromaten (benzeen, tolueen, fenol etc.) die niet volledig geoxideerd worden in de reactie. COD is een chemische oxidatiereactie. Hoge BOD en COD bijdragen aan lage zuurstofconcentraties in waterlichamen en beïnvloeren gezamenlijk het aquatische leven nadelig. De biologische stabilisatie van biologisch afbreekbare organische stoffen kan leiden tot uitputting van natuurlijke zuurstofbronnen en tot de ontwikkeling van septische condities, als ze onbehandeld in de omgeving worden gelost.

Pathogenen

Pathogenen zijn micro-organismen die ziekten veroorzaken of kunnen veroorzaken. Besmettelijke ziekten kunnen worden overgedragen door de pathogene organismen in afvalwater.

Nutriënten

Zowel stikstof als fosfor, samen met koolstof, zijn essentiële nutriënten voor groei. Wanneer ze in de aquatische omgeving worden gelost, kunnen deze nutriënten leiden tot de groei van ongewenst aquatisch leven. Bij overmatige lozing op land kunnen ze ook leiden tot verontreiniging van het grondwater.

Kritische verontreinigingen

Dit zijn organische en anorganische verbindingen die eigenschappen hebben van onbekende of vermoedelijke carcinogeniciteit, mutageniciteit, of hoge acute toxiciteit. De aanwezigheid van deze verbindingen in afvalwater moet worden geminimaliseerd om redenen van volksgezondheid en om de biologische behandelprocessen te beschermen.

Refractaire organische stoffen

Deze organische stoffen verzetten zich tegen conventionele methoden van afvalwaterbehandeling. Typische voorbeelden zijn oppervlakte-actieve stoffen, fenolen en landbouwbestrijdingsmiddelen. Sommige kunnen toxisch zijn voor biologische behandelprocessen.

Zware metalen

Zware metalen kunnen aanwezig zijn in het afvalwater dat ontstaat in de verschillende eenheden van de staalfabriek. Deze zware metalen moeten worden verwijderd als het afvalwater wordt gelost in een waterlichaam dat als drinkwaterbron dient. De aanwezigheid van zware metalen kan ook de hergebruik van bio-solids (gestabiliseerd afvalschilfer) op landbouwgrond beïnvloeden.

Opgeloste anorganische stoffen

Anorganische bestanddelen zoals calcium, natrium en sulfaat kunnen aanwezig zijn in afvalwater van sommige eenheden van de staalfabriek. Deze moeten worden verwijderd als het afvalwater wordt gelost in een waterlichaam dat als drinkwaterbron wordt gebruikt.

Opgeloste chemicaliën

Een groot bereik aan opgeloste chemicaliën kan in het afvalwater aanwezig zijn, afhankelijk van het proces. Dit vereist een zorgvuldige evaluatie van het type verontreiniging, hun concentratie, stroom, en gemak van biologisch afbreekbaarheid. Een concentratie van slechts 1 milligram per liter in het geloste water kan al tot gekleurd water leiden, wat de esthetische kwaliteit en doorzichtigheid van waterlichamen beïnvloedt. Het beïnvloedt ook de fotosynthese. Zuren en basen creëren lage of hoge pH-situaties. Sommige chemicaliën kunnen moeilijk afbreekbaar zijn door conventionele behandelprocessen.

Doelstellingen van waterbehandeling

De verschillende waterbehandelingsprocessen hebben hoofdzakelijk drie doelstellingen: (i) de inherent fysieke, chemische en biologische kwaliteiten van water van de inlaatbron te verlenen en te behouden die het geschikt maken voor specifieke gebruiken zoals drinkwater en gebruik in productieve processen, (ii) afvalwaterbehandeling toe te staan die de volksgezondheid beschermt tegen gezondheidsrisico's zonder schade aan het milieu te veroorzaken, en (iii) die eigenschappen van water in zijn natuurlijke omgeving te verlenen en te behouden die nodig zijn voor de instandhouding en ontwikkeling van aquatisch leven en vegetatie, en voor de voorziening van drinkwater voor vee en wilde dieren, of voor recreatieve en esthetische doeleinden.

Behandelingsmethoden en -technologieën

De behandeling van water of afvalwater steunt op een aantal individuele eenheidsoperaties die gecombineerd worden tot een proces, vaak aangeduid als een behandelingsschema. De eenheidsoperaties zijn allemaal gebaseerd op een relatief smal bereik van gouvernante principes. Dezelfde onderliggende mechanismen zijn van toepassing of het nu gaat om water uit de grond, meren, reservoirs, rivieren of de zee dat gezuiverd moet worden voor drinkwater, of om afvalwater (rioolwater of industriële uitlozing) te reinigen voor veilige lozing in het milieu.

Conventionele afvalwaterbehandelings-technologieën verbeteren de kwaliteit van afvalwater dat in het milieu wordt gelost en houden vervuilde wateren tegen om andere beschikbare schone waterbronnen te verontreinigen. Echter, deze behandelingstechnologieën maken afvalwater niet geschikt voor verdere nuttige toepassingen in gemeenschappen dicht bij de opwekkingspunten. Innovatieve en geavanceerde technologieën die de kwaliteit van afvalwater verder kunnen verbeteren, zijn nodig om deze beperking van conventionele technologieën te overwinnen, en om de wijdverspreide adoptie van hergebruikspraktijken te bevorderen.

Geavanceerde behandelingsprocessen

Geavanceerde behandelingsprocessen kunnen biologische processen, fysico-chemische processen, of een combinatie van beide (hybride processen) zijn. Biologische processen om nutriëntverontreinigingen zoals stikstof en fosfor te verwijderen, bieden het platform voor verdere afvalwaterbehandeling tot herbruikskwaliteit. Fysico-chemische processen zoals diepbedfiltratie, drijvend-mediafiltratie, en membraanfiltratie, spelen een grote rol onder behandelingstechnologieën voor waterhergebruik. Membraanfiltratie heeft significante voordelen over andere processen omdat ze hogekwaliteit effluent produceren dat weinig of geen desinfectie nodig heeft met minimale slibgeneratie. Hybride processen proberen de voordelen van zowel biologische als fysico-chemische processen in één stap te verkrijgen.

Categorieën van waterbehandelings-technologieën

De waterbehandelings-technologieën kunnen worden ingedeeld in vier algemene gebieden: (i) fysieke methoden, (ii) chemische methoden, (iii) biologische methoden en (iv) energie-intensieve methoden.

Fysieke processen

Fysieke processen verwijderen vaste stoffen uit afvalwater terwijl het door schermen of filtermedia stroomt, of vaste stoffen worden verwijderd door zwaartekrachtbezinking of luchtflotatie. Deeltjes die met lucht worden meegenomen, drijven naar het oppervlak en kunnen worden verwijderd. Fysieke methoden van afvalwaterbehandeling vertegenwoordigen een lichaam van technologieën dat grotendeels kan worden aangeduid als vaste-stof/loeistof-scheidings-technieken, waarvan filtratie een dominante rol speelt. Filtratietechnologie kan worden opgedeeld in twee algemene categorieën: conventioneel en niet-conventioneel. Deze technologie is een integraal onderdeel van drinkwater- en afvalwaterbehandelingsapplicaties. Het is echter maar één eenheidsproces binnen een modern waterbehandelingsinstallatie-schema, waar een veelvoud aan apparatuur en technologie-opties te selecteren is, afhankelijk van de uiteindelijke behandeldoelstellingen.

Chemische methoden

Chemicaliën worden in afvalwaterbehandeling gebruikt om veranderingen in de verontreinigingen te creëren die de mogelijkheid om ze te verwijderen vergroten. Veranderingen kunnen omvatten het vormen van flock of een zwaardere deeltjesmassa om de verwijdering door fysieke processen te verbeteren. Chemische behandelingsmethoden berusten op de chemische interacties van de verontaminanten die uit het water moeten worden verwijderd. De toepassing van chemicaliën helpt bij de scheiding van verontreinigingen van water, of helpt bij de destructie of neutralisatie van schadelijke effecten geassocieerd met verontreinigingen. Chemische behandelingsmethoden worden zowel als zelfstandige technologieën als integraal onderdeel van het behandelingsproces met fysieke methoden toegepast. Normaal worden chemische toevoeging en fysieke processen samen ingezet om behandeling te bieden.

Biologische behandelingsprocessen

Biologische behandelingsprocessen zijn systemen die micro-organismen gebruiken om organische verontreinigingen uit afvalwater af te breken. In afvalwaterbehandeling zijn natuurlijke biologisch-afbraakprocessen ingeperkt en versneld in systemen om organisch materiaal en nutriënten te verwijderen. De micro-organismen metaboliseren nutriënten, colloiden, en opgeloste organische stof, wat resulteert in behandeld afvalwater. Overmatige microbiële groei wordt uit het behandelde afvalwater verwijderd door fysieke processen. Biologische processen zijn de voorkeursmanier van behandeling omdat ze kosteneffectief zijn in termen van energieverbruik en chemisch gebruik.

Energie-intensieve technologieën

Onder de energie-intensieve technologieën hebben thermische methoden een dubbele rol in waterbehandelingsapplicaties. Ze kunnen worden toegepast als middel van sterilisatie, waardoor hoge-kwaliteit drinkwater wordt geproduceerd, en/of deze technologieën kunnen worden toegepast op de verwerking van de vaste afvalstoffen of slib, gegenereerd uit waterbehandelingsapplicaties. In de laatste gevallen kunnen thermische methoden in essentie op dezelfde manier worden toegepast als bij het conditioneren van water, namelijk om slib gecontamineerd met organische verontreinigingen te steriliseren, en/of deze technologieën kunnen worden toegepast voor volumevermindering. Volumevermindering is een cruciale stap omdat er uiteindelijk een afweging is tussen vervuild water en gevaarlijk vast afval. Energie-intensieve technologieën omvatten electro-chemische technieken, die grotendeels worden toegepast op drinkwaterapplicaties. Ze vertegenwoordigen zowel sterilisatie als conditionering van water om een drinkbare kwaliteit te bereiken.

Al deze vier technologiegroepen kunnen in waterbehandeling worden gecombineerd, of ze kunnen in selectieve combinaties worden gebruikt, afhankelijk van de doelstellingen van waterbehandeling. Binnen elke algemene technologieklasse is er een bereik aan zowel hardware als individuele technologieën die geselecteerd kunnen worden. De selectie van niet alleen het juiste eenheidsproces en hardware uit elke technologiegroep, maar de optimale combinaties van hardware en eenheidsprocessen uit deze vier groepen hangt af van factoren als: (i) de zuiverheidseisen van het uiteindelijke water-effluent uit de fabriek, (ii) de hoeveelheden en kwaliteiten van het effluentwater dat moet worden behandeld, (iii) de fysieke en chemische eigenschappen van de verontreinigingen die moeten worden verwijderd of neutralisatie in het effluentwater, (iv) de fysieke, chemische, en thermodynamische eigenschappen van de vaste afvalstoffen gegenereerd door waterbehandeling, en (v) de kosten van waterbehandeling, inclusief de kosten van behandelen, verwerken en storten van de vaste afvalstoffen.

Afvalwaterbehandeling in de staalindustrie

De behandeling van staalindustrie-afvalwater vereist een verscheidenheid aan strategieën om verschillende typen verontreinigingen te verwijderen. Deze strategieën bestaan uit: (i) vaste-stofverwijdering, (ii) olie- en vetverwijdering, (iii) verwijdering van biologisch afbreekbare organische stoffen, (iv) geactiveerd-slibproces, (v) sprinkelfilterproces, (vi) behandeling van toxische materialen, (vii) behandeling van zuren en basen, en (viii) behandeling van overige organische stoffen. De afvalwaterbehandelingseenheden in een staalfabriek worden ook wel effluentbehandelingsinstallaties (EBI) genoemd.

Doelstellingen van de EBI

De doelstellingen van de EBI zijn: (i) te waarborgen dat water van goede kwaliteit wordt gelost in de natuurlijke omgeving, (ii) verontreinigingen zo efficiënt mogelijk en tegen de laagste kosten te verwijderen, (iii) andere milieueffecten zoals geurcreatie, gasemissie, geluidproductie, en vastestortingsverwijdering te vermijden en/of te minimaliseren, (iv) behandeld water te produceren voor hergebruik en recycling, en (v) zouten te herwinnen als dat economisch haalbaar is. Bij het plannen van een EBI moeten de volgende eisen worden overwogen: (i) gewenste uitgaande effluentkwaliteit of vergunningseisen om te voldoen aan nationale, regionale, lokale en/of organisatorische richtlijnen, (ii) effluentvolume dat behandeld moet worden, (iii) capaciteit van de productiewerkplaats, (iv) complexiteit van de technologie, gemak van bediening, aanpasbaarheid, betrouwbaarheid en robuustheid, en energievereisten, (v) investerings- en operationele kosten, (vi) beschikbare landoppervlakte, en (vii) massa slibgeneratie en verwerkingsvereisten.

Behandeling van afvalwater geproduceerd door de diverse winkels van de staalfabriek vindt normaal plaats in een voor dat doel gebouwde effluentbehandelingsinstallatie in het productiegebied. De behandeling van het afvalwater die in dergelijke EBI's wordt uitgevoerd, verleent dergelijke kenmerken aan het afvalwater dat het veilig kan worden gelost van de fabriek naar de waterlichamen of kan worden gerecycled terug naar het proces, hetzij volledig, hetzij gedeeltelijk.

Behandelingsniveaus

De afvalwaterbehandelingsprocessen van de staalfabriek vallen in dezelfde vier groepen als eerder beschreven. De behandeling wordt uitgevoerd op vier niveaus: voorlopig, primair, secunder, en tertiair. Deze niveaus beschrijven de verschillende graden van behandeling van afvalwater.

Voorlopige behandeling

Het doel van de voorlopige behandeling is de verwijdering van materialen die blokkages, verstoppingen van downstream-apparatuur en apparatuurslijtage kunnen veroorzaken. Voorlopige behandeling wordt normaal uitgevoerd voordat het afvalwater naar de EBI wordt gezonden en voor het verbeteren van de prestaties van de EBI. Bij deze behandeling worden de grove vaste stoffen en andere grote materialen uit het afvalwater verwijderd. De verwijdering van deze materialen is essentieel voor het verbeteren van de operationele en onderhoudsefficiëntie van de daaropvolgende behandelingseenheden. Bij deze behandeling van afvalwater worden een aantal eenheidsprocessen gebruikt om de ongewenste kenmerken van afvalwater te elimineren. Deze omvatten normaal: (i) controle van de geur, en (ii) dergelijke operaties als pre-aëratie, grove vaste-stofmalaxatie, en verwijdering van grote materialen met behulp van schermen en roosters. Vaak wordt ook de verwijdering van olie en vet evenals pH-correctie uitgevoerd.

Primaire behandeling

Dit is de eerste stap in het afvalwaterbehandelingsproces of de tweede stap na de voorlopige behandeling. Primaire behandeling volgt de voorlopige behandeling en omvat fysieke en chemische behandeling om de pH van alkalische condities naar een pH nabij neutralisatie te corrigeren, en fysieke bezinking van opgeschorte vaste stoffen in primaire verhelderaars om de BOD- en SS-belasting op downstream-processen te reduceren. Over het algemeen vertegenwoordigt de adoptie van primaire verhelderings-eenheden minder problemen voor de downstream biologische procesoperatie. Bijvoorbeeld, er is een lagere hoeveelheid olie en vet en biomassa-accumulatie in de biologische reactor, wat mogelijke bezinking in de tank minimaliseert en de neiging tot 'niet-filamenteuze' opzwelling van geactiveerd-slibbiomassa reduceert. Primaire behandeling gebruikt in de meeste gevallen coagulatie-flocculatieprocessen om vaste-stofscheiding te verbeteren.

De doelstellingen van primaire behandeling zijn de verwijdering van bezinkbare organische en anorganische vaste stoffen door bezinking en verwijdering van drijvende materialen door afschuimen. Tijdens de primaire behandeling worden normaal ongeveer 35% tot 55% van de totale binnenkomende BOD, ongeveer 55% tot 75% van de totale SS, en ongeveer 70% van de olie en vet verwijderd. Enkele hoeveelheden organische fosfor en organische stikstof alsook zware metalen geassocieerd met vaste stoffen worden tijdens de primaire bezinking verwijderd, maar de kolloidale en opgeloste bestanddelen worden niet beïnvloed.

Tijdens de primaire behandeling wordt de fysieke scheiding van opgeschorte vaste stoffen uit het afvalwater met behulp van primaire verhelderaars uitgevoerd. De TSS en de geassocieerde BOD-niveaus worden in dit behandelingsproces verlaagd en het afval wordt voorbereid voor de volgende stap van de afvalwaterbehandeling. De verwijdering van de bezinkbare organische en anorganische vaste stoffen door bezinking en afschuimen van materialen is het hoofddoel van deze behandelingsstap.

Primaire behandeling omvat diverse fysico-chemische processen en zorgt voor een voldoende prestatie van de daaropvolgende behandelingsprocessen. Het hoofproces dat in de primaire behandeling wordt gebruikt, is bezinking, terwijl de hulp-processen fijnschermen, flocculatie en flotatie zijn. De flocculatie wordt normaal voorafgegaan door een chemische behandeling meestal met kalk, alum, of een proprietair chemisch middel. Het hoofddoel van deze behandeling is om metalen door neerslag te verwijderen en ook een deel van de gerelateerde kolloidale BOD te verwijderen om chemisch slib te genereren. De primaire behandeling past coagulatie-flocculatieprocessen toe om vaste-stofscheiding te verbeteren.

Flocculatie

Dit is een fysico-chemisch proces dat helpt om de aggregatie van viscieuze kolloidale en fijn gescheiden opgeschorte stoffen te bevorderen door fysieke menging en door hulp van chemische coagulant. Dit proces bestaat uit een snelmengtank en een flocculatietank. De afvalwaterstroom mengt met de coagulanten in een snelmengtank en wordt vervolgens door het flocculatiekom geleid waar een langzame menging van het afval plaatsvindt, wat de deeltjes toelaat zich te verzamelen in de vorm van meer bezinkbare en zwaardere vaste stoffen. Een betere menging wordt vergemakkelijkt met behulp van gediffundeerde lucht of mechanische roeren. Natuurlijke organische polymeren, anorganische electrolyten, en synthetische poly-electrolyten zijn de verschillende typen chemicaliën die voor de coagulatie worden gebruikt. Afhankelijk van de kenmerken en chemische eigenschappen van de verontreinigingen, worden specifieke chemicaliën geselecteerd.

Bezinking

Het hoofddoel van primaire bezinking is om scheiding van de vaste-stof- en vloeistoffase-fracties in het afvalwater toe te laten. Het verwijdert de gemakkelijk bezinkbare vaste stoffen met behulp van de zwaartekracht. De vaste stoffen zijn voornamelijk organisch evenals het drijvende materiaal zoals vetten, oliën, en vet. De bezinkte vaste stoffen worden primaire slib genoemd. Daarom verlaagt het proces de SS-inhoud van het influent-afvalwater. Hoewel het volume van primaire slib slechts ongeveer 2% is van het totale influent-afvalwatervolume, maakt het ongeveer 30% tot 40% uit van de organische belasting ontvangen (uitgedrukt als COD) en ongeveer 40% tot 60% van de SS-belasting. De scheidingswanden en olie-afschuimers om vetten en drijvende vaste stoffen te verwijderen, zijn in de bezinkingskamer opgenomen en er kunnen ook mechanische schrapers zijn voor verwijdering van slib van de bodem van de kamer.

De efficiëntie van vaste-stofverwijdering hangt af van de kenmerken van de bezinkingstank of verhelderaar. Een bezinkingstank is een inrichting die inlaat-baffling omvat voor energie-dissipatie, een rustzone voor deeltjesbezinking, mechanische middelen voor verwijdering van bezinkte vaste stoffen, en lage stroomsnelheid naar de uitlaat.

Flocculatie- en bezinkingstanks kunnen rechthoekig, circulair, of schuine-plaat (Lamella) zijn, de selectie ervan is gebaseerd op lokale locatiecondities, beschikbare oppervlakte, en ervaring van het ontwerpteam. Ideaal zijn twee of meer tanks nodig. Rechthoekige en Lamella-tanks gebruiken minder landoppervlakte dan circulaire tanks en zijn nuttig waar landbeschikbaarheid beperkt is.

Rechthoekige tanks hebben rechte stroompatronen om flocculatie te vergroten (bij chemisch ondersteunde bezinking) en retentietijd te reduceren. Het water komt binnen aan één uiteinde, passeert door een inlaat-baffling-regeling en doorloopt de lengte van de tank naar de effluent-overloopkanten en -goten. Ze zijn ontworpen om een lengte-breedteverhouding van 3:1 tot 5:1 te hebben, wat een grote effectieve bezinkingszone biedt die ideaale omstandigheden nauw benadert, en een bodemhelling van 1%. Een mechanische schraper aan de bodem beweegt de bezinkte slib naar een verzamelzone. Het slib wordt vervolgens afgegoten.

In circulaire verhelderaars (Fig 2) is het stroompatroon radiaal. Om het radiale stroompatroon te bereiken, wordt het afvalwater in de meerderheid van ontwerpen in het centrum of soms rond de omtrek van de tank geïntroduceerd. In het centrum-ontwerp wordt het afvalwater getransporteerd door een buis en centrale baffling bekend als de 'centrumput' en stroomt radiaal naar een overloop die rond de omtrek van de tank loopt. De centrumput heeft een diameter typisch tussen 15% tot 25% van de totale tankdiameter en hoogte van 1m tot 2,5m. De rustige bezinkingszone moet groot genoeg zijn om aan de overloopssnelheid en diepte-eisen voor discrete en flocculante bezinking te voldoen.

Behandeld water wordt afgeloten over V-gekervde overloopplaten. De vloer is helling gegeven om te helpen bij slibconcentratie en -verwijdering. Slib wordt verwijderd met behulp van mechanische harken. Typische retentietijd in een bezinkingstank is 2 tot 3 uur. Opgeschorte vaste stoffen verwijdering is 45% tot 55%.

Opgeloste-luchtflotatie

Luchtbellen worden in dit proces gebruikt. Ze zijn nodig om de opgeschorte deeltjes in afvalwater tot het oppervlak te brengen zodat de opgeschorte deeltjes gemakkelijk verzameld en verwijderd kunnen worden. De luchtbellen die in het afvalwater worden geïntroduceerd, hechten zich voornamelijk aan de deeltjes, waardoor deze drijven. De opgeschorte vaste stoffen, gedispergeerde olie en vetten uit het oliehoudende afvalwater en enkele andere effluenten kunnen worden verwijderd door het proces van opgeloste-luchtflotatie (OLF).

Voor verwijdering van olie en vet is opgeloste-luchtflotatie uitstekend geschikt, met name waar de specifieke zwaarte van opgeschorte vaste stoffen dichtbij 1,0 ligt. Het OLF-proces gebruikt geperstiseerde lucht om micro-luchtbellen (10 tot 50 micrometer in diameter) vrij te maken die zich aan de deeltjes hechten, waardoor de vrije oliedeeltjes gemakkelijk naar het oppervlak stijgen en vervolgens kunnen worden afgeschuimd. Het OLF-proces is zeer effectief in de verwijdering van olie en vet omdat olie niet van nature bezinkt, met een specifieke zwaarte lager dan die van water. Wanneer de olie in geëmulsieveerde vorm aanwezig is, heeft het chemicaliën nodig om de olie-emulsielaag te destabiliseren.

De geperstiseerde waterstroom kan de gehele influent van afvalwater zijn, een deel van de instroom, of water dat al door het proces is behandeld (effluent). Dit resulteert in opgeloste-luchtflotatie in drie typen bruikbare processen, genaamd volledige stroom, gedeeltelijke stroom of gerecycleerde stroom respectievelijk. Fig 3 toont een schematisch overzicht van het OLF-proces. De meest voorkomende OLF-toepassing voor afvalwaterbehandeling is een gerecycleerd-stroomsysteem, omdat het minder apparatuur voor verpersing nodig heeft (lagere energieverbruik), pomp-slijtageproblemen voorkomt, en de vorming van colloïden en emulsies binnen het pompsysteem voorkomt.

Het OLF-proces kan olieconcentraties reduceren tot 10 mg/liter tot 25 mg/liter zolang de influentconcentratie niet groter is dan 500 mg/liter. Het OLF-proces werkt bij hogere hydraulische belastingssnelheden dan zwaartekracht-bezinkingssystemen en daarom zijn retentietijden korter met 15 tot 30 minuten. Dit laat het OLF-proces compacter zijn en een kleinere voetafdruk hebben. OLF-proces-systemen zijn beschikbaar in circulaire of rechthoekige configuraties.

In de retentietank wordt het afvalwater geperstiseerd en in contact gebracht met lucht. Het verzadigde en geperstiseerde water wordt door een drukverlagingsklep naar de bodem van de flotatietank geleid. De verzadigde lucht begint in de vorm van fijn bellen uit de oplossing te komen, zodra de druk begint te dalen. De luchtbellen die aan de opgeschorte deeltjes en in slibfloc vastzitten, drijven boven het oppervlak en deze drijflagen worden altijd van het oppervlak afgewischt en de modder wordt vervolgens verzameld van de bodem van de tank. De olieverwijderingsefficiëntie van het OLF-proces kan worden verhoogd door de toevoeging van bepaalde coagulanten.

Chemische behandelingsprocessen

De chemische behandeling kan worden gebruikt, bij voorkeur voor biologische behandeling omdat het de giftige chemicaliën verwijdert die de micro-organismen kunnen doden, of op elk stadium in het behandelingsproces wanneer dat nodig is.

Verwijdering van opgeloste vaste stoffen

Opgeloste vaste stoffen kunnen via een aantal verschillende methoden worden verwijderd: (i) conversie naar opgeschorte materialen, normaal met chemicaliën om de verontreiniging als vaste stof of gas te laten neerslaan, zodat ze door fysieke scheiding kunnen worden verwijderd, (ii) adsorptie op een vast materiaal, dat hetzij opgeschort, hetzij vast als bed kan zijn, zoals geactiveerd koolpoeder of -korrels, (iii) afwijzing met behulp van dense-membraanprocessen, zoals omgekeerde osmose of nanofiltratie, of (iv) conversie naar relatief onschadelijke eindproducten.

Conversie omvat noodzakelijk chemie of biochemie, en de chemische reactie kan hetzij reductie/oxidatie (redox) of niet-redox zijn. Veel chemische en biochemische processen werken door oxidatie, de eindproducten in het geval van organische verontreinigingen zijn normaal kooldioxide, nitraat en water. Voorbeelden van chemische reductie omvatten het kwetsen van overmaat chloor met behulp van bisulphiet of de biochemische reductie van nitraat tot stikstof, het laatste wordt aangeduid als 'denitrificatie'. Er bestaan ook veel belangrijke niet-redox chemische processen, zoals pH-aanpassing of neerslag van aardalkali-zouten zoals calciumcarbonaat of sulfaat.

Neutralisatie

Er is een wijd bereik aan pH van het onbehandelde afvalwater en het is niet zo eenvoudig om het afvalwater met dergelijke varierende pH-waarden te behandelen. Om de behandelingsefficiëntie te optimaliseren, wordt het neutralisatieproces gebruikt om de pH-waarde aan te passen. Om de pH-waarde te verlagen kunnen zwavelzuur of zoutzuur worden toegevoegd en om de pH-waarde te verhogen, gedroogde kalk of natriumhydroxide-basen. Normaal wordt het neutralisatieproces uitgevoerd in een snelmeng-houdingtank of in een tank die voor equalisatie wordt gebruikt. Om de pH van de lozing te controleren om aan de normen te voldoen, kan het neutralisatieproces aan het einde van de behandeling worden uitgevoerd.

Neerslag

Het neerslagproces wordt in twee stappen uitgevoerd voor de verwijdering van metaalverbindingen uit de afvalwaterstroom. Het mengen van neerslagmiddelen met het afvalwater en het laten vormen van onoplosbare metaal-neerslag is de eerste stap van het neerslagproces. De verwijdering van de geïmmuniseerde metalen uit het afvalwater door verheldering en filtratie wordt in de tweede stap uitgevoerd en het resulterende slib wordt op een correcte manier behandeld, en na behandeling, wordt het gerecycled of gestort. De belangrijke parameter die in een chemische neerslag moet worden overwogen, is pH-controle.

De oplosbaarheid van metaalhydroxiden neemt toe naar hogere of lagere pH en is amphotere in aard. Dus voor de neerslag van hydroxiden voor elk metaal is er een optimale pH-waarde. Omdat er normaal meer dan één metaal in afvalwater zit, is het erg moeilijk om het optimale behandelingschemisch middel te selecteren en de pH-controle wordt moeilijker en omvat ook een afweging tussen de best mogelijke verwijdering van twee of meer metalen. Kalk, natriumhydroxide, soda-ash, natriumsulphide en ferrozuur zijn de verschillende chemicaliën die voor het neerslagproces worden gebruikt. Het proces voor de effectieve verwijdering van metalen zoals antimon, arseen, chroom, koper, lood, nikkel en zink is normaal de hydroxideneerslag en voor het verwijderen van kwik, lood, koper, zilver, cadmium etc. wordt sulfideneerslag gebruikt. Fig 4 toont het stroomdiagram van het chemische behandelingsproces voor metaalverwijdering.

Secundaire behandeling

Het secundaire behandelingsproces omvat de desintegratie of afbraak van de opgeschorte en opgeloste organische stoffen aanwezig in het afvalwater met behulp van micro-organismen. Het geactiveerd-slibproces (GSP) en de biologische filtratiemethoden zijn de hoofdzakelijk gebruikte biologische behandelingsprocessen. Het biologische behandelingsproces dat hoofdzakelijk voor de secundaire behandeling wordt gebruikt, is gebaseerd op de microbiologische werking om de organische opgeschorte en opgeloste afvalstoffen af te breken. De microben kunnen worden gebruikt voor de natuurlijke verbinding, zowel als bron van koolstof als energiebron.

Voor verwijdering van organische verontreinigingen is het meest efficiënte secundaire behandelingsproces biologische behandeling. Het gebruikt voornamelijk microben die van nature in afvalwater aanwezig zijn om organische verontreinigingen af te breken. Sommige anorganische verbindingen zoals ammonia, cyanide, sulfide, sulfaat en thiocyaan zijn ook biologisch afbreekbaar. Biologische processen kunnen breed worden geclassificeerd als: (i) aerobie waarbij de gebruikte microben zuurstof nodig hebben om te groeien, (ii) anaërobe waarbij de gebruikte microben groeien in afwezigheid van zuurstof maar andere verbindingen zoals sulfaat, fosfaat of andere organische stoffen in het afvalwater anders dan zuurstof gebruiken, en (iii) facultatieve waarbij de gebruikte microben kunnen groeien in aan- of afwezigheid van zuurstof.

Aerobe processen bestaan uit een biologische reactor met een gecontroleerde hoeveelheid biomassa en een verhelderaar voor scheiding van de biomassa van het eind-effluent. Aerobe processen hebben hogere energie-invoer nodig en produceren grotere hoeveelheden slib vergeleken met anaërobe systemen. Als voorbeeld, voor dezelfde 100 kg COD-belasting die de aerobe behandelingsinstallatie binnenkomt, is de benodigde energie 100 kWh voor aëratie en produceert 30 tot 60 kg slib met een uitgaande effluent COD-belasting van 2 tot 10 kg. In de anaërobe behandelingsinstallatie voor dezelfde 100 kg COD-belasting is de slibproductie slechts 5 kg, of zes tot twaalf keer minder, en produceert 40 m³ tot 45 m³ biogas dat kan worden omgezet tot 382 kWh elektriciteit. Echter, het uitgaande water COD is tweemaal zo hoog als dat van de aerobe installatie, en dus van lagere kwaliteit.

Belangrijke procesparameters

Hydraulische retentietijd (HRT) – Dit is de gemiddelde tijd in de aëratiekom equivalent aan het volume van de kom gedeeld door de gemiddelde stroom en uitgedrukt in uren. De hydraulische retentietijd moet voldoende lang zijn om de vereiste BOD te verwijderen en is afhankelijk van het type biologisch behandelingssysteem. Het kan variëren van 0,5 uur tot 120 uur. Hoe lager de hydraulische retentietijd, hoe sneller het afvalwater de uitlaat bereikt.

Gemengde liqueur opgeschorte vaste stoffen (MLSS) – Het niveau van opgeschorte vaste stoffen is een van de belangrijkste controleparameters in biologische afvalwaterbehandelingsprocessen. Het is niet alleen direct gerelateerd aan slibbezinkingseigenschappen en effluentkwaliteit, maar ook gerelateerd aan voedsel/micro-organisme verhouding wat op zijn beurt gerelateerd is met alle aspecten van slibeigenschappen. MLSS vertegenwoordigt de totale opgeschorte vaste stoffen inclusief bacteriën, dode biomassa, en hogere levensvormen, ongeacht biologische activiteit. Het organische deel van MLSS wordt vertegenwoordigd door 'gemengde liqueur vluchtige opgeschorte vaste stoffen' (MLVSS) wat de biomassa vertegenwoordigt. MLSS wordt gecontroleerd door de slibafvoersnelheid. Typische MLSS zijn afhankelijk van het proces type. Hoe geconcentreerder de MLSS, hoe kleiner de apparatuurvoetafdruk en daarom de populariteit van membraan-bioreactoren (MBR) in ruimtelijk-beperkte locaties. MLVSS is 0,75 MLSS.

Voedsel-tot-micro-organisme (F/M) verhouding – Dit is een term gebruikt om de organische belasting van een geactiveerd-slibproces uit te drukken. F/M is een kritieke factor in procesontwerp en -operatie, vooral bij het bepalen van het aëratiekom-volume. F/M bereik is ongeveer 0,5 tot 1,5. Voor conventionele installaties wordt een F/M van 0,2 tot 0,5 angestreven. In biologische behandelingsinstallaties die werken bij hoge F/M-belasting (0,8 tot 1,5), neemt de behandelingssnelheid toe ten koste van slechte bezinkbaarheid van het slib. Processen die werken bij lage F/M-belasting (0,05 tot 0,2) zijn geassocieerd met trage BOD-verwijderingssnelheden maar met goede slibbezinking. Echter, het systeem kan gemakkelijk worden gestoord door een piekbelasting van organische stoffen.

Slibleeftijd – Ook bekend als 'gemiddelde celverblijftijd' (MCRT) en 'vaste-stof-retentietijd' (SRT). Het wordt berekend als de totale hoeveelheid slib in de aëratietank en verhelderaar gedeeld door de dagelijkse slibverliezen via waste activated sludge en effluent. Slibleeftijd kan variëren van 0,5 dag tot 75 dagen in lage-groeisnelheidssystemen. Slibleeftijd is een indicatie van F/M-verhoudingen. Kortere tijden wijzen op hoge F/M-verhoudingen en langere tijden wijzen op lage F/M-verhoudingen. Slibleeftijd wordt uitgedrukt door de vergelijking 'slibleeftijd = slibmassa in (aëratietank + verhelderaar) / dagelijkse slibverliezen'.

De kwaliteit van de slibleeftijd kan worden bepaald met een microscoop bij 100x vergroting. Dagelijkse microscopische analyse kan problemen voorkomen. Micro-organismen die belangrijk worden geacht in biologische behandeling zijn bacteriën, schimmels, algen, protozoën, rotifers, en wormen. De aanwezigheid van indicator-organismen van hogere levensvormen correleert normaal met installatieprestaties. Ze kunnen aangeven of het slib jong, gemiddeld, of oud is. Goed bezinkend slib wordt gekenmerkt door de aanwezigheid van protozoën zoals gestielte ciliaten en suctorians en is normaal goudbruin van kleur (rioolwaterbehandelingsinstallaties). Lage slibleeftijd wordt gekenmerkt door de afwezigheid van gestielte ciliaten en de dominantie van vrij zwemmende ciliaten zoals paramecium (die veel energie besteden aan zwemmen) en hoge BOD-pieken door de afwezigheid van hogere levensvormen. Oud slib wordt gekenmerkt door de aanwezigheid van veel wormen (nematoden) of rotifers.

Een andere nuttige indicator is de 'slibvolume-index' (SVI). Slib wordt in een 1-liter gemeten cylinder gegoten en het percentage bezinkend slib in 5-minuten intervallen wordt genoteerd voor 30 minuten. SVI wordt uitgedrukt in ml/g. Het is een betrouwbare troubleshooting-test. SVI-waarden kunnen variëren van 30 ml/g tot 400 ml/g. Waarden onder 150 wijzen op goede slibbezinking en boven deze waarde wijzen op slibopzwelling. Andere belangrijke variabelen die de operatie van de biologische reactor beïnvloeden, zijn:

• Zuurstofvereiste – Zuurstof is nodig voor de afbraak van organische stof. De concentratie hangt af van organische-stofconsumptie, endogene respiratie-eis en totale nitrificatie van TKN (totale Kjeldahl-stikstof) oxidatie. Typische zuurstofconcentratie in een aëratietank is 2 mg/l tot 4 mg/l. Hogere waarden worden gehandhaafd voor stikstofverwijdering. Boven deze waarde wordt elektriciteit verspild.
• Slibproductie (slibopbrengst) – De afbraak van biomassa produceert slib. Voor conventionele industriële systemen kan slibproductie zo laag zijn als 0,15 kg/kg BOD, zoals bij cokesproductie.
• Slibrecirculatiesnelheid – Een deel van het geproduceerde slib wordt gerecycled om de productie van meer slib in de aëratietank te bevorderen. Het is de verhouding tussen de slibrecirculatie volumetriestroom en behandeling volumetriestroom. In elk geval mag de capaciteit van het slibrecirculatiesysteem niet minder zijn dan 200% van de dagelijkse gemiddelde totale instroom.
• Nutriëntvereisten (C:N:P verhouding) – Naast koolstof, waterstof, en zuurstof heeft biomassa stikstof, fosfor, en micro-nutriënten zoals ijzer, calcium, magnesium, koper, zink enz. nodig. De meeste industriële afvalwaters missen N en P wat moet worden toegevoegd (in de vorm van ureum, superfosfaat of ammoniumfosfaat) om optimale microbiële groeicondities te handhaven. De minimale C:N:P verhouding nodig voor optimale microbiële groei in aerobe processen is 100:5:1, en anaërobe processen is 330:5:1.

Veelvoorkomende biologische processen

Aerobe processen – Geactiveerd-slibproces (GSP)

Biologische processen, die aerobe biomassa in suspensie emploïeren, zijn traditioneel bekend als geactiveerd-slibprocessen. Het GSP werd in het Verenigd Koninkrijk in de vroege 1900s ontwikkeld voor de behandeling van huishoudelijk rioolwater en is sindsdien aangepast voor het verwijderen van biologisch afbreekbare organische stoffen in industriëel afvalwater. Het GSP en zijn varianten zijn in staat om biologisch afbreekbaar afvalwater van matige sterkte (10 mg/l tot 1.000 mg/l BOD) tot hoge sterkte (groter dan 1.000 mg/l BOD) te behandelen. Het GSP verwijdert geen zware metalen of TDS. Sommige verontreinigingen zoals cyanide, en zware metalen zoals chroom en kwik, aanwezig in het afvalwater, werken als inhibitoren voor het correct functioneren van het GSP alsook andere biologische processen. GSP's zijn gecategoriseerd, volgens het massa-belastingontwerp, in drie groepen: (i) laag-belasting geactiveerd slib (verlengde aëratie, oxidatiegraven, etc.), (ii) middelmatige belasting (of conventioneel), en (iii) hoge belasting.

Het GSP omvat het mengen van bezinkend primair afvalwater of geëqualiseerd influent met een cultuur van micro-organismen in een vloeistof genaamd 'gemengde liqueur'. Deze gemengde liqueur wordt door een aëratietank geleid die een adequate zuurstofrijke omgeving biedt voor de microben om de organische stof in water te eten en te stabiliseren. Mengen brengt zuurstof en voedsel naar micro-organismen, waardoor de micro-organismen samenklonteren terwijl flock-bezinking in de aëratietank wordt voorkomen. Het proces produceert 'waste activated sludge' (WAS) bestaande uit microben en overmatige microbiële stof. De vaste stoffen en behandeld afvalwater worden gescheiden in een secundaire verhelderaar of een andere vaste-stofscheidingstap zoals een membraan-bioreactor (MBR). Hier wordt de meerderheid van de WAS teruggekeerd naar de aëratietank als returned activated sludge (RAS) om de microbiële populatie in de aëratietank te handhaven, alsook om te waarborgen dat het geactiveerde slib oud genoeg is om COD en aromatische koolwaterstoffen af te breken. De rest wordt verwijderd en ondergaat verdikking.

De secundaire verhelderaar heeft het dubbele doel om het afvalwater te verhelderen alsook het slib te concentreren. Het proces is gevoelig voor pH-fluctuaties, waar een hoge of lage pH het systeem kan verstoren en overbelasting van de verhelderaar veroorzaken. Fig 5 toont een schematisch overzicht van het geactiveerd-slibproces en membraan-bioreactorproces.

Stikstofhoudende verbindingen zijn giftig voor aquatisch leven, verarmen zuurstof in de ontvangende wateren, beïnvloeden de volksgezondheid nadelig en reduceren het potentieel voor waterhergebruik. Daarom worden stikstofhoudende verbindingen verwijderd, als overmatig geacht, door nitrificatie en daarna denitrificatieprocessen. Organische stikstof wordt omgezet in ammonia, vervolgens geconverteerd in nitriet, wat verder geoxideerd wordt tot nitraat en ten slotte tot gasvormige stikstof. Denitrificatie verbruikt alkalinitijd en moet voldoende zijn om de pH niet te verlagen. Het vereist 7,14 mg/l bicarbonaat-alkalinitijd voor elke 1 mg/l ammonia-stikstof die wordt verwijderd. Zuurstof moet ook worden gehandhaafd bij concentraties dichter bij 4 mg/l voor denitrificatie. De procescontrole wordt normaal per effluentbehandelingsysteem aangepast, afhankelijk van afvalwaterkenmerken en voor optimale operatie.

Aerobe processen – Oxidatiegraafproces

Dit proces, ontwikkeld in de jaren 1950 in Nederland, is een variant van het GSP en is een speciale vorm van verlengde aëratie. De vorm van de oxidatiegraaf is als een ring. Afvalwater, micro-organismen en geactiveerd slib worden in een continue lus-graaf gemengd om nitrificatie- en denitrificatiereacties te voltooien. De oxidatieapparatuur bestaat uit graaflichaam, aëratie-mengers en in- en uitlaten. Gegeven de lange hydraulische retentietijd van 20 tot 36 uur, lage organische belasting en lange slibleeftijd vergeleken met conventioneel GSP, worden equalisatie, primaire bezinking, en slibverteringstanks weggelaten.

Oxidatiegraaf heeft veel voordelen: (i) laag energieverbruik, (ii) laag onderhoud, (iii) gemakkelijke bediening, lage investeringskosten, (iv) minder slib door lange uitgebreide vaste-stof-retentietijd, en (v) weerstand tegen schokbelasting en hydraulische piekbelasting door lange hydraulische retentietijd. De nadelen zijn dat de effluent opgeschorte-vaste-stofkwaliteit inferieur is aan het GSP-proces en een grote landoppervlakte nodig heeft.

Aerobe processen – Sequentiële-batch-reactor (SBR)

Het sequentiële-batch-reactor (SBR) proces verschilt van de andere GSP's. Het is een batchproces. Het principe is dat alle processtappen van het GSP, namelijk primaire bezinking, biologische oxidatie en secundaire bezinking, plaatsvinden in een enkele tank. De processtappen zijn vullen, reageren, bezinken, afvoeren, en idle. SBR is compact en heeft lage investeringskosten. Het wordt gebruikt wanneer landoppervlakte schaars is omdat het slechts één tank nodig heeft om de aëratie- en verhelderingsstappen te vervullen. Het wordt ook gebruikt om stikstof en fosfor te behandelen. Standaard cycli zijn normaal 4 tot 6 uur lang, wat resulteert in 4 tot 6 reactiecycli per dag. Vergeleken met het conventionele GSP, is het weerstandbiedend tegen schokbelasting, flexibele operatie door aanpassing van looptijd en lage slibproductie.

Sprinkelfilters

Deze filters, ontwikkeld in de jaren 1890, zijn een voorbeeld van een vast-film biologisch proces vergeleken met het GSP dat een opgeschort proces is. Een sprinkelfilter bestaat uit een bed van grof materiaal, zoals afgeronde rotsen (25 mm tot 100 mm in diameter), gebroken steen, houten of kunststof-latten en kunststof-ringen waarover afvalwater wordt afgelaten van bewegende sproeidistributoren of vaste sprinklers. De filtermedia bieden een grote hoeveelheid oppervlakte voor de micro-organismen om te kleven en een jelly-achtige biofilm van ongeveer 10 mm dikte te groeien. In de buitenste delen van de biofilm (0,1 mm tot 0,2 mm) breken de aerobe bacteriën de organische stof af. Wanneer de biofilm erg dik wordt, valt het af en vormt zich een nieuwe biofilmlag. Moderne sprinkelfilters gebruiken kunststofmedia over rotsen omdat ze lichter zijn en daardoor filtermedia tot 6 m diepte kunnen zijn vergeleken met 3 m diepte voor rotsfilters, wat hogere filters met minder landoppervlakte toestaat.

Het filtereffluent wordt gerecycled om uitdrogen van de filtermedia te minimaliseren, filterefficiëntie te verbeteren, en geurpotentie te reduceren. Soms worden twee filters in serie gemonteerd om sterk afvalwater te behandelen. De sproeiers draaien met 2 omwentelingen per minuut (rpm) tot 5 rpm en een typische benettingsnelheid is 0,6 m³/uur tot 2,4 m³/uur. Wanneer de benettingsnelheid te laag is, penetreert het water niet uniform de diepte van het filterbed, wat kanalisering veroorzaakt en fungeert als een broedplaats voor vliegen, alsook geurproblemen creëert. Laag-belastingfilters werken op natuurlijke ventilatie, terwijl hoog-belastingfilters gedwongen-draft-ventilatoren nodig hebben om adequate ventilatie te bieden.

Het sprinkelfilter wordt gevolgd door een secundaire verhelderaar. Sprinkelfilters worden geclassificeerd volgens de organische en hydraulische belasting zoals laag-belasting, intermediair, hoog-belasting, ruwfilter en super-hoog-belasting. De voordelen van een sprinkelfilter zijn: (i) lagere energievereisten dan GSP's, (ii) eenvoudige operatie zonder MLSS-inventariscontrole en slibafvoerproblemen, (iii) betere herstel na schoktoxische belasting, (iv) geen problemen met opzwellend slib in secundaire verhelderaars, (v) compact en geschikt voor plaatsen waar land schaars is, (vi) minder apparatuuronderhoudsbehoefte, effectief in behandelen van hoge concentratie organische stoffen afhankelijk van het type media gebruikt, en (vii) betere slibverdikkingseigenschappen. De nadelen zijn organische belastingniveaus, dat de effluentwaterkwaliteit (in termen van BOD en TSS) lager is dan GSP en verdere behandeling kan nodig hebben, geurproblemen, vliegen, gevoelig voor verstopping van filtermedia en bij lage temperaturen werken natuurlijke ventilatiesystemen niet zo goed.

Moving Bed Bioreactor (MBBR)

Moving bed bioreactor (MBBR) werd in de jaren 1980 ontwikkeld door Kaldnes in Scandinavië. Het MBBR-proces is een moderner vast-filmproces waarin de micro-organismen groeien op kunststofmedia. De media zijn gemaakt van high-density polyethyleen of polypropyleen met een diameter van 13 mm tot 25 mm, en hebben daarom een groot oppervlak wat de biomassa helpt te groeien binnen het oppervlak en in constante beweging zijn door de geperstiseerde lucht die van onder de tank wordt geblazen. Het proces is toegepast in een verscheidenheid aan industriële afvalwaterbehandelingsapplicaties in aerobe en anaërobe modi met of zonder denitrificatie, afhankelijk van de mengmodus.

Voordelen van MBBR zijn dat het goed is voor hoge organische belastingstoepassingen, verbeterde bezinkingseigenschappen, geen noodzaak voor slibrecirculatie uit secundaire verhelderaar waardoor het een 'once-through' proces is, compact en lage voetafdruk vergeleken met het GSP-proces en modulare constructie. Het kan ook bestaande GSP-systemen retrofitten, heeft minder operationele controles nodig dan GSP's, en bevat minder mechanische en instrumentatie-controles vergeleken met een MBR-systeem. Een typische hydraulische retentietijd voor MBBR is 2 tot 3 uur, vergeleken met 12 tot 24 uur voor GSP's. Nadelen van MBBR's vergeleken met het GSP zijn dat het een hogere zuurstofconcentratie nodig heeft, de noodzaak voor verbeterde influent-afvalwaterscreening, en additionele hydraulische profiel-hoofdverliezen door stroom door de mediascreening-inrichtingen.

Membraan-bioreactor (MBR)

Hoewel externe membraan-bioreactoren oorspronkelijk in de jaren 1960 werden ontwikkeld, werden ze pas populair na de ontwikkeling van de ondergedompelde (submerged) MBR's in de late jaren 1980. De lagere operationele kosten van de ondergedompelde MBR-configuratie en de dalende kosten van de membranen hebben MBR's een populaire keuze gemaakt voor huishoudelijke en industriële afvalwaterbehandeling. MBR's worden gebruikt voor industriële afvalstoffen met BOD van 5.000 mg/l tot 40.000 mg/l met BOD-bereiken van 200 mg/l tot 600 mg/l. Fig 6 toont het principe van membraan-bioreactor.

De kwaliteit van het eind-effluent van een conventionele GSP-eenheid is sterk afhankelijk van de hydrodynamische condities in de verhelderaar en bezinkingseigenschappen van het slib. Dit leidt tot variabele prestaties. Als gevolg zijn grote verhelderaars nodig met lange verblijftijden. Het MBR-proces werd ontwikkeld om deze nadelen van conventionele GSP's te verwijderen.

MBR's zijn een hybride met twee interafhankelijke behandelingsprocessen: biologische behandeling en membraanbehandeling (Fig 5). Het is vergelijkbaar met een conventioneel GSP in dat beide gemengde liqueur vaste stoffen in suspensie hebben in een aëratietank. Het verschil in de twee processen ligt in de methode van scheiding van bio-solids. In het MBR-proces creëren de membranen een vaste barrière voor bio-solids gebaseerd op microfiltratie (MF) met een poriegrootte van 0,6 micrometer, of ultrafiltratie met een poriegrootte van 0,04 micrometer, en zijn dus niet onderhevig aan zwaartekracht-bezinkingseigenschappen van de vaste stoffen. Dus brengt een MBR-eenheid aëratie, verheldering, en filtratie in een enkele stap met MLSS-concentraties die 20.000 mg/l of hoger bereiken, wat resulteert in een kleinere voetafdruk dan conventionele GSP-eenheden.

MBR's leveren een eind-effluentkwaliteit onafhankelijk van slibcondities met hogere verwijdering van organische stoffen en persistente verontreinigingen, en nutriënten met COD-verwijdering van 98% en opgeschorte vaste stoffen verwijderingsefficiëntie van 100%. Het hoge-kwaliteit effluent dat geproduceerd wordt is ideaal voor hergebruikstoepassingen. Een ander kenmerk van MBR's is de lange slibleeftijd. Echter, dit bijdraagt ook tot vervuiling van membranen. Bovendien kunnen MBR-eenheden direct aan een omgekeerde-osmose (RO) installatie worden gekoppeld, waarbij de noodzaak voor een ionenwisselaar of andere apparatuur om een membraaninstallatie te beschermen wordt overgeslagen, mits de硬度 of schaalvormende verbindingen niet excessief zijn.

Er zijn twee typen MBR-configuraties: ondergedompeld en side-stream. Ondergedompelde systemen zijn vaker in grote industriële eenheden, terwijl side-stream beperkt is tot kleinere eenheden. Er zijn ook verschillen in de toegepaste membraan van holle vezel, vlakke plaat, en buisvormig. Ondergedompelde MBR's gebruiken holle vezel of vlakke plaat terwijl buisvormige membranen in side-stream MBR's worden gebruikt. MBR produceert een equivalent behandelingsniveau aan een geactiveerd-slibproces gevolgd door microfiltratie of ultrafiltratie.

Ondanks de voordelen van MBR's, zijn er nog uitdagingen in het gebruik van MBR's in industriële toepassingen. De voordelen van MBR zijn: (i) 25% lagere voetafdruk, (ii) vervangt de verhelderaar en zwaartekrachtfilter van conventionele systemen, (iii) ideaal voor landbeperkte locaties en lagere hydraulische retentietijd van 4 tot 8 uur. MBR biedt ondoorlaatbare barrière voor vaste stoffen producerend hoogste kwaliteit effluent met BOD minder dan 5 mg/l en troebelheid minder dan 0,1 NTU (Nefelometrische troebeleenheid). Membraanvervuiling is een van de grootste uitdagingen wat resulteert in verminderde prestaties en frequente reiniging of membraanvervanging leidend tot verhoogde onderhouds- en operationele kosten. Alle MBR's vereisen een minimum van fijnschermen van 3 mm. Geproduceerd slib kan moeilijk te ontwateren zijn. Slibretentietijd is onafhankelijk van hydraulische retentietijd. Hoge slibleeftijd van 15 dagen tot 140 dagen kan worden verkregen. Het heeft modulare uitbreidbaarheid, minder geur, en flexibele operatie met minder gevoelig voor storingen. Het proces kan geautomatiseerd worden.

Secundaire verhelderaars

Het doel van de verhelderaar is tweevoudig. Eén is om de vaste stoffen na biologische behandeling te verdikken en daarna te laten bezinken. Het tweede is om een helder effluent van de bezinkte vaste stoffen te produceren. Verhelderaars in geactiveerd-slibsystemen moeten niet alleen worden ontworpen voor hydraulische overloopsnelheden, maar ook voor vaste-stofbelastingssnelheden. Dit is omdat zowel verheldering als verdikking nodig zijn in geactiveerd-slibverhelderaars. Van de procesvariabelen is de belangrijkste slibleeftijd of gemiddelde celverblijftijd. Een andere belangrijke controleparameter is de vaste-stofbelastingssnelheid wat gedefinieerd wordt als het benodigde oppervlak voor geschikte slibverdikking in de bodem van de eenheid (compressiezone). De verhelderaars zijn van rechthoekig ontwerp of van circulair ontwerp.

Tertiaire behandeling

Conventionele secundaire behandeling is vaak niet voldoende om aan de vereiste effluentkwaliteitsnormen te voldoen om water in oppervlaktewaterlichamen te lozen. De effluenten kunnen tertiaire processen nodig hebben om vaste stoffen en organische stofverwijdering te voltooien, voor kleurreductie of afbraak van recalcitrante verbindingen, nutriëntreductie, en desinfectie. De persistente verontreinigingen die de secundaire behandeling niet kan verwijderen, worden verwijderd door het tertiaire behandelingsproces. Deze processen worden geclassificeerd als 'tertiaire behandelingen', omdat ze na secundaire behandeling worden geïnstalleerd, maar sommige van hen, zoals oxidatieprocessen, kunnen ook voor biologische behandeling worden geplaatst om de bio-afbreekbaarheid van recalcitrante verbindingen te verbeteren.

Voordat het behandelde afvalwater hergebruikt, gerecycled, of in het milieu wordt gelost, wordt het tertiaire behandelingsproces gebruikt als een finale reinigingsproces om de kwaliteit van het afvalwater te verbeteren. Voor de verwijdering van nutriënten (stikstof en fosfor), verwijdering van toxinen [bestrijdingsmiddelen, VOS & metalen], en voor de verfijning van het effluent zoals BOD & TSS, worden tertiaire behandelingsprocessen gebruikt. Deze processen zijn de uitbreiding van conventionele secundaire biologische behandelingsprocessen voor de verdere stabilisatie van de stoffen die zuurstof vragen in het afvalwater, en ook om stikstof en fosfor te verwijderen.

De fysieke en chemische scheidingstechnieken zoals geactiveerd-koolstofadsorptie, flocculatie of neerslag zijn de processen betrokken bij de tertiaire behandelingen. De meest voorkomende tertiaire behandelingstoepassingen zijn filtratie en desinfectie en waar van toepassing ammonia- en fosforverwijdering. Ammonia is giftig voor vis en fosfor veroorzaakt algenbloeien.

Filtratie

Filtratie is een scheidingsproces dat bestaat uit het doorlaten van een vast-stof/vloeistof-mengsel door een porieus materiaal (filtermedia) dat de vaste stoffen achterhoudt en het vloeistoffiltraat doorlaat. Korrelmedia-verfijningsfilters worden gebruikt voor de verwijdering van opgeschorte vaste stoffen in het bereik van 5 mg/l tot 50 mg/L. De meest voorkomende filters zijn de multimedia-filters. De kwaliteit van het filtraat hangt af van de grootte, oppervlaktelading, en geometrie van zowel opgeschorte vaste stoffen als filtermedia, alsook van de wateranalyse en operationele parameters. Gebaseerd op media kunnen filters worden gecategoriseerd als: (i) enkel media (zand of anthraciet), (ii) dubbel media (zand en anthraciet), en (iii) multimedia (graniet, zand, en anthraciet).

De meest voorkomende filtermedia in waterbehandeling zijn zand en anthraciet. De effectieve korrelgrootte voor fijn zandfilter is in het bereik van 0,35 mm tot 0,5 mm, en 0,7 mm tot 0,8 mm voor anthracietfilter. In vergelijking met enkel zandfiltermedia, laten dubbel filtermedia met anthraciet over zand meer penetratie van het opgeschorte materiaal in het filterbed toe, wat resulteert in efficiëntere filtratie en langere runs tussen reiniging. De ontwerpdiepte van de filtermedia is minimaal 0,8 m. In het dubbel filtermedia worden de filters normaal gevuld met 0,5 m zand bedekt met 0,3 m anthraciet.

In industriële toepassingen zijn filters gehuisvest in staaldrukvaten waar de binnenkant epoxy-gecoat is, met binnenwaartse manifolds voor verdeling van water en een onderafvoersysteem voor verzameling van filtraat en terugspoeling.

Omdat het filtervat voor drukfiltratie is ontworpen voor verpersing, kan een hogere drukval worden toegepast voor hogere filterbedden en/of kleinere filterkorrels en/of hogere filtratiesnelheden. De ontwerpfiltratiesnelheden zijn normaal 10 m/u tot 20 m/u en de terugspoelsnelheden liggen in het bereik van 40 m/u tot 50 m/u. De beschikbare druk is normaal ongeveer 2 bar tot meer dan 4 bar.

Voor invoerwater met een hoog vervuilingspotentieel, worden stroomsnelheden van minder dan 10 m/u en/of tweede-pass mediafiltratie voorgezogen. Als de stroomsnelheid moet worden verhoogd om te compenseren voor één filter dat buiten dienst gaat, moet de stroomsnelheidsverhoogd geleidelijk en langzaam zijn om het vrijkomen van ealier gedeponeerde deeltjes te voorkomen.

Tijdens de operatie komt het te filteren influentwater bovenaan het filter binnen, percoleert door het filterbed, en wordt afgetrokken door het collectiesysteem aan de bodem. Periodiek, wanneer de differentiële drukverhoging tussen de inlaat en uitlaat van het drukgfilter 0,3 bar tot 0,6 bar is, wordt het filter teruggespoeld en gespoeld om de gedeponeerde stof weg te voeren. Terugspoeltijd is normaal ongeveer 10 minuten. Voordat een teruggespoeld filter terug in dienst wordt gesteld, moet het worden gespoeld tot afvoer totdat het filtraat aan de specificatie voldoet. Te hoge terugspoelsnelheden leiden tot verlies van filtermedia.

Variaties van de diepe-filtratie zijn hoge-snelheidsfiltratie die werkt bij veel snellere instroomsnelheden. Naast mediafilters, worden andere typen filters zoals schijffilters en patronenfilters ook gebruikt om membraanfiltratiesystemen te beschermen. Schijffilters gemaakt van gevouwen stofmedia hebben zeer hoge stroomsnelheden en een kleine voetafdruk, produceren zeer hoge-kwaliteit water geschikt voor hergebruikstoepassingen en hebben geen uitgebreide terugspoeling nodig.

Enkele geavanceerde waterbehandelingsprocessen worden ook als tertiaire behandeling gebruikt. Deze processen worden toegepast op het conventioneel behandelde afvalwater om de kwaliteit te verbeteren tot een graad geschikt voor diverse toepassingen van hergebruik en recycling inclusief drinkwaterhergebruik. De additionele tertiaire behandelingsprocessen zijn verschillende membraanbehandelingsprocessen zoals microfiltratie, ultrafiltratie, nanofiltratie, andere processen zoals omgekeerde osmose, geavanceerde oxidatieprocessen, en additionele desinfectieprocessen zoals ozonisatie en het gebruik van ultravioletstraling. Enkele van deze geavanceerde processen worden hieronder beschreven.

Membraantechnologie

Membranen zijn een populaire keuze voor waterhergebruikstoepassingen sinds hun komst in de jaren 1960. De kosten van membraansystemen zijn dramatisch gedaald en, gekoppeld met technologische vooruitgang in membraanontwerp, membraanopties en operationele limieten, neemt het bereik van toepassingen in water- en afvalwaterbehandeling snel toe. In drukgedreven membraanfiltratie, scheiden membranen de componenten van een vloeistof onder druk. De membraanporiën, die extreem klein zijn, laten de selectieve passage van opgeloste stoffen toe. De populariteit van membraanprocessen ontstaat uit het feit dat ze effectief zijn in de verwijdering van zowel opgeloste als opgeschorte vaste stoffen. Een wijd bereik aan materialen zoals cellulose-acetaat, polyamiden, polysulfonen, polypropyleen, nylon, polyacrylonitril, polycarbonaat, polyvinylalcohol, polytetrafluoroetheen, keramisch, en metaalcomposieten worden basisal gebruikt om de membranen te produceren. De membraanporiegrootte is de parameter voor de graad van selectiviteit van een membraan. Op basis van de poriegrootte zijn er vier typen drukgedreven membranen. Microfiltratie en ultrafiltratie zijn lage-druktoepassingen gegeven hun grotere poriegrootte. Nanofiltratie heeft middeldruk nodig, en 'omgekeerde osmose', gegeven de kleinere poriegrootte, heeft significante druk nodig om de opgeloste stof door de membraan te duwen.

Geavanceerde oxidatieprocessen (AOP)

Geavanceerde oxidatieprocessen (AOP) worden gedefinieerd als processen die betrokken zijn bij de generatie en het gebruik van krachtige maar relatief niet-selectieve hydroxylradicalen in voldoende hoeveelheden om de meerderheid van de complexe chemicaliën in het effluentwater te oxideren. De AOP's tonen specifieke voordelen over conventionele behandelalternatieven omdat ze niet-biologisch-afbreekbare organische componenten kunnen elimineren en de noodzaak om residueel slib te verwerken vermijden. Na fluor ([V (volt) = -3,06], hebben hydroxylvrije radicalen (OH-) de hoogste oxidatiepotentiaal (V = -2,86). In het AOP-proces worden OH-radicalen gegenereerd die op hun beurt reageren met organische moleculen om CO2 en water te genereren. AOP's kunnen in twee groepen worden geclassificeerd: niet-fotochemische AOP's en fotochemische AOP's. Fotochemisch betekent dat een lichtbron nodig is. Normaal wordt ultraviolette (UV) licht gebruikt als de fotochemische bron. Laag-druk UV-lampen hebben een golflengte van 254 nm. Maximale ozonabsorptie vindt plaats bij een golflengte van 253,7 nm. Van de niet-fotochemische technologieën zijn die meest voorkomend in de behandeling ozonisatie, Ozon/(H2O2) en Fenton's reactie.

Ozonisatie

Ontdekt in 1785, is Ozon (O3) een breed toegepast krachtig oxidatiemiddel (-2,07V) voor desinfectie van drinkwater en afvalwater, decolorisatie, geurverwijdering, organische-stofafbraak en cyanidedestructie, etc. O3 bij kamertemperatuur is een blauwachtige prikkelende gas, dun oplosbaar in water, sterk bijtend, giftig en explosief wanneer de concentraties in lucht 20% overschrijden. Als germicide is het 3.125 keer sneller dan chloor. Ozonisatie-efficiëntie neemt toe met hoge pH en temperatuur. Wanneer O3 in water of afvalwater oplost, kan het als het O3-molecuul blijven (bij pH meer dan 7 en langzamere reactie) of ontbinden (bij pH meer dan 8) producerend de hydroxylvrije radicaal (OH-) wat een 35% sterker oxidatiemiddel is dan O3. Beide reacties gebeuren gelijktijdig en dus hangt de reactiekinetiek sterk af van de kenmerken van het behandelde afvalwater (bijv. pH, organische concentraties, aanwezigheid van schuimmiddelen en oppervlakte-actieve stoffen, ozonconcentratie en temperatuur, etc.). Een pH van 8 tot 10 is het meest geschikt voor oxidatie van organische verbindingen. Ozon is dun oplosbaar in water en daalt snel met toenemende temperatuur. Bij een temperatuur van 20°C is 100% ozonoplosbaarheid in water 570 mg/l. De voorkeurstemperatuurbereiken liggen tussen 25°C tot 50°C.

Een vereenvoudigd reactiemechanisme van ozon bij hoge pH wordt gegeven door de vergelijking 3 O3 + H2O = 2OH-radicaal + 4 O2. Moleculaire O3 is een zeer selectief oxidatiemiddel. Het reageert alleen met bepaalde verbindingen en om die reden kan het in lage doseringen worden toegepast voor industriële afvalwatertoepassingen. Het kan ook de schuimeigenschappen van residuele oppervlakte-actieve stoffen inhiberen of vernietigen alsook een goed deel van de COD oxideren. Dus verbetert O3 de algehele biologische afbreekbaarheid van het effluent door recalcitrante verbindingen om te zetten in gemakkelijk verteerbare verbindingen en kan het upstream of downstream van een biologische behandelingsinstallatie worden toegepast. De residuele zuurstof in het afgas kan terug worden gerecycled naar de secundaire biologische behandelingsinstallatie, wat de aëratievereisten reduceert. Een ander voordeel is dat het de slibmassa niet verhoogt.

O3 kan in gasvorm worden toegepast en vanwege zijn onstabiele aard moet het on-site gegenereerd worden uit lucht of zuurstof met behulp van UV-straling, electrochemie of corona-ontladingsgeneratoren. O3-lekkagedetectors moeten worden geïnstalleerd om hoorbare en zichtbare waarschuwingen te geven en de generatoren af te sluiten in het geval van een lek. O3 wordt gedeactiveerd in de aanwezigheid van hoge concentratie zouten. Een variatie van dit proces is het O3/H2O2-proces. Ontworpen om de O3-concentraties te reduceren, werkt de H2O2 als een katalysator die de capaciteit van O3 versterkt om meer OH-radicalen te produceren. Bij een lage pH reageert H2O2 heel langzaam met O3 en bij een hoge pH (alkalische condities) reageert het snel.