partiële oxydatie van afvalwater: praktijkonderzoek

Ministerie van Verkeer en Waterstaat

Directoraat-Generaal Rijkswaterstaat

R I 2 4 Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling

Partiële oxydatie van afvalwater: praktijkonderzoek

"Verkennin van de mogelijkheden van ozon als oxydatiemifdel bij tankautoreinigingsbedrijven."

RIZA rapport 97.080 SPA rapport 97.007 ISBN 9036951275 Auteur: ing. R.J. Saft

RIZA Lelystad, november 1997

Begrippen1 ijst

..................................................................................

acuut chronisch

czv EOX Kj-N

BZV,

EC50

rwzi awzi toxiciteit m utageniteit

nitrificatie-remming

respiratie respiratie-remming

op korte termijn op lange(re) termijn biologisch zuurstofverbruik (na 5 dagen) chemisch zuurstofverbruik extraheerbare organische halogeenverbindingen Kjeldahl-stikstof (oxideerbare stikstof) effect concentratie waarbij in een vastgestelde tijd 50% van de organismen effect ondergaat letale concentratie waarbij in een vastgestelde tijd 50% van de organismen sterft rioolwaterzuiveringsinstallatie afvalwaterzuiveringsinstallatie (industrieel afvalwater) giftigheid beschadiging van erfelijk materiaal waardoor muta- ties met een hogere frequentie dan normaal optreden acute toxiciteit voor nitrificerend slib door meting van de ammoniumafbraak ademhaling acute toxiciteit voor aeroob actief slib door meting van het respiratietempo

Partiële oxydatie van afvalwater:

praktijkonderzoek

5


praktij konderzoek 6

Samenvatting

..................................................................................

In de periode van juni tot en met oktober 1996 is onderzoek verricht naar de mogelijkheden van de toepassing van partiële oxydatie van afvalwater met behulp van ozon. Het onderzoek, gefinancierd door het RIZA, heeft plaatsgevonden op de site van een van de grotere tankautoreinigingsbedrijven in Nederland, in samenwerking met de branche-organisatie ATCN (Association of Tankcleaningcompanies in the Netherlands) waar het grootste deel van de Nederlandse tankautoreinigers in is vertegenwoordigd. De aanleiding voor het onderzoek was het feit dat, ondanks het treffen van zuiveringstechnische maatregelen en de ontwikkeling van een stoffenaanpak die in belangrijke mate stoelt op een zo hoog mogelijke zuiverings- graad, de kwaliteit van het effluent bij een deel van bedrijven nog altijd te wensen over laat. De belangrijkste probleemparameter hierbij is het gehalte aan CZV. Variërend per bedrijf en over de seizoenen worden hiervoor waarden tussen de 500 en 1.500 mg/l gemeten. Door waterkwaliteitsbeheer- ders wordt een waarde van 200-300 mg/l wenselijk en mogelijk geacht. Bij bedrijven die lozen op het communale rioolstelsel is niet zozeer het gehalte aan CZV een probleem, maar de vracht aan slecht afbreekbaar CZV die op een communale rioolwaterzuiveringsinstallatie nauwelijks doelmatig verwijderd wordt en via deze route in het oppervlaktewater belandt. Een eerste onderzoek naar een verdere reductie van het CZV-gehalte was gericht op een oxidatieve behandeling van het effluent van een tankautoreinigingsbedrijf. Met deze mogelijkheid, na-oxydatie met behulp van ozon, bleek men inderdaad in staat om het CZV-gehalte tot een aanvaard- baar niveau te verlagen. De kosten die hiermee gepaard gingen, waren echter hoog. Bij de zoektocht naar een minstens zo effectieve, maar potentieel goed- kopere, methode is namens het RIZA een vooronderzoek gestart naar het gebruik van ozon als voor-oxydatiemiddel. De gedachte hierachter was dat een gedeeltelijke (partiële) oxydatie van het ruwe afvalwater zou kunnen leiden tot een verbeterd biologisch verwijderingsrendement. Doordat er bovendien een geringere hoeveelheid ozon per eenheid CZV wordt verbruikt, kan deze optie goedkoper blijken te zijn. Het technische vooronderzoek liet zien dat een voor-oxydatie inderdaad leidt tot een hoger verwijderingsrendement, uitgedrukt als de verhouding van BZV/CZV. Om deze (laboratorium)uitkomsten in de praktijk te testen is een praktijkonderzoek opgestart waarvan onderliggend rapport de weerslag geeft.

Het hoofddoel van het praktijkonderzoek was het beantwoorden van de vraag of partiële oxydatie van afvalwater leidt tot een verbetering van het biologisch zuiveringsrendement en zo ja, tegen welke kosten. Een neven- doel werd gevormd door de vraag of de partiële oxydatie van voorwaswater leidt tot een vergroting van de verwerkingsmogelijkheden van dit afvalwater. Het voorwaswater mag in de huidige situatie niet op de bedrijven zelf verwerkt worden maar dient aan derden ter verwerking te worden aangeboden.

Het praktijkonderzoek is uitgevoerd door middel van een viertal biologische zuiveringen (10 I/h) van het aktief-slibsysteem en een ozoninstallatie (300 gram ozon per uur). Twee biologische zuiveringen dienden ter nabootsing van een communale rioolwaterzuiveringsinstallatie (rwzi). De andere twee


praktijkonderzoek

7

zuiveringen simuleerden een zuiveringsinstallatie die volledig op industrieel afvalwater van een tankautoreinigingsbedrijf draait (awzi). De ontwerpspe- cificaties van de zuiveringen (slibgehalte, slibbelasting) zijn aangepast aan deze functies. Voor de zuiveringssystemen gold dat één systeem steeds dienst deed als referentiesysteem waarin slechts niet-geozoniseerd afvalwater werd gebracht. De ozondosering is in alle proeven ingesteld op 0,5 g O, per gram ingebrachte CZV. Een belangrijk onderdeel van het onderzoek betrof de monitoring van de resultaten. Gezien de aard van de studie zijn CZV en BZV vanzelfsprekende onderzoeksparameters. Daarnaast echter zijn analyses verricht om het verloop te bepalen van de gehaltes aan EOX, stikstof (Kj-N en nitraat) en fosfaat. In mindere mate zijn zwevend stof en chloride bekeken. Omdat ook het effect van oxydatie met ozon op de toxiciteit van afvalwater een belangrijk aandachtspunt is, heeft gedurende de gehele studie een uitgebreid toxiciteitsonderzoek plaatsgevonden. Hierin zijn zowel acute en chronische toxiciteit voor verschillende organismen, als mutageniteit en nitrificatie- cq. respiratieremming gemeten.

In de eerste proef is met name het effect van ozonisatie van voorwaswater onderzocht. Gebleken is dat de BZV/CZV-verhouding na ozonisatie toe- neemt indien de initiële verhouding kleiner dan 0,3 is. De verbeterde biologische afbreekbaarheid komt niet tot uiting in de zuiveringen. Het verwijderingsrendement voor CZV in het systeem met geozoniseerd water is niet groter dan in het referentiesysteem (i 80435%). Een belangrijke oorzaak is dat het voorwaswater gemengd wordt met een zekere hoeveelheid goed afbreekbaar hoofdwaswater en/of huishoudelijk afvalwater. Door het toe- voegen van voorwaswater stijgen wel de gehaltes aan CZV in zowel influent als effluent. De eindwaarden in het effluent bedragen circa 1.000 mg/l (awzi).

Het influent van de biologische zuiveringen heeft een matige tot sterke acute toxiciteit. Het effluent daarentegen is weinig acuut toxisch. Tussen het geozoniseerde systeem en het referentiesysteem bestaan geen significante verschillen. Als test voor de acute toxiciteit bleek de Microtox-test (bacteriën) geschikt, alsmede de snelle bepaling met de Tharnnotoxkit (kreeftachtige).

De tweede proef betrof de behandeling van hoofdwaswater. Dit afvalwater bleek, in tegenstelling tot de aanvankelijke verwachting, een redelijke tot goede BZV/CZV-verhouding te hebben. Ozonisatie van dergelijk afvalwater leidt niet tot een verbetering van de BZV/CZV-verhouding. In de biologische zuiveringen is dan ook geen sprake van een verbeterd verwijderingsrendement ten opzichte van de referentie. De CZV-waarden in het effluent varieren van circa 700 mg/l (awzi) tot 100 mg/l (rwzi). Het verloop van de toxiciteit is vergelijkbaar met proef 1.

In proef 3 is het hoofdwaswater geozoniseerd na de biologische zuivering. Dit geozoniseerde effluent is vervolgens in een tweede biologische zuivering gebracht. Deze opzet is alleen voor de awzi-systemen meegenomen. Ozonisatie van het effluent leidt tot een sterke stijging van de BZV/CZV- verhouding. De beginwaarde van gemiddeld 0,Ol wordt verhoogd tot gemiddeld 0,22. Het uiteindelijke CZV-gehalte daalt van circa 430 mg/l na de eerste biologische zuivering tot circa 190 mg/l na de tweede zuivering. Ook hier is de acute toxiciteit na de (eerste) biologische zuivering zo goed als weggenomen.

Partiële oxydatie van afvalwater: praktij konderzoek

Voor de andere relevante chemische parameters (EOX, Kj-N en fosfaat) geldt in alle proeven dat alleen de omzetting van Kj-N tot nitraat een duidelijk zichtbaar effect is van de ozonisatie. De (verdere) afbraak of omzetting van deze parameters vindt vooral plaats in de biologische zuiveringen. Met betrekking tot alle proeven geldt bovendien dat nitrificatiehespiratie- remming (rwzi-systemen) en mutageniteit niet zijn waargenomen.

De resultaten uit met name de derde proef zijn gebruikt om een tweetal implementatiescenario's te beschrijven voor de toepassing van partiële oxydatie bij tankautoreinigingsbedrijven. Op basis van fictieve bedrijven, zowel lozend op oppervlaktewater als op de riolering, is een inschatting gemaakt van de totale investerings- en exploitatielasten. Bovendien is een inschatting gemaakt van het extra energieverbruik en de afvalproduktie die gepaard gaat met de toepassing van ozon voor partiële oxydatie.

De conclusie naar aanleiding van de resultaten is allereerst dat zowel in het technisch onderzoek als in het toxiciteitsonderzoek een consistente reeks gegevens is geproduceerd. Uit de resultaten is verder vooral naar voren gekomen dat partiële oxydatie in de huidige bedrijfsvoering bij de meeste bedrijven weinig soelaas zal bie- den voor het probleem van de grote CZV-lozingen. Partiële oxydatie is slechts zinvol in deelstromen met een hoog gehalte aan verbindingen die slecht biologisch afbreekbaar zijn of bij het effluent van een biologische zuivering. Beide opties vergen een ingrijpende aanpassing van de bedrijfsvoering bij tankautoreinigingsbedrijven. De behandeling van voorwaswater leidde niet tot een verminderde werking van de biologische zuivering. Wel leidde de toevoeging van deze deelstroom tot een verhoging van de CZV-gehalten in het effluent.

Verdere conclusies uit het onderzoek zijn dat ozonisatie nauwelijks effect heeft op andere parameters als EOX, Kj-N en fosfaat. Weliswaar wordt Kj- N door ozon gedeeltelijk omgezet in nitraat, maar de eindwaarden verschillen slechts in geringe mate van het referentiesysteem.

Het gebruik van toxiciteitsonderzoek is nuttig gebleken ter aanvulling op chemische analyses. Ozonisatie van afvalwater heeft niet geleid tot een toename van acute toxiciteit. De biologische zuiveringen nemen in alle proeven het grootste deel van de toxiciteit weg. De initiële toxiciteit va- rieert van matig tot sterk. De uiteindelijke toxiciteit in het effluent is zeer laag of afwezig (bacteriën). Voor de andere organismen lijkt de acute toxiciteit in bepaalde gevallen enigszins hoger te zijn. Een definitief inzicht in de milieubezwaarlijkheid van het effluent is hiermee nog niet verkregen. Hiervoor is een volledig TEM-onderzoek (totaal effluent milieubezwaarlijkheid) noodzakelijk, dus inclusief onderzoek naar bio- accumulatie en chronische toxiciteit. Een dergelijk onderzoek viel niet onder de doelstelling van het project. In de rwzi-systemen is geen nitrificatie- of respiratieremming gemeten. In alle systemen is bovendien geen mutageniteit geconstateerd.


praktijkonderzoek

9


praktij konderzoek 10

I Algemene inleiding onderzoek

..................................................................................

Reeds sinds enige jaren wordt chemische oxydatie door het RIZA be- schouwd als mogelijk toepasbare zuiveringstechniek op die plaatsen waar de traditionele biologische en fysisch-chemische technieken tekort schieten om afvalwater tot een acceptabele kwaliteit te reinigen. Het onderzoek naar de effectiviteit van chemische oxydatie is ondergebracht in het onder- zoeksprogramma SPA (Schone technologie, Preventie en Afvalwaterbehan- deling) [51. Chemische oxydanten die met name in de belangstelling staan zijn waterstofperoxide en ozon, al dan niet in combinatie met een katalysator of UV-straling. Met betrekking tot deze technieken wordt met name toegepast onderzoek verricht bij industriële bedrijven. Vanuit het SPA-programma wordt de implementatie van dergelijke nieuwe oxydatietechnieken gestimuleerd. Daar- naast wordt een wetenschappelijk onderzoek naar selectiviteit en de combinatie van chemische oxydatie met biologische zuivering uitgevoerd.

Voor wat betreft het toegepaste onderzoek is chemische oxydatie in 1994 bekeken in relatie tot het nazuiveren van het effluent van een industriële biologische zuivering 121. Hoewel de resultaten van deze test positief waren en een vrijwel volledige oxydatie van rest-verontreiniging mogelijk bleek, is geconstateerd dat het inzetten van grote hoeveelheden chemische oxydanten in financiële zin niet de meest optimale situatie is. Het onderzoek heeft zich vervolgens gericht op een alternatieve toepassing van chemische oxydatie, namelijk een beperkte (‘partiële’) oxydatie van verontreinigingen. Achtergrond van deze toepassing is de gedachte dat een partiële oxydatie kan leiden tot verhoging van de biodegradatie van verontreinigingen in industrieel afvalwater. Na een succesvol verlopen laboratoriumonderzoek [41, is besloten om een zuivering op pilotschaal te bou- wen om zodoende praktijkkennis op te doen. Voor de studie is medewerking gevraagd en gekregen van de Association of Tankcleaning Companies in the Netherlands (ATCN), omdat in deze bedrijfstak veel afvalwater voorkomt dat een relatief hoog gehalte aan restverontreinigingen bevat en een verbetering van deze situatie goed samenviel met de wens voor nader onderzoek naar chemische oxydatie.

Over het verloop en de resultaten van de pilotproeven is uitgebreid gerap- porteerd door Tebodin [I], dat in opdracht van het RIZA de studie uitgevoerd heeft. Separaat aan het technisch onderzoek is toxicologisch onderzoek verricht door AquaSense [31, eveneens in opdracht van het RIZA. Het doel van dit rapport is enerzijds een handzame samenvatting van het technisch onderzoek te maken en anderzijds een koppeling te leggen tussen het technische en toxicologische onderzoek.


11


praktij konderzoek

12

2 Vooronderzoek

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

2.1 Pilotonderzoek naar chemische oxydatie van effluent [2]

Bij tankautoreinigingsbedrijven waar chemische middelen worden verwijderd, eventueel naast voedingsmiddelen, ontstaat afvalwater met een grote complexiteit. De behandeling van dit afvalwater met achtereenvolgens fysisch-chemische en biologische zuiveringstechnieken leidt niet altijd tot het gewenste resultaat. Van bedrijven die direct op oppervlaktewater lozen, zijn lozingsgehalten (CZV) in het effluent bekend van 500-1.500 mg/l. De waterkwaliteitsbeheerder streeft op termijn naar een waarde van 200-300 mg/l CZV. Bedrijven die lozen op de riolering dragen bij aan de vuilvracht die op de ri- oolwater- zuiveringsinstallatie (rwzi) wordt verwerkt. Ook hierbij bevindt zich een fractie aan slecht afbreekbare stoffen. Deze hoeveelheid rest-CZV is echter niet gekwantificeerd.

In 1993 is bij Verstraeten Verbrugge Milieubeheer (WM) te Terneuzen onderzoek verricht naar de mogelijkheden om met behulp van chemische oxydatie het restgehalte aan CZV terug te dringen. Bovendien is in het onderzoek aandacht besteed aan de toxiciteit van afvalwater voor en na chemische oxydatie.

De proeven zijn uitgevoerd op het effluent van een biologische Sequencing Batch Reactor (SBR) waarvan het CZV-gehalte varieerde van 1.000-2.000 mg/l. De (chemische) oxydatie werd uitgevoerd met behulp van katalytische ozon. Als katalysator fungeerde een gemodificeerde aktief kool. Ce- durende de proeven werd getracht een CZV-gehalte te behalen van 250 mg/l. De toxiciteit van het afvalwater werd bepaald door middel van acute testen met de organismen Daphnia rnagna (watervlo) en Poecilia reticdata (gup).

De resultaten van de test zijn weergegeven in de volgende figuur. De totale proefduur (exclusief aanloopperiode) bedroeg twee weken.

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Flguur 2.1 Verschillen in CZV-gehalten als gevolg van katalytische oxydatie.

-~ 1800 ______

1600 1 ~ - _ ,. 1400 L

h - & l200i - - - - - . E. 1000 +

. -.__-

6 800.

600 t 400 1 200

1.2

1 2 3 4 5 6 7 8 9 1 0 1 1 monsters

CZV influent

- CA/ effluent

ozonverbruik

_ _ _ _


praktijkonderzoek 13

Het bleek mogelijk de gestelde doelstelling ten aanzien van het CZV-gehalte te verwezenlijken. Hiervoor was gemiddeld een ozondosering nodig van 0,8 gram O, per gram verwijderde CZV. Dit komt overeen met een dose- ring van 0,7 g O, per gram CZV-initieel en een ozongehalte in afvalwater van 1 g/l. Uit de toxiciteitstesten bleek dat de toxiciteit na chemische oxydatie over- wegend lager was, i.c. dat er detoxificatie optrad. Op basis van de bovengenoemde kengetallen is een kostenraming opgesteld voor een full-scale installatie. De investeringskosten hiervoor bedragen f 4.900.000. De kosten per kuub voeding (afvalwater) bedragen circa f 15,-.

2.2 Laboratoriumonderzoek naar chemische oxydatie van influent 141

In 1995 is gestart met een laboratoriumonderzoek naar de mogelijkheden van chemische oxydatie als voorbehandeling van afvalwater bij biologische zuivering. Dit in tegenstelling tot experimenten waarbij afvalwater wordt nabehandeld met behulp van chemische oxydatie (zie 2.1). De gedachtengang hierbij is dat een gedeeltelijke (partiële) oxydatie van matig tot slecht afbreekbare stoffen zou leiden tot een verbeterde biologische afbreekbaarheid doordat grote persistente moleculen tot kleinere brokken worden afgebroken.

In het door Iwaco gecoördineerde onderzoek zijn door een aantal leveran- ciers diverse oxydatiemiddelen beproefd, namelijk: ozon, ozon met waterstofperoxide, ozon met een katalysator en waterstofperoxide met UV-straling. Het doel van de proeven was te bepalen of de biologische afbreekbaarheid verbetert als gevolg van een partiële oxydatie. Biologische afbreekbaarheid is hierbij gedefinieerd als een verbetering van de verhouding tussen BZV, en CZV. Bovendien dient deze verbetering niet gepaard te gaan met een grote afbraak van CZV. De proeven zijn uitgevoerd door middel van labora- toriumtesten op geprepareerde monsters die samengesteld zijn uit afvalwater afkomstig van tankautoreinigingsbedrijven. Het afvalwater betrof steeds het effluent van een fysisch-chemische zuivering, i.e. het influent van een biologische zuivering.

De resultaten van de proeven zijn samengevat in tabel 1.

................................ tabel 1 oxydatietechniek BZV,/CZV czv BZV Verandering in ûZV,/CZV-ratio als ge- . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . volg van behandeling met chemische ozon stijgt sterk daalt licht stijgt ox ydatiemiddelen ozon/waterstofperoxide stijgt sterk daalt licht stijgt

ozon/katalysator stijgt licht daalt sterk daalt waterstofperoxide/UV daalt gelijk daalt

De conclusie van het laboratoriumonderzoek was dat partiële oxydatie goede perspectieven biedt voor de behandeling van afvalwater van tankautoreinigingsbedrijven. Hierbij lijken ozon en ozon/waterstofperoxide het beste in staat om niet-afbreekbare CZV om te zetten in afbreekbare verbindingen. De toevoeging van waterstofperoxide geeft echter geen extra effect te zien, zodat uiteindelijk ozon als meest veelbelovende techniek naar voren komt.

Bovenstaande conclusie heeft geleid tot de aanbeveling om het onderzoek naar partiële oxydatie voort te zetten op pilot-schaal. Hierover wordt ge- rapporteerd in hoofdstuk 3.


14

3 Praktijkonderzoek

..................................................................................

3.1 Inleiding

3.1.1 Organisatie In 1996 is nader onderzoek verricht naar de mogelijkheden van het gebruik van partiële oxydatie bij tankautoreinigingsbedrijven. Tot dit praktijkonderzoek is besloten naar aanleiding van eerder onderzoek met het gebruik van chemische oxydatie in 1993 en 1995 (zie hoofdstuk 2). Het RIZA heeft Tebodin opdracht verleend om door middel van praktijkonderzoek te bekijken of partiële oxydatie bij tankautoreinigingsbedrijven leidt tot een verbeterde biologische afbreekbaarheid van afvalwater. Dit onderzoek heeft plaatsgevonden in de periode van juni-november 1996 op het terrein van Rotterdams Tank Transport bv (RTT) door middel van een testopstelling van 4 biologische zuiveringsinstallaties (capaciteit * 10 I/h) en een ozoninstallatie (capaciteit * 300 g OJh). RTT heeft in samenwerking met de ATCN faciliteiten aan het project ter beschikking gesteld.

De ondersteuning van het project vond niet alleen plaats door vertegen- woordigers van Tebodin, R l T en RIZA, maar ook door:

waterschappen (Hoogheemraadschap van West-Brabant en zuiverings- schap Hollandse Eilanden en Waarden); regionale directies van Rijkswaterstaat (Zuid-Holland); de branche-organisatie van tankautoreinigingsbedrijven (ATCN); de leverancier van de ozoninstallatie (Wedeco Nederland en Duitsland).

3.1.2. Doelstellingen De doelstellingen van het project zijn als volgt geformuleerd: 1.

2 .

3.

Beoordeling van de werking van een biologische zuivering in combinatie met een voorbehandeling door partiële oxydatie met ozon bij tankautoreinigingsbedrijven (waar chemicaliënhoudend afvalwater wordt behandeld); Inzicht te verschaffen in de uitbreidingsmogelijkheden van afvalwaterbehandeling in de bedrijfstak met behulp van partiële oxydatie, met name gericht op het voorwaswater van de zogenaamde B-lijst (zie inter- mezzo 1); Inzicht te verschaffen in de toepassingsrnogelijkheden van partiële oxydatie buiten de bedrijfstak.


praktijkonderzoek

15

3.1.3 Proefopzet Zoals gezegd bestond de proefopzet uit een viertal biologische zuiveringsinstallaties in combinatie met een ozoninstallatie. Het onderzoek heeft plaatsgevonden in drie verschillende, achtereenvolgende proeven.

Twee van de biologische systemen dienden ter nabootsing van een communale rioolwaterzuiveringsinstallatie (rwzi). Deze systemen werden dan ook hoofdzakelijk gevoed (90%) met afvalwater afkomstig van de rwzi Spijkenisse. Van deze rwzi was ook het entslib afkomstig. Het overige deel van het afvalwater werd gevormd door al dan niet geozoniseerd afvalwater van RlT.

De andere twee biologische systemen dienden ter nabootsing van een in- dustriële biologische zuiveringsinstallatie (awzi) en werden hoofdzakelijk gevoed met al dan niet geozoniseerd hoofdwaswater aangevuld met (al dan niet geozoniseerd) voorwaswater. Deze systemen werden geënt met aktief slib van de biologische zuivering van RTT.

Het onderscheid tussen beide typen systemen was noodzakelijk omdat een rwzi in het algemeen veel kleinere hoeveelheden industrieel afvalwater krijgt aangeboden en derhalve een slibmassa heeft die in mindere mate aan de geloosde stoffen is geadapteerd. Dit heeft mogelijkerwijs gevolgen voor de uitkomst en interpretatie van de proefresultaten.

Het buffervat met afvalwater van de lokatie werd in proef 1 gevuld met voorwaswater. In proef 2 werd hoofdwaswater ingezet. In proef 3 werden twee biologische zuiveringen gebruikt, die bovendien niet parallel maar serieel geschakeld waren. Tussen deze twee zuiveringen bevond zich de ozoninstallatie.


16

................................ Figuur 3.1 Schematische weergave van de proeven 1 en2.

buffer afvalwater lokatie

ozon A > bioloog 1 : awzi A

A = analyse I I

referentie bioloog 1 : awzi

De bedrijfsvoering van de biologische systemen was zoveel mogelijk con- form de gebruikelijke bedrijfsvoering in full-scale systemen. De kengetallen zijn weergegeven in tabel 2.

A+

................................ Tabel 2 systeem toelichting debiet O,-gehalte slibgehalte slibbelasting Vooraf gewenste en werkelijk gehaaide Wh) (rngIl) (g/l) (g C N I g DS.d)

gen. rwzi streefwaarde 10 2 3,9 0,08

awzi streefwaarde 10 2 9-13 0.07 werkelijk 11.8 52 13,6 0,08

kengetallen van de biologische zuiverin- . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

werkelijk 10,7 5 4 2,7 0.09

huishoudelijk

Verschillen tussen nagestreefde en werkelijk gehaalde kengetallen waren met name te zien bij het O,-gehalte. Het gebruikte beluchtingssysteem kon namelijk onvoldoende nauwkeurig worden ingesteld. De hoge O,-gehalten hebben overigens niet tot een zichtbare invloed op de resultaten geleid.

v A bioloog 2: rwzi afvalwater

3.1.4 Analyses Alle systemen zijn uitgebreid bemonsterd en geanalyseerd op chemische parameters. Dit geldt ook voor in- en uitgaande stromen van de ozoninstallatie. De belangrijkste onderzoeksparameters zijn CZV en BZV. Daarnaast is geanalyseerd op EOX, Kj-N, fosfaat en nitraat, chloride en zwevend stof. De bemonsteringen zijn in eigen beheer door Tebodin uitgevoerd. De analyses zijn verricht door een commercieel (Sterlab-) laboratorium.

A,

Naast de chemische analyses, is onderzoek verricht naar de effecten van ozonisatie op de ecotoxiciteit van afvalwater. Hiertoe zijn monsters genomen en verstuurd naar een onderzoekslaboratorium 131. Het toxiciteitsonderzoek bestond in grote lijnen uit een zogenaamd TEM-onderzoek (zie In- termezzo 2), met uitzondering van bio-accumulatie. Hiervoor was destijds nog geen gestandaardiseerde bepalingsmethodiek voorhanden. Voor de parameter afbreekbaarheid is gebruik gemaakt van de BZV/CZV-ratio. Gezien het ontbreken van bio-accumulatie als parameter en de geringe mate waarin chronische toxiciteitstesten zijn uitgevoerd, kan niet gespro- ken worden van een volledig TEM-onderzoek. Bovendien is nog onvoldoende duidelijk of de Ames-test voor de bepaling van mutageniteit vol- doet aan de wensen op het gebied van gevoeligheid.

V A >


referentie bioloog 2: A rwzi --+

17

,

................................ Tabel 3: Beoordeling van acute toxiciteit.

Het toxiciteitsonderzoek behelsde in eerste instantie een onderzoek naar acute en chronische toxiciteit op alle trofische niveaus, dat wil zeggen bac- teriën, algen, kreeftachtigen en vissen. Vervolgens is op basis van deze uitkomsten gekozen voor het organisme dat het meest gevoelig is voor het betreffende afvalwater. Hiermee is vervolgonderzoek verricht. Naast deze analyses is gedurende meerdere weken onderzoek verricht naar acute toxiciteit door middel van zogenaamde toxkits, die in relatief korte tijd een beeld kunnen geven van de toxiciteit van afvalwater. Deze werkwijze is gekozen om enerzijds een prioriteit aan te brengen in de te onderzoek afvalwatermonsters en anderzijds om op een snelle en goedkope manier een reeks analyses te verkrijgen van de toxiciteit van afvalwater. De resultaten van deze test zijn in het rapport weergegeven als toxiciteitseenheden (T.E.), berekend door 100/LC,o of IOO/EC,, te nemen. Een hoge waarde komt dan overeen met een hoge toxiciteit. De acute toxiciteit wordt als volgt gewaardeerd [61:

LC,, (vol.%) verdunning toxiciteitseenheden . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . < . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . zeer sterk acuut toxisch < 1 minimaal 1:lOO > 100 sterk acuut toxisch 1-10 1:lO tot 1:lOO 10-100 matig acuut toxisch 10-50 1:2 tot 1:lO 2-10 weinig acuut toxisch 50-100 1 :2 tot onverdund 1-2 niet acuut toxisch 2 100 onverdund S I


18

Voor wat betreft de effecten van geozoniseerd afvalwater op rioolwaterzui- veringen is specifiek onderzoek gewenst om vast te kunnen stellen of de goede werking van deze installaties niet belemmerd wordt. Dit onderzoek, in de vorm van het testen van respiratieremming en nitrificatieremming (NEN 6512 en 651 I ) , is uitgevoerd door het Hoogheemraadschap van West-Brabant.

Tenslotte zijn in alle proeven op diverse momenten monsters genomen ten behoeve van de bepaling van mutageniteit met behulp van de Ames-test.


19

. . . I.

i I


20

4 Resultaten proef 1 : oxydatie voorwaswater

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

4.1 Inleiding

In proef 1 werd voorwaswater (6-lijst) uit een verzamelput gewonnen op het terrein van RTT. Van dit afvalwater werd de olie-achtige toplaag en het sediment verwijderd. Het resterende afvalwater werd gefiltreerd door een 100 mm doekenfilter en vervolgens, na een eventuele neutralisatie tot pH van 7-8,5, behandeld in een ozoninstallatie. De gemiddelde ozondosering was 0,45 gram ozon per gram initieel CZV (streefwaarde was 0,5). De proefduur (exclusief aanloopperiode) bedroeg circa 5 weken.

4.2 Resultaten ozonisatie voorwaswater

Het ozoniseren van voorwaswater leidde tot een verandering in de BZV/CZV-ratio, zoals te zien is in figuur 4.1.

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Figuur 4.1 Effect van ozonisatie op de BiVJCZV- ratio van voorwaswater.

O

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 monsters

_ BZVICZV -in

BZVICZV -uit

NB De X-as wordt gevormd door meetpunten van ongeveer twee monsters per week.

De BZV nam alleen toe indien de initiële BZVKZV-ratio kleiner was dan circa 0,3.Ten aanzien van EOX en fosfaat werden geen duidelijke trends waargenomen. Zoals verwacht nam het gehalte Kj-N in het algemeen af en steeg het nitraatgehalte.

4.3 Resultaten biologische zuiveringen

Het voorwaswater werd vervolgens gemengd met een hoeveelheid 'ge- woon' afvalwater, zowel van RTT als van rwzi Spijkenisse. Volumetrisch bestond het afvalwater voor 10% resp. l % uit voorwaswater. In werkelijk- heid zijn de hoeveelheden voorwaswater kleiner, maar door met hogere


praktijkonderzoek 21

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Flguur 4.2 Verschillen in verwijderingsrendement en effluentgehalte als gevolg van par- tiële oxydatie (awzi-systemen).

1 O0 h

op 8 0 ;

E 6 0 %

K L

40 $ o,

20 :: E

.- U

................................ Figuur 4.3 Verschillen in acute toxiciteit van influent en effluent (awzi-systemen).

percentages te werken is getracht een duidelijk zichtbaar effect te bewerk- stelligen.

Voor wat betreft de effecten op de awzi-systemen is de volgende figuur van toepassing:

h - E Y

6 i

P O O

1 2 3 4 5 6 7 8 9 I0 11

monsters - effluent met 0 3 . . . . . rend. met 0 3

effluent zonder 0 3 rend. zonder 0 3

Het ozoniseren van voorwaswater leidde niet tot een verbeterd verwijderingsrendement in de zuivering. In de loop van de proef nam het verwijderingsrendement in de zuivering met geozoniseerd afvalwater zelfs af. De oorzaak hiervan is niet bekend. Het influent van beide systemen was in de- zelfde mate toxisch. Slechts in het effluent leek de toxiciteit van het geozoniseerde afvalwater hoger; hiermee is echter niet zeker dat het lagere verwijderingsrendement ook daadwerkelijk door toxificatie als gevolg van de ozonbehandeling is veroorzaakt. De acute toxiciteit is weergegeven in figuur 4.3. De gegevens zijn afkomstig van testen met de kreeftachtige Tharnnocephalus platyurus.

T I

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11

monsters

. . . . . . . . influent met 0 3 __ effluentmet03 - - _ influent zonder 03 - . -. _. - . effluent zonder 0 3

~

NB Punten 5-10 van influent met 0 3 moet zijn: > 10


22

Omdat het voorwaswater was samengesteld uit een groot aantal stoffen (60-80; opgave RTT), was het niet mogelijk de toxiciteit te herleiden tot in- dividuele stoffen of stofgroepen. Een dergelijke identificatie werd bovendien verstoord doordat onbekend was welke tussenprodukten als gevolg van ozonisatie werden gevormd. Het influent van de zuiveringen was overigens vele malen toxischer, namelijk een factor 4-10. De biologische zuivering heeft derhalve een groot deel van de initiële toxiciteit weggenomen.

De overige toxiciteitsmetingen met bacteriën, een andere kreeftachtige, algen en vissen bevestigden dit beeld. In alle acute en chronische testen werd een afname van de toxiciteit geconstateerd in het effluent ten opzichte van het influent (zie tabel 4). Het effiuent was in het algemeen matig acuut toxisch (zie tabel 3). Een bijkomende conclusie was dat alle testorganismen een gevoeligheid vertonen voor het afvalwater. Op grond hiervan is besloten een deel van de testen voort te zetten met de snelle en goedkope Microtox-test (bacteriën). Voor de reeksanalyses is blijvend gebruik gemaakt van de toxkit-test. In tabel 4 i s te zien hoe groot de acute toxiciteit is voor de verschillende testorganismen.

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Tabel 4 trofisch niveau bacterie alg kreeftachtige kreeftachtige vis Acute toxiciteit voor verschillende (toxkit) organismen (in T.E.). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

testd uur 30 min 96 uur 48 uur 24 uur 96 uur parameter (T.E.) E', ECnl EC50 4 0 4 0 influent met O, > 17.9 62,5 43.5 15.2 2-7 influent zonder O, > 17.9 62.5 > 31.3 1 1 ,o 2.8 effluent met O, 4,l 7.4 3 3 1 , I 1,4 effluent zonder O, 3.5 15,6 6.0 1 , I < I

Tot slot kan vermeld worden dat mutageniteit in geen van de monsters is waargenomen.

De verwijdering cq. omzetting van EOX, Kj-N en fosfaat bleek niet te cor- releren met het ozoniseren van afvalwater. In zowel het geozoniseerde systeem als het niet-geozoniseerde systeem werden EOX en Kj-N voor meer dan 65% omgezet, tot effluentwaarden van gemiddeld 0,15 mg/l resp. 30 mg/l. Voor fosfaat kon geen trend worden waargenomen.

Voor de effecten op de rwzi-systemen is figuur 4.4 van toepassing.

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Figuur 4.4 Verschillen in verwijderingsrendement en effluentgehalte als gevolg van par- tiële oxydatie (rwzi-systemen)

500 100 , ,

! t-- I

I 2 3 4 5 6 7 8 9 10 1 1

monsters

rend. met 03 effluent met 03 _ _ _ _ effluent zonder 03 rend. zonder 03 - . - . - . - . . . . . . . .


praktij konderzoek

23

Ook bij deze zuiveringen werd geen verbetering van het biologische verwijderings- rendement vastgesteld als gevolg van het partieel oxideren. Het influent was aanvankelijk sterk acuut toxisch (LC,, > 10 T.E.), doch dat verbeterde naarmate de proef vorderde tot matig acuut toxisch. Het effluent was niet acuut toxisch (LC,, < 1 T.E.). De hoge toxiciteit van het influent heeft geen invloed gehad op de werking van de biologische zuiveringen. Tussen het geozoniseerde en niet-geozoniseerde afvalwater bestond geen significant verschil in toxiciteit. In de genomen monsters werd geen mutageniteit waargenomen, evenmin als nitrificatie- of respiratierem mi ng.

Ook hier werden ten aanzien van EOX, Kj-N en fosfaat geen verschillen geconstateerd tussen het geozoniseerde en niet-geozoniseerde systeem. EOX werd verwijderd tot onder de detectielimiet (0,l mg/l). Kj-N werd voor 90% omgezet (eindwaarde: 5 mg/l) en fosfaat voor 10% (eindwaarde: 10 mg/l).

4.4 Conclusies

Het ozoniseren van voorwaswater verbetert de BZV/CZV-ratio mits de ini- tiële ratio laag genoeg is (< 0,3). Daarboven leidt ozonisatie niet tot een duidelijke verbetering.

Het effect van bovenbeschreven verbetering is niet teruggevonden in de prestaties van de biologische zuiveringssystemen. Bij de awzi-systemen geldt dat het zuiveringsrendement van beide systemen praktisch gelijk is. Na verloop van tijd neemt het rendement van het systeem mét geozoniseerd voorwaswater zelfs af, waarschijnlijk doordat een toxisch effect is op- getreden. In de rwzi-systemen is in het algemeen hetzelfde beeld te zien, doch minder consistent. De toevoeging van beter biologisch afbreekbaar voorwaswater leidt niet tot een verbeterd zuiveringsrendement in de biologische zuivering. De verbetering van de biologische afbreekbaarheid van het voorwaswater wordt mede te niet gedaan door de menging met hoofdwaswater. Gezien de resultaten van de ozonisering van voorwaswater zal een afzonderlijke biologische nabehandeling de voorkeur verdienen. Dit betekent echter een aanzienlijke ingreep in de bedrijfsvoering.

Voor de andere chemische parameters (EOX, fosfaat en Kj-N) is de conclusie dat het ozoniseren geen meetbaar effect oplevert. Alleen de omzetting van Kj-N tot nitraat is duidelijk zichtbaar. Afbraak en omzetting van deze parameters vindt verder vooral plaats in de biologische zuivering.

Het blijkt goed mogelijk om met acute en chronische toxiciteitstesten een keuze te maken voor een (meest) gevoelig organisme. In dit geval bleek de Microtox-test (bacteriën) te voldoen. Alle toxiciteitsonderzoeken, dus ook de toxiciteitskits, leverden een eenduidig beeld op van afvalwater (influent) dat relatief toxisch was maar na de biologische zuivering een duidelijk lagere toxiciteit bezat. Mutageniteit en nitrificatie/respiratieremming werden niet waargenomen.


praktijkonderzoek

24

5 Resultaten proef 2: ozonisatie hoofdwaswater

O 1 -I 1

I

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

5.1 Inleiding

In proef 2 werden de 4 systemen met al dan niet geozoniseerd hoofdwaswater gevoed. In deze proef werd dus geen voorwaswater meer ingezet. In de awzi-systemen bestond de voeding voor 100% uit hoofdwaswater. In de rwzi-systemen werd 10% hoofdwaswater gemengd met 90% rioolwa- ter van rwzi Spijkenisse. De ozondosering werd ook in deze proef ingesteld op 0,5 gram ozon per gram ingebrachte CZV. De proefduur (exclusief aanloopperiode) bedroeg circa 4 weken.

5.2 Resultaten ozonisatie hoofdwaswater

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Figuur 5.1 Effect van ozonisatie op de BZV,/CZV- ratio van hoofdwaswater.

BZVICZV-na BZV/CZV-voor

2 3 4 5 6 monsters

De (lichte) toename van de BZV/CZV-ratio werd veroorzaakt door een afname van het CZV-gehalte. De BZV-gehalten daalden licht.

Voor wat betreft EOX, Kj-N en fosfaat waren er als gevolg van ozonisatie lichte afnames (10-30 %) van de gehalten te zien.


praktijkonderzoek


I

800 700

- - 600 M 500 E 400 6 300

200 1 O0

\

Y

................................ Flguur 5.2 Verschillen in verwijderingsrendement en effluentgehalte als gevolg van par- tiële oxydatie (awzi-systemen).

Het verloop van de CZV in de awzi-systemen is weergegeven in figuur 5.2.

100 . . . . . . . . . . . . . .u -- .-, < - - - -

... . . . . - c . . . . . . . . . -

. - . I-_-

. y.h.T 80 0

60 2

40 9 E,

.- 20 g .-

I o ;

Duidelijk is te zien dat de effluentkwaliteit van het afvalwater met ozon in het grootste deel van de proef beter was, maar dat het verwijdenngsrende- ment in de biologische zuiveringen gelijk was. De verbeterde kwaliteit wordt derhalve bepaald door CZV-afbraak door ozon, hetgeen niet het be- oogde doel van het project was. Het hoge CZV-gehalte aan het begin van de proef werd veroorzaakt door de nawerking van proef 1 (zie figuur 4.2).

De corresponderende reeks van acute toxiciteitsgegevens (Tharnnocepha- lus platyurus) staat in figuur 5.3 (iet op de X-as).

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Figuur 5.3 Acute toxiciteit van influent en effluent.

4

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

5 6 7

monsters

influent met 03

- _ _ influent zonder 03

8

- - - - effluent met 03

. effluent zonder 03

I NB Influent zonder 0 3 : > 10, beide effluenten: c 1.

In eerste instantie leek het afvalwater met ozon minder toxisch. Naderhand werd het verschil kleiner, mogelijkerwijs doordat aan het eind van de proef


26

een lagere ozondosering werd ingesteld (0,35 g/g CZV-i). Voor het effluent van de biologische zuivering maakte dit echter geen verschil. Acute toxiciteit was hier in alle gevallen vrijwel afwezig. De metingen met de Micro- tox-test bevestigden dit beeld (tabel 5).

................................ test-organlrme kreeftachtlge‘ bacterie’ kreeftachtlge bacterle kreeftachtlge bacterle

Tabel 5 - Acute toxiciteit van influent en effluent mon.s.ter.d,t;m . . . 17~10. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

LC50 EC, LC50 %o 4 0 EC50

effluent met O, < 1 2 9 < I <2,2 < 1 < 2.2

21-10 24-10 voor twee soorten organismen (in T.E.). (T,E,)

influent met O, 2.2 33,3 73 40 5,5 47,6 influent zonder O, > 10 > 17,9 > 10 > 17.9 > 10 > 17,9

effluent zonder O, 1,2 c 2,2 1,5 < 2.2 1,6 3.8

’: Thamnocephalus plaîyurus *: Vibrio fischeri

Tevens kan uit deze tabel afgeleid worden dat het afvalwater dat geozoniseerd was, een lagere toxiciteit vertoonde. Bovendien leek het afvalwater toxischer te zijn voor de bacterie dan voor de kreeftachtige. Mutageniteit en nitrificatie/respiratieremming werden in geen van de afvaî- watermonsters waargenomen.

De verwijdering van EOX in beide biologische zuiveringen was nagenoeg volledig (> 80%) tot een eindgehalte < 0,l mg/l. Het verwijderingsrendement voor Kjeldahl-stikstof was in het systeem zonder ozon hoger, 182% tegenover 53% in het systeem met ozon, tot eindgehalten van 11 mg/l resp. 24 mg/l. Voor dit verschil is geen verklaring gevonden. Over de (verschillen in de) verwijdering van fosfaat zijn geen kwantitatieve uitspraken te doen.

In de rwzi-systemen werd het volgende verloop van CZV-gehalten gemeten (figuur 5.4).

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Figuur 5.4 Verschillen in verwijderingsrendement en effluentgehalte als gevolg van par- tiële oxydatie (rwzi-systemen).

120

1 O0

h - \ 80

? 60 > 0 40

20

O

- . . . . . . . . . . . . . . . . . . .......... .- _e -.y - - -

----------

effluent met 03 rend met03

- - - - effluent zonder 03 . . . rend zonder03

Zowel ten aanzien van het effluentgehalte als het verwijderingsrendement bleek dat beide systemen vrijwel gelijk presteren en dat het ozoniseren niet leidde tot een verbeterd rendement.


27

.. . . . . . . . ...... -.“.I__. .l.”. . . . . . . .

_ _ _ ~

De acute toxiciteit (Thamocephalus platyurus) vertoonde de volgende reeks (let op de X-as):

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Flguur 5.5 Acute toxiciteit van influent en effluent (nvzi-systemen).

/ /

/ /

4 5 6 7 monsters

~ influent met 03

- - - - influent zonder 03

- - _ _ .- .. effluent met 03

- . - . - . - . . effluent zonder 03

46 Beide effluenten: < 1.

Ook hier bleek in het influent nog een meetbare toxiciteit aanwezig te zijn, die echter na de biologische zuivering geheel verdwenen was (LC,, < 1 T.E.). In vergelijking met de Microtox-testen was de toxiciteit als volgt:

................................ Tabel 6 test-organlsrne kreeftachtige’ bacterle2 kreeftachtlge baderle kreeftachtlge bacterle Acute toxiciteit van influent en effluent . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . voor twee soorten organismen (in T.E.). monsterdatum 17-10 21-10 24-10

parameter (T.E.) LC,, EC, 4 0 EC50 LC50 EC50 influent met O, 3.2 17,5 9,2 433 1,5 2,7

effluent met O, < 1 < 2,2 < 1 < 2,2 < 1 < 2,2 effluent zonder O, < 1 < 2,2 < 1 <2,2 <I < 2,2

influent zonder O, 6,7 18.5 4,7 > 17.9 5,3 31,3

’: Thamnocephalus platyurus 2 : Vibrio fischeri

De Microtox-test (bacteriën) bevestigde dat de acute toxiciteit in het effluent voortdurend zeer laag was. Of acute toxiciteit geheel afwezig was, kon met deze test niet worden bepaald. Om praktische redenen werd de eerste verdunning op 45 vol.% (T.E. = 2,2) gesteld. Uit de toxiciteitsgegevens van het influent bleek dat ook hier de bacterie gevoeliger is voor het afvalwater dan de kreeftachtige. Over verschillen in al dan niet geozoniseerd afvalwater zijn hier geen uitspraken te doen. Mutageniteit en nitrificatie/respiratieremming werden niet waargenomen.

Van de overige parameters bleek EOX zowel in in- als effluent afwezig te zijn. Kj-N werd in beide systemen goed verwijderd (i 88%) tot een eindgehalte van 6 mg/l. Fosfaat werd in beperkte mate uit het water verwijderd (20-40%) tot een eindgehalte van 6 mgll.


5.4 Conclusie

Ozonisatie van hoofdwaswater leidt slechts tot een geringe stijging van de BZVKZV-ratio, die bovendien hoofdzakelijk veroorzaakt wordt door een sterke CZV-afname. Het verwijderingsrendement van de biologische zuivering voor geozoniseerd afvalwater i s dan ook niet toegenomen.

EOX en Kj-N worden in grote mate verwijderd in de biologische zuivering. Het al dan niet ozoniseren heeft hier geen effect op.

Ozonisatie leidt niet tot een toename van de toxiciteit. De biologische zuivering reduceert de in het influent aanwezige toxiciteit in grote mate. Het effluent van de biologische zuivering(en) heeft een zeer lage of geen toxiciteit. Mutageniteit en nitrificatie/respiratieremming worden niet waargenomen.


praktij konderzoek

29

, . . . . . .... ~ ~ . . . ~ .. ._I .. . .


30

6 Resultaten proef 3: ozonisatie effluent

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

6.1 Inleiding

Proef 3 kende een andere opzet dan de eerdere twee proeven. Tijdens proef 2 bleek dat het partieel ozoniseren van hoofdwaswater niet leidde tot een beter zuiveringsresultaat. Dit werd mede veroorzaakt doordat het afvalwater een betere biologische afbreekbaarheid had dan verwacht. In onderling overleg is vervolgens de mogelijkheid besproken het effluent van de biologische zuivering partieel te ozoniseren om de (zeer lage) afbreekbaarheid hiervan te vergroten. Deze mogelijkheid is al eerder beschre- ven en toegepast, vooral in het buitenland. Omdat het niet wenselijk wordt geacht om de aldus gecreëerde BZV rechtstreeks op oppervlaktewater te lozen, is het noodzakelijk het geozoniseerde afvalwater opnieuw in een biologische zuivering te brengen. Deze tweede zuivering kent vanzelfsprekend een aangepaste bedrijfsvoering. Deze proef is uitgevoerd met de twee awzi-systemen, die in serie zijn geschakeld. Schematisch ziet de zuivering er dan als volgt uit:

................................ Figuur 6 Schema biologische zuivering.

1 e biol. zuivering ozonisatie 2e biol. zuivering

Een eventuele uitbreiding van bestaande rwzi’s met ozonapparatuur en een aanvullende biologische zuivering is vermoedelijke geen reële mogelijkheid. Voor de rwzi-systemen werd de uitvoering van deze optie dan ook niet zinvol geacht. De proefduur (exclusief aanloopperiode) bedroeg circa 3,5 weken.

6.2 Resultaten ozonisatie effluent biologische zuivering

Het effluent van de eerste biologische zuivering werd geozoniseerd met een gemiddelde ozondosering van * 0,5 g per g CZV-initieel, oftewel een ozongehalte van i 0,3 g/l.


praktijkonderzoek

................................ Figuur 6.1 Effect van partiële oxydatie op BZV,/CZV-ratio van het effluent van een biologische zuivering.

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Tabel 7 Effect van partiële oxydatie op BZV,, CZV en BZV,/CZV-ratio.

................................ Tabel 0 Verloop van het CZV-gehalte na biologische zuivering en partiële oxydatie.

......................... Tabel 9

v

N Y N m

0.4 T

0.1 _ / - - - -_

1 2 3 4 5 6 7

monsters

- _ - - BZVICAl-voor

~ BZVICZV-na

De stijging van BZVKZV-ratio was met name te danken aan een sterke toename van het BZV-gehalte, zoals ook blijkt uit de volgende tabel.

parameter eenheid voor ozonisatie na ozonisatie gemiddelde (t sd) gemlddelde (I sd)

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . CZV mg/l 432 (152) 367 (I 103) BZV, mg/i 5 (I 0) 83 (I 43) BZV,/CZV - 0,Ol (I 0,OO) 0.22 (I 0,08)


De prestaties van de tweetrapszuivering zijn weergegeven in tabel 8. De vermelde CZV-gehalten zijn gemiddelden.

p roceso nderdeel CZV-gehalte (mgll) CN-verwijdering cumulatief van het proces

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . influent 2.845 na eerste biologische zuivering 432 85 % 85 % na ozonisatie 367 15% 87% na tweede biologische zuivering 193 47% 93%

De acute toxiciteit (Thamnocephalus platyurus) van het afvalwater is eveneens gemeten, en vertoonde het volgende patroon (tabel 9).

procesonderdeei CZV-gehalte (mg/l) toxiciteltseenheden (-)

verloop van de gemiddelde toxiciteit na ~ . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.845 9 5 (I 1 3 )

432 1-6 (I 0,3) na eerste biologische zuivering na ozonisatie 367 2,1 (I 0,7) na tweede biologische zuivering 193 1-4 (I 0 3

biologische zuivering en partiële oxyda- inf'uent tie (in T.E.).

Net als in de andere proeven nam de gemiddelde toxiciteit vooral af in de biologische zuivering(en). De ozonisatie leidde niet tot een significante toxiciteitsverhoging (zie tabel 9 en 10). Het uiteindelijk te lozen effluent was weinig tot niet toxisch. Overigens kwam de gemiddelde waarde van


32

het effluent van de eerste biologische zuivering (T.E. = 1,6) goed overeen met de toxiciteit die in het kader van eerder onderzoek in de praktijk werd gemeten. Bij deze meting, met hetzelfde organisme, werd een waarde van T.E. = 2 gemeten 171. Mutageniteit werd in geen van de monsters geconstateerd.

................................ Tabel 10 test-organisme kreeftachtige’ baderie’ Verloop van de acute toxiciteit voor twee verschillende organismen (in T.E.). monsterdatum

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . parameter U.E.) LC50 influent > 10 na eerste biologische zuivering 1,2 na ozonisatie 1,6 na tweede biologische zuivering < 1

’: Tharnnocephalus platyurus 2 : Vibrio fischeri

12-11

EC5a 55,6

3 8 7,5 5.1

Uit de resultaten van de Microtox-testen blijkt dat bovenbeschreven verloop van de acute toxiciteit bevestigd wordt. Net als in de proeven 1 en 2 (zie hoofdstuk 4 en 5) was de toxiciteit van vrijwel alle afvalwatermonsters (influent en effluent) hoger voor de bacterie uit de Microtox-test (matig acuut toxisch) dan voor de kreeftachtige (niet acuut toxisch).

EOX werd reeds in de eerste biologische zuivering verwijderd tot onder het niveau van de detectielimiet (0,l mg/l). De verwijdering van Kjeldahl-stikstof uit het gehele systeem bedroeg meer dan 75% tot een effluentwaarde van 10 mg/l. De verwijdering van fosfaat in het systeem bedroeg 70% tot een effluentgehalte van gemiddeld 0,5 mg/l.

6.4 Conclusie

Het partieel oxyderen van het effluent van een biologische zuivering leidt tot een aanmerkelijke toename van de biologische afbreekbaarheid daarvan. Het overall-zuiveringsrendement stijgt hierdoor van 85% tot 93 %. Met een optimalisatie van de ozondosering en de biologische zuivering is het rendement naar verwachting nog verder te verbeteren.

De toxiciteit (LC,,) is in het influent het hoogst. Na de eerste biologisch zuivering is de toxiciteit aanmerkelijk gedaald. Het ozoniseren heeft nauwelijks invloed op de toxiciteit. Hetzelfde is zichtbaar in de tweede biologische zuivering, hoewel de toxiciteit in het influent daar al zeer laag is. Mutageniteit wordt in geen van de monsters waargenomen.

EOX wordt in de eerste biologische zuivering reeds gereduceerd tot onder het niveau van de detectielimiet. Fosfaat en Kjeldahl-stikstof worden verre- gaand (70-75%) verwijderd.


33


praktijkonderzoek

34

7 i m p I e m e n tat i esce n ar i o's

..................................................................................

7.1 Inleiding

Een belangrijk onderdeel van het project betreft de uitwerking van een aantal scenario's met betrekking tot de mogelijke implementatie van chemische oxydatie bij bedrijven. De resultaten uit het technisch en toxicologisch onderzoek (zie hoofdstuk 4 t/m 6) dienen daarbij als leidraad. Als belangrijke aanvulling dienen bovendien de gegevens over andere milieuhygiënische effecten, zoals energieverbruik en afvalproductie, en de kostenaspecten.

Op grond van de behaalde resultaten, is met name de uitwerking relevant van een bedrijfsvoering waarbij een tweetraps biologische zuiveringsinstallatie met tussengeschakelde ozoninstallatie wordt opgesteld. Dit scenario is zowel uitgewerkt voor een bedrijf dat rechtstreeks op oppervlaktewater loost, als voor een bedrijf dat loost op de riolering.

7.2 Scenario 1: lozing op riolering

In dit scenario wordt het huidige zuiveringssysteem uitgebreid met een biologische zuiveringstrap en een nageschakelde ozoninstallatie, alvorens lozing op de riolering plaats vindt. De lozingsvracht aan verontreinigingen wordt met name in de biologische zuivering gereduceerd terwijl het effluent dat op de riolering c.q. RWZI wordt geloosd door partiële oxydatie een acceptabele biologische afbreekbaarheid krijgt.

Dit scenario is uitgewerkt door een modelbedrijf te omschrijven dat de volgende afvalwaterkarakteristiek kent.

................................ Tabel 11 omschrijving debiet CZV-gehalte BZV-gehalte Kj-N Afvalwaterkarakteristiek bij een fictief . . . ' . . . tankautoreinigingsbedrijf (indirecte 1 0 - gemiddeld 3,5 m3/h 4.500 mg OJI 2.050 rng O,/I 100 mg/l zer).

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

Het bedrijf reinigt zowel tanks waarin voedingsmiddelen zijn vervoerd als tanks waarin chemicaliën zijn vervoerd. De biologische zuivering bestaat uit een laag-belast aktief-slibsysteem. De ozoninstallatie heeft een capaciteit van 2 kg O, per uur.

De totale investeringskosten van deze optie zijn geraamd op bijna 2 miljoen gulden. De aktief-slibinstallatie is hierin geraamd op 1,5 miljoen gulden en de ozoninstallatie op 450.000 gulden. De operationele kosten zijn uitgewerkt in een uitgebreide kostedbaten- analyse. De totale jaarlijkse kosten worden geraamd op 441 .o00 gulden waarbij zo'n 70% wordt bepaald door kapitaalslasten, en de totale baten (reductie lozingsheff ing) worden geraamd op 230.000 gulden De extra kosten per kuub behandeld afvalwater komen hiermee op circa 14 gulden terwijl de kosten per kilogram verwijderde CZV uitkomen op bijna 4 gulden.

Partiële oxydatie van afvalwater

Praktijkonderzoek 35

......

Het inzetten van een biologische zuivering levert een extra afvalproductie op van circa 80 ton ingedikt slib. Het energieverbruik door beluchting en ozonproductie zal met bijna 300.000 kWh toenemen.

7.3 Scenario 2: lozing op Oppervlaktewater

Een ander scenario dat is uitgewerkt, betreft een bedrijf dat rechtstreeks op oppervlaktewater loost. Dergelijke bedrijven hebben nu reeds een biologische afvalwaterzuivering in eigen beheer. Het effluent van deze zuivering zal in dit scenario worden geoxideerd met ozon en vervolgens worden gevoed aan een (zeer) laag belast aktief-slibsysteem. De ozoninstallatie heeft een capaciteit van 4 kg O, per uur.

De gemiddelde kwaliteit van het effluent van de eerste zuivering is als volgt:

................................ omschrijving debiet CZV-gehalte BZV-gehalte Kj-N Tabel 12 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Afvalwaterkarakteristiek van een fictief . . . . . . . . . .

tankautoreinigingsbedrijf (directe lozer) gemiddeld 5,5 m3/h 550 rng OJI . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 35 rng OJI 15 rngll

De investeringskosten voor dit scenario bedragen zo'n 1 ,I miljoen gulden, waarin ruim 0,5 miljoen gulden nodig is voor de ozoninstallatie. Uit de kosten/batenanalyse (operationele kosten) blijkt dat de jaarlijkse kosten naar schatting 408.000 gulden bedragen, waarvan ongeveer 70% op gaat aan kapitaalslasten en energieverbruik, en de baten ongeveer 25.000 gulden De extra kosten per kuub afvalwater komen hiermee op 850 gulden en per kilogram verwijderd CZV op 24 gulden.

Het extra energieverbruik wordt ingeschat op 560.000 kWh per jaar. De extra afvalproductie als gevolg van een af te voeren slibstroom bedraagt zo'n 14 ton per jaar.


36

8 Algemene conclusies

..................................................................................

Hoewel de proeven in betrekkelijk korte tijd zijn uitgevoerd, is in alle proeven een reeks van consistente gegevens gegenereerd. Dit geldt voor zowel het technische onderzoek als het toxiciteitsonderzoek. De representativiteit van het onderzoek is dan ook goed te noemen.

De belangrijkste conclusie uit het onderzoek is dat de implementatie van partiële oxydatie in de bestaande bedrijfsvoering van tankautoreinigingsbedrijven niet leidt tot een oplossing voor het probleem van de grote CZV-lozingen. Hiervoor is het aandeel aan biologisch afbreekbare componenten in het influent van de biologische zuivering te hoog. De oxydant (ozon) wordt hierdoor niet effectief toegepast. Partiële oxydatie is dan ook slechts een zinvolle optie indien het aandeel aan biologisch afbreekbare verbindingen laag is. Volgens het onderzoek leidt partiële oxydatie tot een beter zuiveringsresultaat bij een BZVKZV-ratio van 0,3 of lager. Dit betekent dat deze techniek in de huidige situatie slechts in een relatief beperkt aantal gevallen bruikbaar is. Afvalwater met een dergelijke karakteristiek zal immers doorgaans niet behandeld worden in een biologische zuivering. Concreet zal partiële oxydatie dus voorbehou- den zijn aan deelstromen uit processen en aan het effluent van biologische zuiveringen indien de lozing daarvan op oppervlaktewater op bezwaren stuit. De eerste optie is alleen dan zinvol als deze stromen gescheiden ingeza- meld en behandeld worden en niet worden opgemengd met afvalwater met een goede biologische afbreekbaarheid. De laatst genoemde optie zal leiden tot een aanpassing van de bedrijfsvoering omdat een nabehandeling in een biologische zuivering dan gewenst is.

De behandeling van voorwaswater bij tankautoreinigingsbedrijven leidt niet tot een verminderde werking van de biologische zuivering. Wel leidt de toevoeging van deze (hoog-geconcentreerde) deelstroom tot een toename van het CZV-gehalte in het effluent van de zuivering.

Ozonisatie heeft geen invloed op het EOX-gehalte of de verwijdering van EOX in de biologische zuivering. Ook ten aanzien van fosfaat zijn geen effecten waargenomen. Kjeldahl-stikstof wordt als gevolg van ozonisatie voor een fors deel omgezet in nitraat.

Partiële oxydatie heeft in het behandelde afvalwater niet geleid tot een toename van de acute toxiciteit (Thamnotox-test). Het influent dat in de biologische zuiveringen wordt gebracht, is in het algemeen sterk acuut toxisch (voorwaswater) tot matig acuut toxisch (hoofdwaswater). Het effluent van de zuiveringen is in alle gevallen weinig tot niet acuut toxisch. De biologische zuivering verwijdert derhalve het grootste deel van de initië- le toxiciteit. De toxiciteitstesten met andere organismen (met name bacteriën) bevesti- gen dat de biologische zuivering veel toxiciteit wegneemt. De acute toxiciteit voor deze organismen lijkt in het algemeen echter hoger te zijn.

In geen van de monsters uit de awzi- en/of rwzi-systemen is mutageniteit of nitrificatie- cq. respiratie-remming geconstateerd.


37


38

9 Literatuuroverzicht

.................................................................................

I . Pilot studie partiële oxydatie bij tankautoreinigingsbedrijven met behulp van ozon. Tebodin B.V., rapportnummer 333895, mei 1997.

2 . Effluent polishing van biologisch behandeld water met katalytische ozo- noxydatie. Tebodin B.V., rapportnummer 3100177, juli 1993.

3. Ozonisatie van afvalwater: toxiciteitsonderzoek bij tankautoreinigingsbedrijven. AquaSense, rapportnummer 97.0947, februari 1997.

4. Partiële oxydatie afvalwater tankreinigingsbedrijven, voorbereidend onderzoek. Iwaco, rapportnummer 33.4175.0, november 1995.

5. Programmaplan SPA. RIZA notanummer 95.034, SPA rapportnummer 9501, april 1995.

6. Voorlopige handreiking toepassing acute toxiciteitstesten. FWVO, notanummer 97.03, 1997.

7. Acute toxiciteitstesten, een aanvulling op de stoffenaanpak? Onderzoek van industriële effluenten in Noord-Nederland en Zuid-Holland. FWVO, notanummer 96.03, oktober 1996.


39


praktij konderzoek

40

partiële oxydatie van afvalwater: praktijkonderzoek

Documents