Modifications of the systems

Figure 4.31: Impact of varying prices of phosphorus on benefits from nutrient recovery (initial parameter marked in the figure)

4.3.3 Modifications of the systems 

The selected systems represent only an extract of possible system variations. Processes  included  in  the  systems  can  be  modified  in  order  to  check  the  possibilities  for  improving  the  systems’ performances.  This  goes beyond  the  variation  of  specific  parameters as discussed in the previous section, and refers to changes in the general  system setup and in specific processes. In what follows, some possible modifications for  each system are suggested (see Table 4.12); the impact of such modifications on the  results is also assessed.  

Table 4.12:   Measures included in the system modifications  System Modification

1 CurS Reduction of toilet flush water 2 NurS AshDec as P recovery process

3 NuRU Improvements in nutrient recovery processes (stripping and MAP precipitation)

4 CoDig Replacement of vacuum system Thickening of digested slurry Omission of N recovery (stripping) 5 BlaD Phasing out of bottled water 6 CompU Heat recovery

1 CurS 

Current developments show a trend towards a decrease in demand for toilet flush  water. The volume of cistern flush can be reduced by do‐it‐yourself kits or new toilet  models can be installed. For example, a low flush toilet with dual flush (2 l/4 l) uses  about 14 l p^‐1 d^‐1 (af Petersen et al., 2001). Therefore, the modelling of System 1 CurS is  carried out with this reduced flush water volume instead of the previous calculation  with 30 l p^‐1 d^‐1. As a result, the required drinking water and the wastewater inflow to  the WWTP are reduced by about 15% to 16%. This also cuts energy requirements and  costs for water supply (minus 15% and minus 2% respectively). Also those processes in  wastewater disposal and treatment that are flow‐dependent, such as pumping, show  decreased energy demand and costs (minus 10% and minus 1% respectively). The effort  required for nutrient elimination in the WWTP increases due to the fact that the effluent  needs to comply with standards for concentrations,  which in turn  are  negatively  affected by a decreased water volume and constant nutrient loads. For example, energy  and cost requirements for nitrogen elimination increase by about 2%, but the overall  cost and energy balances of the WWTP decrease slightly by about 1‐3%.  

For the overall cost calculation of this modification, a toilet cost of about 360 € is  assumed opposed to 275 € for a conventional toilet. This outweighs any potential  savings in water supply and wastewater treatment and results in a total cost increase of  1% for the whole system.  

2 NuRS 

The technology underlying the nutrient recovery process from sewage sludge in the  model is the Seaborne® process. This process is selected due to data availability and the  existing pilot plant. Other technologies are currently under development (see also  Section 2.4.3) and are also tested in large‐scale. Their practicability and success will  need to be assessed in the future. One of the more promising technologies is the so‐

called AshDec process, developed within the scope of the EU 6th Framework Project  SUSAN  (see  also  http://www.susan.bam.de/).  Sewage  sludge  ash  from  mono‐

incineration is subjected to several thermo‐chemical processes resulting in a licensed  fertiliser  product  called  PhosKraft®  (Hermann,  2008).  For  detailed  modelling not  enough data is available yet. However, some approximate calculations can be carried  out using the basic information given in Annex A.8.  

Table 4.13: Comparison of AshDec and Seaborne results

Value Unit

a) Potassium is added to the process as potassium chloride or potassium sulphate and therefore the recycled potassium is not waste- or wastewater-borne

b) Net energy consumption (i.e. minus savings in WWTP) - not applicable

3 NuRU 

As mentioned in Section 4.2.5 treatment of urine is only more energy‐efficient than the  transport  of  untreated  urine  if  the  distance  between  intermediate  storage  and  agriculture exceeds 110 km. However, treatment (i.e. MAP precipitation and stripping)  has additional advantages such as the reduction of micropollutants, easier application  and last but not least the acceptance of the products by farmers. The overall efficiency of 

the system could be improved by measures to reduce the energy consumption of the  recovery processes. For example, heat recovery from the existing sludge treatment at  the wastewater treatment plant or from thermal waste treatment, could reduce the heat  consumption of the stripping process. Energy savings for the stripping process of up to  40% seem realistic with improved process setups (Tettenborn et al., 2007). Regarding  the overall energy consumption of the system this would decrease the specific energy  demand by about 2% to 544 kWh p^‐1 y^‐1. Regarding MAP precipitation, the cost of  magnesium is one of the main contributors, making up about 65% of the total costs  (Esemen and Dockhorn, 2009). Esemen and Dockhorn (2009) show that the use of  seawater  containing  high  levels  of  magnesium,  reduces  the  cost  by  about  75% 

compared  to  conventional  operational  supplements.  Other  substrates  rich  in  magnesium, such as the wastewater from potassium mining, could also possibly be  used for precipitation. Considering the overall costs of the system, this cost reduction  seems negligible (less than 0.5%). For the detailed design of the processes however,  such saving potentials should be considered. 

4 CoDig 

Besides the reduction of flush water and the addition of more organic waste (see also  Figure  4.28  and  Figure  4.29),  other  measures  are  feasible  to  reduce  the  energy  consumption  of  System  4  CoDig.  For  example,  the  vacuum  system  (toilets  and  sewerage) for the collection of blackwater could be replaced by extreme‐low‐flush  toilets that use as little water for flushing as vacuum toilets (e.g. 0.6‐1 l per flush) but  have a lower energy consumption (af Petersen et al., 2001). If the energy consumption  for the vacuum sewerage is disregarded, the total energy consumption is reduced by  about 16%. However, the flushing ability and other practical experiences need to be  considered in more detail to come to a decision as to which of the two approaches is  more favourable. Another innovation worthwhile to be mentioned is a patent hold by  Hamburg Wasser (Li, 2007). This patent is for a vacuum blackwater collection system  connected  to  a  centralised  vacuum  source  that  theoretically  reduces  the  energy  consumption when compared to conventional vacuum systems. However, no practical  experiences have been reported yet, and thus no data on possible energy savings are  available. 

Furthermore, thickening of the collected blackwater before transport to the centralised  treatment is an option that could possibly cut down on energy demand. Assuming the  installation of decentralised thickening devices, such as gravity thickeners, the total  solids content of the blackwater could be increased about threefold. This would reduce  the volume of the blackwater to about one third of the original volume. The excess  water (sludge liquor) can be discharged into the centralised sewer system, together with  greywater. Assuming an energy demand for thickening of about 10 Wh m^‐3blackwater and 

an annual cost of approximately 0.74 € y^‐1 m^‐3blackwater (all data based on Puchajda and  Oleszkiewicz, 2008), this measure would require less than 1 kWh p^‐1 y^‐1 and 2 € p^‐1 y^‐1.  Potential benefits outweigh these requirements due to reduced transport requirements. 

Energy savings could amount to about 13 kWh p^‐1 y^‐1 and cost savings could be in the  range of about 18 € p^‐1 y^‐1. Therefore, the total energy demand could be decreased by  about 2% and total costs could be decreased by about 6%. Thickening of blackwater  could possibly also increase the biogas yield due to longer retention times. Puchajda  and Oleszkiewicz (2008) report that about 27% more energy can be produced by  digestion of thickened sludge with a TS of 6% instead of 3%.  

The nitrogen recovery in System 4 CoDig, which is based on stripping of nitrogen from  sludge liquor, eliminates the need for nitrogen removal in the activated sludge reactor. 

Also energy from fertiliser production is saved. However, an assessment of a modified  system, that does not include any nitrogen recovery, reveals that the overall energy  balance and the overall cost balance could both be decreased by about 3% if the  stripping process is omitted. 

5 BlaD 

System 5 BlaD achieves the highest recovery ratio, yet it is the most unfavourable  system with regard  to energy  demand and costs. This is also  partly due to  the  assumption that bottled water is used for drinking and cooking purposes. A better  choice would therefore be to treat the recycled greywater to a level where the water is  fit for human consumption. However, social perception and acceptance would need to  be ensured¹⁰⁰. Another option for this system is a centralised water supply as in Systems  1 to 4. The locally treated greywater could then be infiltrated, discharged into the  nearest watercourse or used for purposes such as irrigation. The resulting energy  savings amount to about 20% of the total energy demand, decreasing the specific  demand to about 709 kWh p^‐1 y^‐1. However, this value is still greater than the energy  demand of the other systems due to the relatively high energy consumption of the  vacuum system and the anaerobic digestion under current assumptions.  

Only a combination of measures discussed in Section 4.3.2 (i.e. addition of more organic  waste, reduction of flush water) and an alternative provision of drinking water instead  of bottled water, could bring down the energy consumption to values comparable to the  other systems. For example, a centralised drinking water supply, the addition of 80% 

100 In future, additional sources of drinking water might be developed including decentralised water 

supply options. For example, Hristovski et al. (2009) suggest that water generation from household  energy production by hydrogen fuel cells would be sufficient for potable water supply for human  consumption. 

organic waste to digestion, and a reduction in flush water consumption down to 4 l p^‐1  d^‐1 would reduce the energy consumption significantly to 597 kWh p^‐1 y^‐1; a reduction of  about 33%. This value is even lower than the current energy consumption, highlighting  the potential for possible energy savings. Also the replacement of the vacuum system  by a low‐flush toilet system as discussed above, could be a measure to reduce the  energy demand. Replacing bottled water by a centralised water supply alone, could  decrease costs by about 22% to 267 € p^‐1 y^‐1. This is still greater than the costs of the other  systems, but in a comparable range.  

6 CompU 

System 6 CompU could be adapted by the introduction of urine treatment or the  replacement of recycled water by a centralised water supply (as discussed for Systems  3 NuRU and 5 BlaD). The expected improvements in terms of energy and costs are  considered to be rather marginal, so that these measures are not discussed here in  detail.  

Another measure that could be an appropriate improvement, not only for System 6, but  also for the other systems, is heat recovery from wastewater or greywater. This measure  is worthwhile to look at, although energy requirements for household purposes such as  heating of water for showering, etc., are not included within the system boundaries of  this study¹⁰¹. Heat recovery from wastewater (i.e. connected to the sewerage system),  which could be an addition to Systems 1 to 4, is currently being tested by Hamburg  Wasser (Werner and Augustin, 2009). Heat exchangers can be used to utilise the heat in  the wastewater for heating or cooling purposes. For more general information on this  topic please refer also to Section 2.5.2 and BFE (2009). Also, the decentralised heat  recovery from greywater¹⁰² directly by local energy recovery, seems to be a promising  alternative, e.g. by recovering the heat from spent shower water for heating water. 

Cooling 1m³ of greywater by 1°C can theoretically provide 1.16 kWh, but there will be  losses in heat exchanger and heat pump devices. The coefficient of performance of a  heat pump fed with shower water can be up to about 10 (Menerga, 2009). According to  Forstner (2009) about 15 kWh can be recovered from 1000 l greywater. Taking the  average  water  consumption  for  showering  into  consideration  (about  30 l p^‐1d^‐1), 

101 Another possibility to save energy, that shall be briefly mentioned here, are appliances to reduce the 

consumption of warm water, for example, water‐saving shower heads (anti‐legionella devices should  be preferred). 

102 Greywater has on average a higher temperature (about 28°C to 40°C) than mixed wastewater (about 

12°C to 15°C) since it originates from activities such as showering and washing with warmer water  than, for example, toilet flushing. 

164 kWh p^‐1 y^‐1 could be recovered. This is about 26% of the required energy demand in  System 6, which, however, doesn’t include any energy for heating or cooling. Assuming  a cost¹⁰³ of about 400 € p^‐1, a lifetime of 12.5 years and an interest rate of 3%, the annuity  of this measure amounts to about 39 € p^‐1 y^‐1, which is an extra charge of about 18% of  the total specific costs of System 6.