Lakossági szennyvíztisztító telepek számítógépes modellezőszoftveren alapuló optimalizációja

Átírás

1 Ph.D. értekezés Lakossági szennyvíztisztító telepek számítógépes modellezőszoftveren alapuló optimalizációja Készítette: Somogyi Viola Témavezető: Dr. Rédey Ákos Pannon Egyetem Vegyészmérnöki Tudományok és Anyagtudományok Doktori Iskola 2012

2 LAKOSSÁGI SZENNYVÍZTISZTÍTÓ TELEPEK SZÁMÍTÓGÉPES MODELLEZŐSZOFTVEREN ALAPULÓ OPTIMALIZÁCIÓJA Értekezés doktori (PhD) fokozat elnyerése érdekében Írta: Somogyi Viola Készült a Pannon Egyetem Vegyészmérnöki Tudományok és Anyagtudományok Doktori iskolája keretében Témavezető: Dr. Rédey Ákos Elfogadásra javaslom (igen / nem) (aláírás) A jelölt a doktori szigorlaton...%-ot ért el, Az értekezést bírálóként elfogadásra javaslom: Bíráló neve: igen /nem. (aláírás) Bíráló neve:......) igen /nem. (aláírás) ***Bíráló neve:......) igen /nem. (aláírás) A jelölt az értekezés nyilvános vitáján...%-ot ért el. Veszprém/Keszthely,. a Bíráló Bizottság elnöke A doktori (PhD) oklevél minősítése... Az EDHT elnöke

3 Kivonat A Ph.D tevékenység a lakossági szennyvíztisztítók szimulációs vizsgálatára irányult a hatékonyság javítás lehetőségeit szem előtt tartva. A feladat megoldásához az ún. szürke-doboz modellekre esett a választás, mivel ezek segítségével a változók közötti kapcsolat matematikai eszközökkel jól meghatározható. Takács-modell az ülepítők leírására gyakran használt eszköz, ugyanakkor az alkalmazott paraméterek vizsgálatára a szennyvíztisztítók modellezésekor ritkán térnek ki. A szimulációk eredményei alapján megállapítható, hogy adott ülepítőre vonatkozóan stabil működés és hasonló körülmények esetén is szükség van a paraméter-együttes szituációnkénti meghatározására. Ajánlatos a biológiai modelltől független vizsgálatot is végezni, és különböző adatsorokkal validálni a kalibrált paramétereket, hogy a modell a bekövetkező változásokat megfelelő módon tudja kezelni. A szennyvíziszap kezelése után visszamaradt, magas ammónia tartalmú iszapvíz tisztítására alkalmas mozgóágyas biofilmes reaktor a biofilmes és eleveniszapos rendszerek hibridje, modellezése ebből kifolyólag összetett feladat. Az értekezésben egy nulla-dimenziós biofilmes modell adaptációja kerül bemutatásra. Az elemzés során bebizonyosodott, hogy a magas ammónia koncentrációjú szennyvizek esetében a nitrifikációt több lépcsőben lehet jól közelíteni, illetve hogy 20 C körül a tisztítást csak heterotróf és nitrifikáló baktériumok végzik, az ammónia egy része pedig a levegőztetés hatására távozik. A dolgozat három lakossági szennyvíztisztító telep elemzésével zárul. Mindhárom esetben üzemeltetési gond merült fel, melyekre a rendszerek modellezése után a dinamikus szimuláció eredményei alapján megoldási javaslat készült. A vizsgálatok alapjául szolgáltak egy szakértői rendszer szabályrendszerének bővítésére. i

4 Abstract The Ph.D activity focused on the simulation of municipal wastewater treatment plants based on gray-box models in view of efficiency enhancement. The Takács-model is a widely spread tool to describe settlers but parameter assessment is usually neglected when modelling the treatment plant as a whole. It was pointed out that using only one parameter set may cause inaccuracies even in cases that are similar to each other. A model development process for reject water treatment in moving bed bioreactor is described. The zero dimensional biofilm model validated for municipal wastewater was chosen to examine its applicability for reject water. Results show that the nitrogen removal can be described only by numerous processes. Three practical examples are also discussed, where the efficiency enhancement was the aim. These case studies serve to improve the knowledge base of an expert system. ii

5 Auszug Die Ph.D Aktivität konzentrierte auf die Optimierung der kommunalen Kläranlagen durch Grey-Box-Modelle. Das Takács-Modell ist ein weit verbreitetes Instrument die Nachklärbecken zu beschreiben, aber die Parameterbeurteilung wird in der Regel vernachlässigt, wenn die Kläranlage als Ganzes modelliert wird. Die Simulationen stellten fest, dass die Verwendung eines einzigen Parametersatzes auch in ähnlichen Fällen Ungenauigkeiten hervorbringen kann. Ein Modell Entwicklungsprozess für Schlammwasserbehandlung wurde demonstriert. Die Null-dimensionale Biofilm Modell validiert für kommunales Abwasser war gewählt, um ihre Eignung für Schlammwasser zu untersuchen. Es ist feststellbar, dass im Falle von Ammonium-reichem Abwasser der Stickstoff-Entfernung nur durch zahlreiche Prozesse beschrieben werden kann. Drei Beispiele aus der Praxis wurden ebenfalls diskutiert, wo das Ziel die Effizienzsteigerung war. Diese Fallstudien dienen die Wissensbasis eines Expertensystems zu verbessern. iii

6 Köszönetnyílvánítás Ezúton szeretnék köszönetet mondani témavezetőmnek, Dr. Rédey Ákosnak az évek alatt nyújtott segítségéért és bizalmáért. Hálás vagyok Dr. Domokos Endrének a tanácsaiért, az útmutatásokért és a barátságáért, nélküle nem sikerült volna. Köszönöm Dr. Kárpáti Árpádnak és a szennyvizes csapatnak a gondolatébresztő beszélgetésekért és az értékes adatokért, Varga Krisztiánt külön kiemelve, hogy segített a műszerek világában való tájékozódásban. Köszönettel tartozom Fejes Lászlóné Utasi Anettnak, hogy az anglicizmusaimat kigereblyézte és Tőtösné Szirányi Juditnak, hogy a megmaradt szóismétléseimre felhívta a figyelmem. Köszönöm a munkatársaimnak, barátaimnak, hallgatóimnak, hogy szorítottak, ki-ki a maga módján tartotta bennem a lelket. Támogatásuk sokat jelent nekem. A dolgozatban bemutatott munka a Pannon Egyetem Regionális Egyetemi Tudásközpont ÖKORET projektjének (RET_06 PEKHIT) és a SZETIKO projekt (GOP /b ) támogatásával készült. iv

7 Tartalomjegyzék Kivonat... i Abstract... ii Auszug... iii Köszönetnyílvánítás... iv Tartalomjegyzék... v 1 Bevezetés Elméleti háttér Eleven iszapos modellek és bővítéseik A szerves anyag eltávolítás mechanizmusa Nitrogén eltávolítás A biológiai foszforeltávolítás elmélete Foszforeltávolítás kémiai úton Modellek és a frakcionálás Ülepedési modellek Biofilmes rendszerek és modellezésük A biofilm felépítése Biofilm hordozók Térfogatnövelés biofilm alkalmazásával Biofilm modellek Szakértői rendszerek alkalmazása a szennyvíztisztításban Szakértői rendszerekről általában A szakértői rendszerek általános felépítése Szakértői rendszerek a szennyvíztisztításban A tudásbázis v

8 2.4.5 Alkalmazási lehetőségek felmérése Szakértői rendszer kiegészítése modellezéssel Összefoglalás Alkalmazott programok MATLAB/Simulink Landra Szennyvíztisztító Szakértői Rendszer Esettanulmányok Ülepítő szimulációs vizsgálata ülepedési görbe alapján Anyag és módszer Eredmények Következtetések Modellfejlesztés iszapvíz-kezelés vizsgálatára A vizsgált rendszer áttekintése Modellfejlesztés Következtetések Ipari szennyvíz hatása egy regionális szennyvíztisztítóra A debreceni szennyvíztisztító bemutatása Anyag és módszer Eredmények Következtetések Foszforeltávolítás optimalizálása dinamikus szimulációval Anyag és módszer Eredmények Következtetések A várpalotai szennyvíztelep vizsgálata A rendszer modellje Modellezés eredménye vi

9 4.5.3 Optimalizáció Javaslatok Összefoglalás Irodalomjegyzék Tézispontok Theses Publikációk Melléklet vii

10 1 Bevezetés A szennyezett víz kezelésének problémája már az ókorban jelentkezett, a görögök csatornahálózatot építettek a latrinák tartalmának elvezetésére, a rómaiak pedig a Cloaca Maxima segítségével szállították el a nyilvános fürdők és a hálózatra csatlakozott házak szennyvizét a Tiberisbe. Róma bukásával a szennyvízkezelés is feledésbe merült, egészen az 1800-as évekig, amikortól több városban kialakításra került egyfajta szállító rendszer: egy fuvarozó összegyűjtötte az éjjeli edények tartalmát. Később ezt a megoldást felváltotta a csatornahálózat, de a szennyvíz kezelése ekkor még nem volt megoldott [62]. A 20. század elejére a biológiai szennyvíztisztítás is elterjedőben volt, majd ez a folyamat a technika fejlődésével felgyorsult. Először a csepegtetőtestes eljárást alkalmazták, majd később az eleveniszapos tisztítás is teret nyert. Az idő haladtával, ahogy a városok növekedésével súlyosbodtak a környezeti problémák, újabb szennyezők eltávolítását kellett megoldani (időrendi sorrendben: szerves anyag okozta oxigén hiány, ammónia toxicitása, eutrofizációt okozó nitrát és foszfor). A fizikai-kémiai módszerek terén is jelentős volt a fejlődés, segítségükkel speciális szennyvizeket, szennyezőket képesek megtisztítani, vagy a biológiai bontást lehetővé tenni. Mára már vízhiányos területeken az is gazdaságos megoldás, ha a keletkező szennyvizet előzetes szűrések után fordított ozmózissal tisztítják, ivóvizet nyerve belőle [80]. A szennyvíztisztítási technológia fejlődése magával hozta a folyamatok vizsgálatát és azok modellezését a működés minél hatékonyabbá tétele érdekében. Jelentős probléma ugyanis, hogy a lakossági szennyvíz összetétele és mennyisége igen változatos, egyiket sem lehet előre meghatározni, csak korábbi adatokból következtetni. A trendek felismerésére a szennyvíztisztítók szimulációs vizsgálata kiváló eszköz. A modellezés célja a rendelkezésre álló adatokból a lehető legtöbb információt kinyerni, és azt a számítások révén felhasználhatóvá tenni a további tervezéshez, a megfelelő döntés előkészítéséhez. Ehhez azonban megfelelő pontosságú adatokra és modellekre van szükség. A hazai szennyvíztisztítók az Európai Unióhoz való csatlakozásunk után kihívás elé kerültek. A szigorúbb szabályozás mellett a lakosság víz- és vegyszerhasználatának megváltozásával is meg kellett küzdeniük. Példaként említeném a szombathelyi 1

11 regionális tisztítót, mely a rekonstrukciók után sem tudta teljesíteni az összes foszfor és nyári időszakban az összes nitrogén határértéket. Működésének és a hatásfok javításának elemzése jelen értekezés részét képezi. A disszertációban bemutatott vizsgálatok célja, hogy a Pannon Egyetem Környezetmérnöki Intézete által megalkotott szennyvíztisztító szakértői rendszerét adatokkal lássa el, tudásbázisát bővítse. Az eredményeket, feltárt összefüggéseket szabályokká alakítva a szennyvíztisztítás folyamatok további modellezése részben automatizálhatóvá válik. Az irodalmi részben áttekintem a modellek alapjául szolgáló folyamatokat és azok modellbeli alkalmazását, az eleveniszapos és a biofilmes rendszerekre, illetve az ülepítőre vonatkozóan. Az elméleti részt a szakértői rendszerek értékelésével fejezem be. Ezek több szakterületen igen jó szolgálatot tesznek, a szennyvíztisztításban azonban nem terjedt el alkalmazásuk. Ez elsősorban a szennyvíztisztító rendszerek összetettségének és a bemeneti adatok változékonyságának köszönhető. A telepekre alkotott modellek ezt a problémát segítenek kiküszöbölni. Az ülepítők modellezéséhez gyakran használt Takács-modell paraméterérzékenység vizsgálatát mutatom be elsőnek. A modellezést egy viszonylag új technológia, a mozgóágyas biofilmes rendszer vizsgálatára alkalmazom, melynek kettős célja volt, felmérni a kiválasztott modell használhatóságát szélsőséges körülmények között és a modell segítségével meghatározni, mely folyamatok meghatározóak a rendszerben. Három gyakorlati példában a modellezés fő alkalmazási területével, a költség- és hatásfok optimalizással foglalkozom. 2

12 2 Elméleti háttér 2.1 Eleven iszapos modellek és bővítéseik Jelentős mennyiségű tanulmány és szakirodalom található a szennyvíztisztító telepek folyamatainak leírására készített matematikai modellekről (pl. [34, 62, 102, 118, 119, 120, 155, 159]), és különböző szabályozási stratégiák kialakításáról az optimális működés és költséghatékonyság érdekében [25, 26, 27]. A szennyvíztisztítók modellezés szempontjából nagy, nemlineáris rendszernek tekinthetők, jelentős hidraulikai és szennyezőanyag terhelés ingadozással. Mindemellett a beérkező szennyvíz összetétele is bizonytalan. Épp ezért a matematikai modellek elsősorban trendek előrejelzésére alkalmasak, viszonylag nagy bizonytalansági tényezőkkel. A bemenő adatok erős változékonysága miatt a szélsőértékek közelében számíthatunk alul-, illetve felülbecslésre. Ez lehet az egyik ok, amiért néhányan például Skrjanc [134] megkérdőjelezik a matematikai modellek alkalmazhatóságát. Tekintettel azonban arra, hogy az on-line műszerek telepítése megnöveli a költségeket, és a befolyó szennyvíz minősége továbbra sem jelezhető előre, a szennyvíztisztítás modellezése és szimulációja továbbra is elterjedt és hasznos eszköz az elfolyó tisztított víz minőségének becslésére. A szennyvíztisztítók modellezésekor az előzetesen meghatározott célnak megfelelően választhatunk fekete-, szürke vagy fehér-doboz modellt 1. Fekete-doboz modellnek tekinthető az, ha a tervezés a F/M (food/microorganism tápanyag/mikroorganizmus) arány, vagyis az iszapterhelés mértéke alapján történik. A szürke-doboz modell az ASM1 (Activated Sludge Model No. 1) [59], ASM2 és ASM2d [60] modellek, melyekben az eleven iszapot különböző funkcionális elemekre bontották, mint nitrifikáló, heterotróf (és ezen belül denitrifikáló), és foszforakkumuláló baktériumok, illetve inert szerves anyag. Az ASM3 [60] modell már megközelíti a fehér-doboz modellezést, mivel a mikrobák metabolikus folyamatainak leírását is tartalmazza [61]. A dolgozatban bemutatott esetekben a szürke-doboz megközelítést választottam. Minden esetben az eredeti cél 1 Fekete doboz: csak a ki- és a bemeneti információk ismertek Szürke doboz: a tényezők kapcsolatai matematikailag kifejezhetők, de a folyamatok leírása nem ismert, vagy túl összetett a modell szempontjából Fehér doboz: minden kapcsolat és a folyamatok is ismertek. 3

13 határozza meg, milyen részletességű modellt választunk. Amennyiben nem így teszünk, a modellezés öncélúvá válik. Az IAWQ (International Association on Water Quality, később IWA International Water Association) által felállított modelleket leggyakrabban ún. Petersen-mátrix-szal írják le [59]. Az oszlopokban szerepelnek a komponensek, melyeket két csoportba sorolnak: oldott- vagy lebegőanyagként veszik figyelembe (a jelölés rendre: S oldott és X lebegő). A sorok a különböző folyamatokat tartalmazzák. A cellákban szereplő értékek adják meg az egyes komponensek átalakulási mértékét az adott folyamatban, ezek lineáris kombinációjaként kapjuk meg az átalakulási ráták egyenleteit. A komponensekre anyagmérlegeket a térfogatáram és a vizsgált reaktor térfogatának ismeretében írhatunk fel. A mátrixos felírásra példát a 2.1. táblázatban láthatunk, ami a szerves anyag bontás leírását tartalmazza (magáról a folyamatról részleteiben a fejezetben írok). A mátrixos forma előnye, hogy nagy mennyiségű komponens és folyamat esetén is átlátható marad, a konverzió sebessége pedig könnyen meghatározható. A logikus és kompakt felépítés révén lehetővé vált a különböző modellek gyors összevetése táblázat. Modellrészlet a szerves anyag lebontáshoz a [59] alapján Folyamatok j 1. Szaporodás 2. Pusztulás 3. Lebegő anyag hidrolízise Sztöchiometriai paraméterek heterotróf hozamkonstans biomassza bonthatatlan hányada Komponensek, i (g/m 3 ) S S X S X H X P S O Konverzió sebessége Reakciósebességi egyenlet Kinetikai paraméterek heterotrófok maximális fajlagos szaporodási sebessége féltelítési állandó szubsztrátra féltelítési állandó oxigénre pusztulási együttható maximális hidrolízis sebesség féltelítési állandó hidrolízisre A szennyvíztisztító modellezésekor gondot jelenthet, hogy a reaktor modell KOI (kémiai oxigén igény) alapú, míg az ülepítő a tényleges lebegőanyag tartalommal számol. Ennek 4

14 kiküszöbölésére a reaktor állapotváltozói mellé egy új változót szokás bevezetni, mely a mindenkori összes lebegőanyag tartalmat (TSS total suspened solids) hordozza [71]. Emellett az ülepítő modelljének megalkotásakor az egyes komponensek arányát az összesített változóhoz (oldott anyagok, lebegőanyag) rögzíteni kell a bemenetnél [71]. Ez a modellezés leírására szolgáló egyenletek számát növeli, ugyanakkor lehetővé teszi az ülepítő és az eleveniszapos eljárás együttes vizsgálatát. A következő fejezetekben a lakossági szennyvízben előforduló fő szennyezők eltávolításának mechanizmusát és az IWA által kifejlesztett biokinetikai modellekben szereplő matematikai leírását mutatom be A szerves anyag eltávolítás mechanizmusa A szennyvizek szerves anyag tartalmát két fő szempont szerint csoportosítjuk: megkülönböztetünk biológiailag bontható, vagyis a mikroorgaznizmusok számára hozzáférhető és nem bontható formát, illetve oldott és lebegő frakciót, mely az ülepítők szempontjából fontos ülepedő és nem ülepedő (kolloid) frakciókra osztható fel. Mind az oldott, mind a lebegő szerves anyag tartalmaz biológiailag bontható és inert komponenseket. Az egyes modellek természetesen tartalmaznak a kitűzött célnak megfelelő, új változókat, azonban az egyes összetevők ehhez az analógiához igazodnak. A szerves anyag lebontása több lépcsőben zajlik (2.1. ábra). Első lépésként a nagy szénatomszámú tápanyag molekulák bomlanak elemeikre, végső soron acetil-coa és egyéb végtermékek keletkeznek. A következő lépcső a citrátciklus, ahol az acetil-csoportok enzimek segítségével lebomlanak, miközben szén-dioxid és kötött hidrogénatom képződik. A citromsav ciklusban keletkezett hidrogénatomok a légzési láncba lépnek be, ahol az elektronok az ADP foszforilálása révén ATP és melléktermékként víz keletkezik [38]. Az aerob légzés jelentős energiafelszabadulással jár együtt. Ehhez képest az ASM modellek [59, 60] a szerves anyag bontását két lépcsőben veszik figyelembe, először a nehezen bontható tápanyag hidrolizál, majd a könnyen hasznosítható szubsztrát egy része közvetlenül a sejtanyag képződésre fordítódik, a többi a folyamat energiaigényét biztosítva felhasználásra kerül. Ez alól kivételt képez az 5

15 ASM3, ahol a heterotróf baktériumok a könnyen bontható tápanyagot először a sejtközi állományban eltárolják, és a tárolt szerves anyagot hasznosítják szaporodáskor. Az ASM1-ben a heterotrófok aerob élettevékenységét tekintve csak egy oxigénfogyasztó folyamat van, ezzel szemben az ASM3-ban három reakció is igényel oxigént: a könnyen bontható tápanyag eltárolása, a heterotrófok szaporodása a tárolt szerves anyagból és az endogén légzés. Ez utóbbi folyamat a tárolt szerves anyag fogyasztásával együtt a többi modellben használatos pusztulást váltotta fel. Az ASM1 még csak a heterotrófok szaporodásánál vette figyelembe, hogy a folyamat nitrátot is használhat elektronakceptornak. A további modellekben ott, ahol az értelmezhető, szerepel a reakció anoxikus párja, továbbá az ASM2 és 2d-ben a hidrolízis anaerob módon is végbemehet. fehérjék szénhidrátok lipidek aminosavak glükóz zsírsavak piruvát NAD + CO 2 NADH acetil-coa oxálecetsav citrát NADH malát izocitrát NAD + NAD + fumarát CO 2 NADH szukcinát CO 2 szukcinil-coa α-ketoglutarát NAD + NADH 2.1. ábra. Szerves anyagok aerob lebontásának vázlata [38] A 2.2. ábra az ASM1 folyamatait mutatja. A modellben az inert lebegő szerves anyagot két változó együttes értéke adja ki: a baktériumok pusztulása során keletkező nem bontható szerves anyag (X P ) és a szennyvízzel beérkező lebegő inert szerves anyag (X I ), melyeket a későbbi modellekben összevontak inert lebegő szerves anyaggá (X I ). 6

16 Lebegő szerves nitrogén X ND Oldott inert szerves anyag S I Könnyen bontható szubsztrát S S Heterotróf baktériumok aerob növekedés anoxikus növekedés X B,H pusztulás aerob növekedés anoxikus növekedés aerob hidrolízis Oldott szerves nitrogén S ND anoxikus hidrolízis ammonifikáció aerob S NH növekedés NH + 4 és NH 3 nitrifikáció nitrogén pusztulás Autotróf baktériumok X B,A anoxikus hidrolízis aerob hidrolízis pusztulás anoxikus növekedés pusztulás S NO NO 3 - és NO 2 - nitrogén pusztulás X I Lebegő inert szerves anyag X S Nehezen bontható szubsztrát pusztulás 2.2. ábra. Az ASM1 modell folyamatainak áttekintő rajza [2] alapján (a fekete nyíl azokat a folyamatokat jelzi, ahol a modell szerint nincs elektron akceptor) X P Lebegő inert anyag a biomassza pusztulásból Az ASM1-ben (illetve az ASM2 és 2d-ben) a mikroorganizmusok élettevékenységében érzékelhető körforgás az ASM3-ban lineáris folyamattá alakul át (2.3. ábra), melynek végpontja az endogén légzésből származó inert (lebegő) szerves anyag (X I ). Sejtközi anyagban tárolt szerves anyag X STO aerob tárolás anoxikus 4 tárolás Könnyen bontható szubsztrát S S aerob hidrolízis anoxikus hidrolízis Nehezen bontható szubsztrát X S Heterotróf baktériumok aerob növekedés X B,H anoxikus növekedés aerob növekedés anoxikus növekedés aerob S NH növekedés NH + 4 és NH 3 nitrifikáció nitrogén Autotróf baktériumok X B,A Oldott inert szerves anyag anoxikus növekedés endogén légzés S NO NO 3 - és NO 2 - nitrogén endogén légzés S I 2.3. ábra. Az ASM3 modell folyamatainak áttekintő rajza X I Lebegő inert anyag 7

17 A szerves anyagra vonatkozó folyamatok az ASM2 és 2d-ben kibővül a fermentációval, ahol a könnyen bontható (de fermentálható) szerves anyag acetáttá alakul át. A heterotrófok képesek mindkét komponensből szaporodni, de a foszforakkumuláló baktériumok csak acetátot képesek hasznosítani Nitrogén eltávolítás A nitrifikáció két lépcsőben megy végbe: elsőnek az ammónium-oxidáló baktériumok (Nitrosomonas, Nitrosospira, Nitrosococcus [135]) az ammóniumot nitritté alakítják át, ezt a folyamatot nitritációnak nevezik (1. egyenlet), majd a nitrit nitráttá oxidálódik a nitrit-oxidáló baktériumok (Nitrobacter, Nitrospira Nitrococcus [135]) élettani folyamatainak hatására (nitratáció, 2. egyenlet). 3 NH 4 O2 NO2 2H H2O NO O2 NO A denitrifikáció több lépésben megy végbe (3. egyenlet), azonban ezeket a számításokkor, illetve modellezés során gyakran összevonják [59, 60]. 3. Két lépcsőre bontva a folyamat a következőképp írható le: a heterotróf mikroorganizmusok anyagcseréje következtében a nitrát nitritté redukálódik (4. egyenlet), majd a nitrit az 5. egyenlet szerint nitrogén gázzá alakul át. A folyamatok anoxikus körülmények között könnyen bontható szerves szénforrás, pl. acetát mint elektron donor közreműködésével mennek végbe [34]. Amennyiben az oxigénszint túl magas a reaktortérben, előfordulhat, hogy a denitrifikáció nem megy teljesen végbe, és nitrogén-oxid vagy dinitrogén-oxid lesz a folyamat végterméke. Ezzel a lehetőséggel az alapmodellek nem számolnak, noha ez utóbbi nemkívánatos jelenség, mivel a N 2 O üvegházhatású gáz. Egy német tanulmány szerint [158] az 1995-ben uralkodó állapotokat figyelembe véve azonban a szennyvíztisztítók csak 2%-ban járultak hozzá Németország dinitrogén-oxid kibocsátásához. A magyarországi szennyvíztisztítók részesedése az ország N 2 O gáz kibocsátásból 2006-ban ugyancsak 2% körül alakult [148]. 8

18 4. 5. Ezek alapján a biológiai szennyvíztisztítás során a nitrogén eltávolítás érdekében szükséges egy levegőztetett teret biztosítani, ahol a nitrifikáció végbe tud menni, illetve létre kell hozni egy oxigénmentes (anoxikus) szakaszt, ahol a keletkező nitrát megfelelő mennyiségű szerves anyag jelenlétében nitrogén gázzá képes reagálni [96]. Az anoxikus körülmények kialakításának lehetőségeit a következőképpen csoportosíthatjuk [77]: 1. térben elválasztott anoxikus zónák (levegőztetett tér előtt elő-denitrifikáció, vagy utána utó-denitrifikáció), 2. szimultán denitrifikáció (nitrifikáció és denitrifikáció azonos térben és időben megy végbe), 3. szakaszos levegőztetés (az aerob és anoxikus körülmények térben nem, csak időben különülnek el) Az ASM1 az egyetlen olyan modell, amely a szerves kötésben lévő nitrogént külön változóként szerepelteti (S ND és X ND, 2.2. ábra). Ez magában rejti a veszélyét annak, hogy a paraméterek rossz megválasztásával a nitrogén tömegmérleg nem fog egyezni. A későbbi modellekben ezt úgy küszöbölték ki a készítők, hogy az egyes folyamatokra anyagmegmaradási egyenleteket kell felírni a reakcióban keletkező/fogyó nitrogén (emellett az alkalitás, foszfor és lebegő anyag) mennyiségre. Így a szerves kötésben lévő nitrogén ammóniummá való átalakulása az ASM1-ben szereplő két folyamat helyett implicit módon egy folyamatban, a hidrolízisben történik. Ezt a különbséget leszámítva a modellek megegyeznek abban, hogy a nitrifikáció egy lépésben zajlik inhibíciós tényező alkalmazása nélkül, míg a keletkezett nitrát az anoxikus folyamatokban szolgál elektron akceptorként. Az ASM2-től a keletkező nitrogéngáz önálló változóként szerepel. Az egyes szerzők kutatásuk céljainak megfelelően kibővítették a biokinetikai modelleket, hogy a nitrogéneltávolításhoz kapcsolódó reakciók feltételezhetően pontosabban írják le a reaktorokban zajló folyamatokat. Ni és társai [102] például az ASM3-t bővítették úgy, hogy a denitrifikáció folyamatát két lépcsőben írták le. Korábban az ASM1-hez is készült 9

19 kiegészítés [155, 159], akkor a denitrifikáció folyamatát három lépésre bontották, a dinitrogén-oxidot mint a nitrogén gáz keletkezésének közti termékét is feltüntették a komponensek között. Ezekben a tanulmányokban azonban a nitrifikáció továbbra is egy reakcióként szerepelt. Dosta és társai [34] az iszapvíz kezelésére létrehozott SBR rendszerhez módosították az ASM1-et úgy, hogy a nitrifikáció és denitrifikáció folyamata két lépésben megy végbe. Emellett figyelembe vették a nitritációt és nitratációt befolyásoló inhibíciós tényezőket is, ugyanakkor eltekintenek a modellben a közti lépésektől és a melléktermékek kialakulásától Inhibíciós tényezők Anthonisen és munkatársai [3] vizsgálták, hogy a tápanyagként is funkcionáló anyagok milyen koncentráció tartományban gátolják a nitrifikációt. Három inhibíciós zónát különítettek el. Az első és a második övezet a nitritoxidáló baktériumok (Nitrobakter) és az ammóniaoxidáló baktériumok (Nitrosomonas) gátlására vonatkozik szabad ammónia által (NH 3 > g/m 3, illetve NH 3 > g/m 3 ), a harmadik pedig a salétromossav Nitrobacter mikroorganizmusokra érvényes inhibíciós tartománya (HNO 2 > g/m 3 ). Anthonisenék [3] azt is megállapították, hogy az alkalmazkodóképesség és a hőmérséklet más paraméterek mellett módosíthatja az inhibíciós koncentráció értékét. Ahhoz, hogy az inhibíciós faktorok közvetlenül megfeleltethetők legyenek a modell állapotváltozóival, a következő egyenletek alkalmazhatók [78]. K TNO2 K HNO2 ( Ka ph 1) K ahol TA K FA Kb K ph 10 w ph K TNO2 : az inhibíciós együttható az összes nitrit és salétromossav nitrogénre vonatkoztatva (g N/m 3 ), K TA : az inhibíciós együttható az összes ammónia és ammónium nitrogénre vonatkozóan (g N/m 3 ), 10

20 K HNO2 : az inhibíciós együttható salétromossavra (g N/m 3 ), K FA : az inhibíciós együttható szabad ammóniára (g N/m 3 ), ph: mért ph értékek átlaga K a exp 273 T 8. K ahol b K w 6344 exp 273 T 9. K a : salétromossav disszociációs állandója, K b : ammónia disszociációs állandója, K w : víz ionszorzata T: hőmérséklet ( C) Sharon és Anammox folyamatok A nitrogéneltávolítás elérhető jelentős mennyiségű szervesanyag felhasználása nélkül is. Ez esetben az ammónia oxidációja csak nitritig megy végbe (single reactor system for high ammonia removal over nitrite SHARON) [57] majd a visszamaradt ammónia elreagál a nitrittel (anaerobic ammonium oxidation ANAMMOX). A SHARON folyamat Brouwer [21] és Hellinga [57] szerint magas hőmérsékleten (kb. 35 C) és ph-n (7 felett), iszapvisszatartás nélküli reaktorban megy végbe. Mivel az ammónia oxidációja csak nitritig megy végbe (10. egyenlet), ezért a levegőztetés költsége jelentősen csökken. NH 4 HCO3 0,75O2 0,5NH 4 0,5NO2 CO2 1, 5H2O 10. Az ANAMMOX mikroorganizmusok szénforrásként kizárólagosan szén-dioxidot hasznosítanak, és a nitrit szolgál elektronakceptorként a sejtanyag képzéséhez [1]. Strous és társai [137] a következő sztöchiometriai egyenletet alkották az anaerob ammónia oxidáció folyamatának leírására (11. egyenlet): NH 4 1,32NO 1,02N 2 2 0,066HCO 0,26NO 3 3 0,13H 0,066CH O N ,03H O

21 Az 11. egyenletet megvizsgálva egyértelmű, hogy a nitrit/ammónium aránynak 1,3 körül kell lennie [44], vagyis előzetesen a SHARON reakcióban az ammónium 57%-át kell nitritté oxidálni. A megfigyelések alapján [23] 300 g KOI/m 3 feletti oldott szerves anyag koncentráció már gátolja az ANAMMOX aktivitást. A denitrifikáló és az ANAMMOX mikroorganizmusok versengéséről többen [23, 33] is beszámoltak. Az ANAMMOX tevékenység ellenőrzésére alkalmas módszer a hidrazin az ANAMMOX folyamatra egyedi módon jellemző közti termék mérése, illetve a fluoreszcens in-situ hibridizáció (fluorescence in situ hybridization FISH) módszer [23, 45, 78]. Sumino és társai [138] 15 N izotópos nyomjelzés vizsgálatot végeztek izotópot tartalmazó nitrát alkalmazásával, hogy meghatározzák az ANAMMOX folyamat és a heterotróf denitrifikáció egymáshoz viszonyított arányát. Hao disszertációjában [53] a CANON rendszer (Completely Autotrophic Nitrogen Removal over Nitrite nitrogén eltávolítás nitriten keresztül teljesen autotróf módon) matematikai modelljét írta le. A modell magában foglalta a nitritáció, nitratáció és az anaerob ammónium oxidáció folyamatát A biológiai foszforeltávolítás elmélete A szennyvíz foszfortartalmának biológiai úton történő eltávolításának alapja, hogy egyes mikroorganizmus fajok (Canditatus Accumulibacter phosphatis [16, 62], Acinetobacter spp., Pseudomonas spp. [132]) nagyobb mértékben tárolnak el foszfort, mint más, a szennyvíztisztításban jelenlévő baktériumok. A foszforfelvétel folyamata az aerob fázisban megy végbe, amikor is az ortofoszfátot a mikrogorganizmusok polifoszfáttá alakítják át és ebben a formában tárolják sejtközi állományukban [62]. Oxigénmentes környezetben a polifoszfát depolimerizálódik, és ortofoszfátként a folyadékfázisba ürül ki. A foszforakummuláló baktériumok (phosphorous accumulating organisms PAO-k) képesek szaporodni külső elektron akceptor jelenléte hiányában is [62]. Ez lehetőséget nyújt számukra, hogy a tápanyagért folytatott versengés nélkül, szabadon szaporodjanak, ezért a PAO-k nagyobb létszámuk révén több foszfort tudnak eltárolni szervezetükben, mint amennyit az anaerob fázisban kibocsátottak. A többlet foszfor a sejtekben tárolva az 12

22 iszappal távozik a rendszerből. A foszforfelvétel lehetséges anoxikus környezetben is, habár kisebb mértékben, mint aerob feltételek mellett [60]. A foszforfelvétel és tárolás mechanizmusa a mai napig nem tisztázott. Az idő folyamán számos modell született, melyek a glikogén hasznosítás módjában, a PHA szintézishez szükséges redukáló ekvivalensek eredetében és az acetát sejtbe jutásának módjában térnek el [108]. Louie és társai [89] vizsgálatuk során inhibitorokat (malonát, α-ketoglutarát és monofluoro-acetát) alkalmaztak a folyamatok feltérképezése érdekében. A kapott eredmények alapján a biológiai úton többletfoszfort eltávolítani képes rendszerekben (Enhanced Biological Phosphorous Removal EBPR) végbemenő folyamatokat egy részleges citromsav ciklussal írták le, ami kapcsolódik a glioxalát-ciklushoz (2.5. ábra). A modell azonban korábbi elméletekhez hasonlóan nem veszi figyelembe a FADH 2 keletkezését [7, 108]. acetil-coa α- KG citrát Fl-Ac acetoacetil-coa NAD + NADH 3-OH-butiril-CoA PHB acetil-coa NADH CO 2 NAD + NADH NAD + NAD + piruvát NADH NADH oxálecetsav malát CO 2 glioxilát acetil-coa fumarát malonát FADH FAD + szukcinát izocitrát CO 2 NAD + NADH α-ketoglutarát NAD + CO 2 NADH szukcinil-coa 3-OH-valeril-CoA NAD + PHV laktát NAD + NADH NAD + CO 2 NADH 3-oxovaleril-CoA propionil-coa 2.4. ábra. EBPR biomasszában végbemenő folyamatok biokémiai modellje anaerob körülmények között [89] alapján. A vastag vonalak az inhibíciós pontokat jelzik. A folyamatos nyilak a valószínűsített folyamatokat mutatják. 13

23 A Hesselmann modell [63] az FADH 2 regenerációjának kérdését úgy oldja fel, hogy a TCA ciklussal ellentétben a fumarát alakul át szukcináttá (2.5. ábra). A szerzők feltételezték, hogy a mikroorganizmusokban a fennálló körülményekhez alkalmazkodva a két lehetséges reakciólánc valamelyike szerint megy végbe a folyamat. Ezt a feltételezést később mások is osztották [108]. piruvát citrát acetil-coa oxálecetsav izocitrát PHB fumarát szukcinát α-ketoglutarát szukcinil-coa metil- malonil- CoA PHV propionil-coa 2.5. ábra. Az EBPR biomasszában feltételezetten végbemenő folyamatok anaerob körülmények között [63] alapján. Az, hogy a foszforakkumuláló baktériumok anaerob metabolizmusára több, kísérletekkel igazolt modell is készült, mutatja a folyamat összetettségét. Lehetséges, hogy az egyes ciklusok különböző PAO fajokra egyedileg jellemzőek, ugyanakkor előfordulhat, hogy a PAO mikroorganizmusok számára a körülmények függvényében (pl. különböző hőmérséklet) mindegyik út nyitott [108]. A szakirodalom szerint [61, 62, 96] a biológiai többlet foszfor eltávolítást a következő folyamatok és tényezők befolyásolják: A szennyvízben a foszfor legnagyobbrészt ortofoszfátként (PO 3-4 ) van jelen, a maradék szerves formában van. 14

24 Jelentős hatékonyságjavulás érhető el, ha a foszfor mennyiség számottevő része oldott formában van. Az aerob növekedéshez szükséges szén-nitrogén-foszfor (BOI 5 :N:P) arány elméleti optimumáról a szakirodalomban több különböző értéket találunk (pl. 100:5:1 [51, 50], 100:14:3 [130] vagy 100:15:2,6 [127]). Az irodalomban meghatározott értékek egyértelműen eltérnek a befolyó (nyers) vagy az előülepített szennyvízre meghatározott fajlagos aránytól, ami 100:20:5 [131] (nyers szennyvízre ugyanez 100:18,3:3 [4, 5]). Ezek alapján az előülepített szennyvízre vonatkoztatva a foszfortartalom 40-80%-kal meghaladja az ideális mértéket. Ahhoz, hogy az elfolyóban a kívánt 1,0 g/m 3 koncentráció elérhetővé váljon, Morgenroth és Wilderer [98] szerint a BOI 5 :P aránynak meg kell haladnia a 20:1 értéket. Az anaerob foszfát leadást egyaránt gátolja az oldott oxigén és a nitrát jelenléte. Ezek a komponensek megakadályozzák a poli-ß-hidroxialkanoátok (PHA-k) szintézisét. A PHA tápanyag- és energiaforrásként szolgál. Mivel az eltárolt tápanyag mennyisége befolyásolja a polifoszfát felvételt és tárolást, ezért a kevesebb eltárolt PHA az aerob fázisban rontja az eltárolható polifoszfát mennyiségét is. A megfelelő körülmények biztosításával a többletfoszfor eltávolítására alkalmas rendszerekben az eleveniszap foszfortartalma elérheti az 5m/m%-ot, ami jelentős különbség a szerves anyag és nitrogén eltávolításra tervezett rendszerekben mérhető 2-2,5 m/m%-hoz képest [96]. Ez a jelenség biztosítja, hogy az elfolyó foszfor koncentráció 1 g/m 3 alá csökkenjen. Az EBPR rendszerek tervezésekor kulcsfontosságú szerepet kap az anaerob fázis térfogatának meghatározása. A szükséges reaktortér nagyságát jelentősen befolyásolja az uralkodó vízhőmérséklet. Az 1990-es években jellemzően és a mai napig is gyakran a méretezés tapasztalati úton történt [4, 5] egy adott hőmérsékletre, régebben 10 C-ra [4], újabban 12 C-ra [5]. Ez a tervezési érték azonban olyan területeken, ahol a szennyvíz a téli időszakban lehűl, ellenben nyáron akár 20 C fölé is emelkedhet a vízhőmérséklet, gyakran azt eredményezi, hogy a téli elégséges térfogat nyárra 70-80%-os többletkapacitást jelent. A hatásfokbeli eltérést az aerob fázisban végbemenő folyamatok erőteljes hőmérséklet függése okozza, melyet az Arrhenius egyenlet [103] segítségével tudunk leírni (12. egyenlet). 15

25 ( ) ( ( )) 12. Ahol ν(t): kinetikai állandó adott hőmérsékleten; ν 20 : kinetikai állandó 20 C-on; θ: hőmérsékletfüggést leíró együttható t: hőmérséklet ( C). A PHA fogyasztás (θ = 1,163), oxigén felvétel (θ = 1,090) és a szaporodás (θ > 1,110) [19] igen erős hőmérsékletfüggést mutatnak. Megoldás lehet, hogy a méretezést a nyári időszakban uralkodó hőmérséklethez igazítják, és a fennmaradó időben kémiai kicsapatással biztosítják az elfolyó teljes foszfor koncentrációt. Az is bebizonyosodott, hogy a túl nagy anaerob reaktor térfogat arány negatívan befolyásolja az elfolyó foszfor koncentrációját, főleg nagy iszapkorral rendelkező szennyvíztisztítók esetében [110]. Az anaerob térben javasolt hidraulikai tartózkodási idő (13. egyenlet) 0,75-2 óra közé tehető [12, 96]. 13. ahol V: a vizsgált reaktor(ok) térfogata (m 3 ) Q: beérkező térfogatáram (m 3 /nap) A foszforeltávolítás folyamatait magába foglaló ASM modellekkel (AMS2 és ASM2d) végzett dinamikus szimuláció [60] segíthet meghatározni a kémiai és biológiai foszforeltávolítás együttes alkalmazásának optimális mértékét. Az ASM2 az ASM1-hez képest kiegészül a biológiai foszforeltávolítás leírásával. Az autotróf és heterotróf mikroorganizmusokon kívül bevezetik a foszforakkumuláló baktériumokat mint új változót. A PAO-k képesek a sejtközi állományukban szervesanyagot PHA formájában időlegesen eltárolni, melyet tápanyagként hasznosítanak. Az ASM2 és ASM2d csak kis mértékben különböznek egymástól; míg az ASM2 csak aerob körülmények között engedte a PAO-k szaporodását, addig ezt az ASM2d-ben kiegészítették, vagyis a PAO-k egy része képes anoxikus körülmények között is szaporodni a tárolt tápanyag felhasználásával. 16

26 2.1.4 Foszforeltávolítás kémiai úton A kémiai foszforeltávolítás vas(iii) ionokat feltételezve a 14. egyenlet szerint megy végbe [96]: Fe 3 H PO FePO 3 n n 4 4 n H 14. Azonban nem ez az egyetlen reakció, ami lezajlik: melléktermékek, mint például vashidroxidok keletkeznek, emellett pedig a vegyszer egy része koagulánsként viselkedik. Épp ezért a foszfor kicsapásához szükséges anyagmennyiség a sztöchiometriai egyenletből közvetlenül nem számolható, és több tényező befolyásolja: ph, alkalitás, kezdeti foszfát koncentráció és a lebegőanyag tartalom [140, 139]. Amennyiben biológiai foszforeltávolítás mellett alkalmazzuk a vegyszeres kezelést, a kicsapó szer mennyiségét kellően alacsonyra kell beállítani, ellenkező esetben a PAO-k számára felvehető foszfát túlságosan lecsökkenne [157]. Mindkét modell (ASM2 és 2d) tartalmaz két reakciót (15. és 16. egyenlet) a foszfor kémiai úton történő eltávolítására. Tekintettel a korábban említett hőmérsékletfüggés miatti kapacitásingadozásra, a foszforkoncentráció csökkentésére a telepeken bevált gyakorlat a vegyszeradagolás, vagyis a modellt alkalmassá kellett tenni a folyamat leírására. Azonban, ahogy azt Batstone és társai [11] megállapították, a csapadékképzés ph-függése nem írható le megfelelően a sav-bázis egyensúlyok mechanisztikus modellezése nélkül. Az ASM modellek az alkalitást tartalmazzák, amely azonban nem feleltethető meg közvetlenül a ph-val. A tanulmány [11] szerint a fizikai értelemmel bíró ph-modell megalkotása, mely az ionerősséget is figyelembe veszi (más fizikokémiai folyamatokkal együtt), a jövő feladata. X 15. PRE kpre SPO4 MEOH k X S ( S KALK ) 16. RED RED MEP ALK ALK Ahol ρ PRE : kicsapatás reakciósebességi egyenlete ρ RED : visszaoldódás reakciósebességi egyenlete k PRE, k RED : sebesség konstansok a két folyamatban 17

27 S PO4 : ortofoszfát koncentráció (g/m 3 ) X MEOH : fém-hidroxid koncentráció (g/m 3 ) X MEP : fém-foszfát koncentráció (g/m 3 ) S ALK : alkalitás (mol HCO - 3 /m 3 ) K ALK : féltelítési állandó alkalitásra Az ASM2-ben és ASM2d-ben használt két folyamatot arra a feltételezésre alapozták a szerzők [60], hogy a kicsapás és visszaoldódás reverzibilis folyamatok. A foszfátsó visszaoldódását Monod-kinetika szerint írja le, míg a foszfátsó létrejöttét elsőrendű folyamatként kezeli a kézikönyv. A folyamatok beillesztésekor csak annyi volt a céljuk, hogy egy egyszerűen kezelhető egyenletrendszerrel szimulálják a vegyszeradagolás által elérhető alacsony foszforkoncentrációt. A Monod-kinetika alkalmazásának indoka lehetett, hogy a vas(iii)-hidroxid csapadék keletkezése magasabb ph-n (ph 7-9) előtérbe kerül a vas(iii)-foszfát képződéssel szemben [145], ugyanakkor nem vették figyelembe, hogy savas közegben a csapadékok oldhatósága megnő [139]. Igaz, ebben a tartományban a biológiai folyamatok gátlása jelentősebb problémát okoz, ezért a ph-t 5 feletti értéken kell tartani. A tapasztalatok szerint [96, 139, 145] ph 5,5-7 között a legnagyobb a foszforeltávolítási hatásfok Modellek és a frakcionálás Mivel az egyes szimulációhoz szükséges biokinetikai modellek más-más paramétereket alkalmaznak, ezért a befolyó adatok feldolgozását is különböző módon kell elvégezni. Az ASM (Activated Sludge Model) [60] családban a szerves anyag modellváltozóknak való megfeleltetése részben modellfüggő (2.6. ábra). A befolyó szennyvíz frakcionálásakor néhány egyszerűsítéssel élünk. Általában, hacsak rendelkezésre álló háttér információk mást nem sugallnak, a beérkező szennyvízben lévő mikroorganizmusokat zérusnak vesszük. Tesszük ezt azért, mivel a csatornából beérkező szennyvíz áthalad a mechanikai tisztítási szakaszon, ahol a fázisszétválasztás különböző mértékben megy végbe, ezért a homogenizált szennyvízben elenyésző a biológiai tisztítás szempontjából értékes baktérium mennyisége. 18

28 2.6. ábra. Az ASM modellcsalád szerves anyagra vonatkozó állapotváltozói (Pásztor I. [115] alapján) A következő fejezetben az ASM1 modell változóinak előállításához szükséges műveleteket mutatom be. Ez a módszer a STOWA protokollt követi, fiziko-kémiai paraméterek alapján határozza meg az egyes frakciókat. Információhiány esetén az irodalmi adatok alapján becsült értékekkel dolgoztunk. A módszer részletes leírása a szakirodalomban [126] megtalálható ASM1 frakcionálása Az ASM1 modellhez szükséges komponensek amelyeket a biokinetikai egyenletek tartalmaznak, illetőleg számolnak, az alábbi (17-25.) egyenletekkel számolandók. A modell és a modellkomponensek leírása Henze és társai [59] munkájában olvasható. A 2.7. ábra ad tájékoztatást az egyes frakciók jelentéséről. S I = KOI elf_o *0,9 17. ahol S I : oldott inert frakció, KOI elf_o : elfolyó mintában mért oldott KOI. S S = KOI szűrt -S I 18. ahol S S : oldott szerves frakció, KOI szűrt : a befolyó szűrt szennyvíz KOI értéke. X I = KOI bef -S I -S S -X S

29 ahol X I : az inert lebegőanyag frakció, KOI bef : befolyó összes KOI, X S : szerves lebegőanyag frakció. X S = B KOI -S S 20. ahol B KOI : a biológiailag bontható KOI érték. Az alábbi képlettel határozható meg: B KOI = BOI tot /(1-f) 21. ahol BOI tot : az összes BOI érték, f: empírikus faktor, amely jól közelíti a biomassza sejtbomlása során képződő inert KOI frakciót; 0,1 és 0,2 között felvehető érték. BOI tot = *BOI t 22. ahol k boi : konstans, melynek értéke függ az S S és X S arányától, amelyet viszont a csatornahálózat hossza, típusa, az ipari szennyvíz aránya, illetve az alkalmazott előkezelés határoz meg; BOI t : a mintából mért BOI érték adott időpontban (a t-dik napon). S ND = S S *0, ahol S ND : S S frakció nitrogén tartalma. (A szerves anyag nitrogén tartalma csak az ASM1- ben szerepel explicit módon.) X ND = X S *0, ahol X ND: X S nitrogén tartalma. S alk = ( )*0, ahol S alk : a befolyó szennyvíz alkalitás értéke, ph: a befolyó szennyvíz ph értéke. 20

30 A befolyó szennyvíz oldott oxigén tartalmát (S O ) 0 g/m 3 -nek vesszük, az ammónia koncentráció (S NH :) közvetlenül megfeleltethető a befolyó szennyvízben mért értékekkel. S I S A S F Oldott KOI a modell szerint Mért oldott KOI Teljes KOI S I S A S F X S Inert oldott anyag Fermentációs termék Könnyen bontható szerves anyag Nehezen bontható szerves anyag X AUT Autotróf mikroorganizmusok X PHA Sejtközi állományban tárolt szerves anyag, PHA X PAO Foszforakkumuláló mikroorganizmusok X H X I Heterotróf mikroorganizmusok Inert lebegő szerves anyag X S X AUT X PHA X PAO X H X I 2.7. ábra. KOI frakciók az ASM modellekben [60] alapján. 21

31 2.2 Ülepedési modellek A szennyvíztisztító telepek fázisszétválasztó egysége, az ülepítő azonos fontossággal bír, mint az eleveniszapos medencék, ez a szennyvíztisztító rendszerek szimulációjakor is megmutatkozik. Az ülepedés folyamatát leírandó számos modell született, melyek közül népszerűek az egydimenziós, az ülepítőt adott számú rétegre felbontó modellek [64, 70, 146]. Elterjedésüket annak köszönhetik, hogy miközben az ülepítők több fontos tulajdonságát jól becsülik, nem eredményeznek jelentős számítási terhelést a modellezés során [62]. Azonban itt is fontos megfelelően beállítani az alkalmazott paramétereket. Az ülepítő az elfolyó víz minősége mellett a biológiai modell értékeit is befolyásolja a recirkuláció iszapkoncentrációján keresztül. A hibás, ülepítőre vonatkozó értékek végső soron meghamisítják a szennyvíztisztító egészére megalkotott modell eredményét. A minőségtől és a lebegő szemcsék koncentrációjától függően az ülepedési karakterisztikának négy típusa van [146]. 1. Diszkrét részecske ülepedés: A diszkrét részecske ülepedés a szilárd részekkel jellemezhető, ezek a szilárd részecskék nincsenek, vagy kis kölcsönhatásban vannak más részecskékkel. Ez a folyamat jellemző a kavics és homok szemcsék eltávolítására. 2. Flokkulált részecske ülepedés: Tipikusan az előülepítőkre és az utóülepítő felsőbb rétegeire jellemző. A folyamat a szilárd részecskék ülepedés közbeni flokkulációjával írható le. 3. Gátolt ülepedés: Szuszpenzió, amelyben a részecskék közt kialakuló erők gátolják az ülepedést. 4. Tömörödés: Az ülepedés a részecskék súlyának hatására valósul meg. A közönséges egy dimenziós modellek azon az egyszerűsítő feltételen alapulnak, hogy az ülepítőben állandóak a vízszintes sebességi profilok, a vízszintes koncentráció gradiens elhanyagolható [64, 71, 83, 146], következésképpen csak a függőleges irányú folyamatot modellezik. Az idealizált ülepedési hengert folyamatos üzemű reaktorként kezelik. A befolyó szakaszon a reaktor teljes keresztmetszetében homogén a szennyvíz. A lebegőanyag koncentrációt a konvekciós áram és egyéb transzport folyamatok befolyásolják. A függőleges áram szétoszlik egy lefelé irányuló áramra, amely az ülepítő aljáig, a kifolyóig tart, illetve egy felfelé irányuló áramra, mely az ülepítő tetején lévő 22

32 elfolyónál végződik [82]. A ülepítő medence alján a gravitáció hatására bekövetkező anyagáramot nullának vesszük. A legszélesebb körben alkalmazott modell a Vesilind egyenleten [153] alapuló, Takács és társai által kidolgozott [146] modell. Takács a modelljében egy akkor új, úgynevezett kettős exponenciális ülepedési sebességet javasolt (25. egyenlet), ami alkalmas volt a normál kifolyó lebegőanyag koncentrációjának pontosabb meghatározására azáltal, hogy a gátolt ülepedésen felül a flokkulált részecskék ülepedési sebességét is figyelembe veszi szemben a Vesilind féle ülepedési sebesség egyenletével, mely csak a gátolt ülepedéssel számol. A kettős exponenciális ülepedési sebesség Takács szerint [146]: s v max 0,min v, v ' 0 0 e rh ( X Xmin ) e rp ( X Xmin ) ahol v 0 : az elméleti maximális ülepedési sebesség (m/d), v 0 : a gyakorlati maximális ülepedési sebesség (m/d), r h : a gátolt zóna ülepedési paramétere (m 3 /g), r p : a flokkuláló zóna ülepedési paramétere (m 3 /g), X min : az elérhető legkisebb lebegőanyag-koncentráció az elfolyóban (g/m 3 ) X f ns X f min ahol f ns : ülepítőbe érkező szennyvíz nem ülepíthető hányada (-) és X f : ülepítőbe érkező lebegőanyag koncentráció (g/m 3 ). Míg a Vesilind egyenlet [153]: 28. ahol v s : ülepedési sebesség (m/d), v 0 : kezdeti ülepedési sebesség 0 g/m 3 elméleti iszapkoncentráció mellett (m/d), p hin : gátolt ülepedési zóna paramétere 23

33 X: lebegőanyag koncentráció (g/m 3 ) A Vesilind egyenlet kis koncentrációk esetén ( g/m 3 ) csak matematikailag értelmezhető, ebben a tartományban az ülepedési sebesség nem mérhető, vagy a mérési eredmények nagy bizonytalanságot mutatnak. A Takács-modellen kívül még több más egydimenziós ülepítő modell is létezik. Härtel és Pöpel [56] például egy Ω-függvényt (nem azonos Dupont és Dahl [36] Ω értékével) vezettek be. Ω függ az ülepítő mélységétől, az iszapindextől (SVI Sludge Volume Index), befolyó csonk elhelyezkedésétől és az ülepítőbe érkező lebegőanyag koncentrációtól. A függvény az ülepedési fluxust módosítja, pontosítva a koncentrációprofilt [71], elsősorban az alsóbb rétegekben. Otterpohl és Freund [111] a lebegőanyag koncentrációt két részre bontja, mikro- és makropelyhekre. Az elsőre konstansnak tekinti, a másodikra pedig a Vesilind-egyenletet alapul véve a befolyó koncentrációval és az iszapindexszel mint változókkal írja fel az ülepedési sebességet. Grijspeerdt és társai [52] hat különböző modellt vetettek össze. Modellülepítő mérési adatait felhasználva a számítások pontosságát vizsgálták. A legjobb eredményt a Takácsmodell adta. Az egyéb modellek alkalmazásának elterjedését a fenti eredményen túl több tényező is akadályozhatta. Az egyik, hogy a mikro- és makropelyhek megkülönböztetésével a változók és így a számítási igény is megduplázódik, és megnehezíti az eleveniszapos modellel való kapcsolatot. A Vesilind-egyenletet [153] alapul vevő változatok kis koncentráció tartományban nem alkalmazhatók, a korrekció pedig az elfolyóban kialakuló koncentrációt lényegében nem befolyásolja [64]. A másik, elsősorban kényelmi szempontra visszavezethető ok az lehet, hogy csak a Takács-modellhez érhető el Interneten a forráskód [92]. 2.3 Biofilmes rendszerek és modellezésük A biofilm a sejtek és a sejtközi állomány alkotta komplex és koherens szerkezet, amely kialakulhat egyrészt spontán módon, nagy, sűrű granulátumokat formálva, másrészt rögzített vagy szabadon mozgó hordozóra tapadva [104]. A kialakulást biztosító felület lehet valamilyen inert felszín (pl. csatornafal), de előfordulhat az is, hogy a biofilmek 24

34 valamilyen más, élő szervezet felületén alakulnak ki [13]. A biofilmek legtöbbször több faj együttesei, melyek filogenetikailag magas diverzitású közösséget alkotnak. Hasonlóan a szuszpendált rendszerekben található kolóniákhoz, a biofilm sejtjei is az érintkező vizes fázisból jutnak tápanyagokhoz, azonban rögzített telepek a lebegő kolóniákhoz képest sokkal jobban ellenállnak a káros hatásoknak [91]. Nicolella és társai [104] részletesen foglalkoznak a különböző biofilmes technológiákkal. Tekintettel arra, hogy mozgóágyas rendszer vizsgálatával foglalkoztam, ezért dolgozatomban csak a mozgóágyas reaktorokra térek ki, majd a biofilmben zajló folyamatok leírására létrehozott modelleket mutatom be A biofilm felépítése A biofilm belsejében az aktív biomassza koncentrációja nagyobb, mint ami az eleveniszapos rendszerekre jellemző [62], ugyanakkor a biofilm vastagsága csak bizonyos korlátok között növelhető. A biofilmben a tápanyag eltávolítás sebességét a molekuláris diffúzió határozza meg, hatására a biofilm belsejében tápanyag gradiens jön létre. Miközben ez jelentős mértékben lassíthatja a tápanyagfelvétel sebességét az eleveniszapos rendszerekhez képest, lehetővé teszi, hogy nagymértékű differenciálódás jöhessen létre a biofilm belsejében a helyi tápanyag és elektronakceptor koncentráció alapján [37, 62, 104]. A biofilmek két főbb részből épülnek fel: egyrészt magukból a sejtekből, másrészt a sejteket összetartó polimer mátrixból. Egy biofilm felépítésében közreműködő baktériumfajokat mindig az a közeg határozza meg, amelyben a biofilm található. Ezért fontos befolyásoló tényező vizes fázisok esetében az oldott oxigén-koncentráció, a hőmérséklet, a kémhatás, illetve a közegben található tápanyagok és toxikus anyagok minősége, mennyisége [62]. Emellett a biofilm vastagsága közvetlenül befolyásolja a diffúziós koefficienseket, továbbá ezeken keresztül az egyes tápanyagok térbeli eloszlását, hozzáférhetőségét (2.8. ábra). Az előzőek alapján a biofilmet felépítő baktériumok elkülöníthetők egymástól oxigén- és tápanyagigény szerint: az aerob mikroorganizmusok (heterotróf oxidálók és autotrófok) a 25

35 biofilm folyadékhoz közeli részén helyezkednek el, míg a folyadékfázistól egyre inkább távolodva az anoxikus és az anaerob folyamatok dominálnak [163] ábra. A tápanyag-koncentrációinak változása a biofilmben és környezetében [24] Jó oxigén- és szerves anyag ellátottság esetén ugyanakkor a felszínen lévő szerves anyag oxidálók az eltérő szaporodási sebességük miatt kiszoríthatják a nitrifikálókat. Mindezek mellett a vastagabb biofilmek esetében a rögzítő felület közelében élő mikroorganizmusok már csak korlátozottan jutnak oxigénhez, illetve tápanyagokhoz. Az elhalás révén a rögzítő felület és a baktériumok közötti kötőerők gyengülnek, így a biofilm darabjainak leszakadása és a réteg megújulása következik be [61]. Ezt nagyban elősegítik a folyadék áramlása során fellépő hidraulikus nyíróerők. [37] A biofilmek alkalmazásánál a rétegződés könnyen szabályozható a biofilm felületi terhelésének változtatásával. Minél jobban csökkentjük a felületi terhelést, annál inkább csökken a film vastagsága és ezzel párhuzamosan javul az oxigén-ellátás. A felületi terhelés csökkentésének kézenfekvő módja amennyiben arra lehetőség van a rendelkezésre álló biofilm hordozó felület növelése. A biofilm másik fontos felépítője az úgynevezett extracelluláris polimer mátrix (EPS extracellular polymer substances fehérjék, poliszacharidok, nukleinsavak és foszfolipidek, huminanyagok és egyéb makromolekulák), amelybe a sejtek beágyazódnak, ezáltal biztosítva a sejtek összetapadását és a felszínhez való 26

36 kapcsolódást. A beágyazódás révén az EPS biztosítja a mikroorganizmusok védelmét az egyes környezeti tényezőkkel szemben [90], szubsztrát limitált környezetben szénforrásként funkcionál, egyébként pedig befolyásolják a sejtek tápanyagokkal történő érintkezését is [42, 76]. Az extracelluláris polimerek minden olyan helyen kimutathatók, ahol bakteriális közösségek jelen vannak [62]. Az EPS anyagok termelődése dinamikus és nyomon követhető [28], például fluoreszcensz lektinek alkalmazásával [101]. Az EPS-sel kapcsolatos kutatások egyik fontos korlátja ugyanakkor, hogy nehézséget okoz a polimer mátrix elválasztása a sejtektől és azon makromolekuláktól, melyek csak átmenetileg kapcsolódnak a mátrixhoz [105] Biofilm hordozók A biofilmek rögzítésére szolgáló felületek két nagy csoportra oszthatók. Egyes felületek függetlenül az egyes tisztítási fázisoktól (például keverés, levegőztetés) mindig a medencetér meghatározott pontjain helyezkednek el. A másik csoportba tartoznak azok a töltetek, melyek a keverés és a levegőztetés hatására állandó mozgásban vannak Rögzített biofilmhordozók A csepegtető testes technológiában különböző kőtörmelékeket (pl. zúzott bazaltot) alkalmaztak. Ezek kis fajlagos felületük és nagy térfogattömegük miatt jelentősen háttérbe szorultak, helyüket mára a kis sűrűséggel rendelkező műanyagtöltetek, egyéb szemcsék vették át [96]. Egy másik megoldás, hogy a biofilm rögzítésére szánt felületet függönyhöz hasonlóan alakítják ki [66]. Ezt a hálószerű egységet tartószerkezet segítségével helyezik el az adott medencékben úgy, hogy az esetleges karbantartási munkák elvégzése érdekében a szerkezet kivehető legyen. A hálón fejlődik ki a mikroorganizmus réteg, amely a nagyobb felület révén jóval nagyobb közösséget tud majd létrehozni. Ezeket a felületeket valamilyen drótszerű, fonalas anyagból alakítják ki, lehetnek többek között műanyaghálók vagy textilszövetek is. 27

37 Mozgó biofilmhordozók A mozgó ágyas biofilmes módszerek a rögzített felületeket tartalmazó rendszerekkel szemben egyre nagyobb teret nyernek. Elterjedésüket elősegíti azon előnyük, hogy a rögzített felületeket tartalmazó rendszerekhez képest valamivel intenzívebb tápanyagtranszportot biztosítanak. A kis fajsúlyú töltetek többek között a Kaldness elemek, az ANOX gyűrűk, a plasztik ágyak, és a poliuretán hab részecskék. A Kaldnes elemeket polietilénől készítik, sűrűsége valamivel kisebb, mint a vízé [107]. A nehezebb fajsúlyú anyagok közé tartoznak a finom szemcsés bazaltból, granulált aktívszénből, porított agyagból, és más ásványi porokból készülő biofilm hordozók [96]. A hordozók költsége is széles skálán mozog. A kőtörmelékek, ásványszemcsék és a faaprítékok alacsony költségük miatt használatosak [61]. Utóbbiak elősegítik a denitrifikációt is [125]. A nagy térfogattömegű kőtörmelékekhez képest ezek a hordozók sokkal nagyobb fajlagos felülettel rendelkeznek, ezáltal alkalmazásukkal nagyobb baktériumkolónia kialakítására van lehetőség. Az állandó mozgás és az ütközések miatt intenzív biofilm megújulási folyamat figyelhető meg. Ugyanakkor a biofilm megtapadásra alkalmas nagy felület jelentős része a súrlódástól, kopástól védett, így lehetőség nyílik arra, hogy a biokultúra zavartalanul fejlődhessen ki Térfogatnövelés biofilm alkalmazásával A szennyvíztisztítók fajlagos térfogatának növelését teszi lehetővé, ha a mikroorganizmusokat speciális hordozókon immobilizálják. Ezáltal csökken a tápanyagigény/mikrorganizmus (F/M Food/Microorganism) arány és a hordozó felületén megtapadva a baktériumok természetes szelekciója jön létre a kialakult biofilm keresztmetszetében. A hordozók rendszerint nagy fajlagos felülettel bírnak, így növelhető adott méretű reaktor fajlagos térfogati teljesítménye. A hordozó védett területein (belső felület vagy csatornák fala) lehetőség nyílik a lassan szaporodó mikrobák megfelelő arányú elszaporodására is. A mozgóágyas biofilmes rendszerek (Moving Bed Biofilm Reactor MBBR) egyesítik a biofilmes és az eleveniszapos technológia előnyeit. Alkalmazásukkal nagyobb fajlagos térfogat érhető el, mint amilyen a hagyományos biofilm rendszerekkel, és mivel a 28

38 biofilmről való leszakadás révén keletkező iszap mennyisége csekély, ezért nincs szükség iszap recirkulációra. A biomassza a hordozókon fejlődik ki, miközben az egyes elemek szabadon mozognak a reaktor teljes térfogatában. A szabad mozgás biztosítása mellett a tartályt a térfogat 70 %- áig lehet feltölteni hordozókkal [107]. A keverés levegőztetéssel vagy keverőkkel történik. Annak érdekében, hogy a hordozó elemeket a medencében tartsuk, egy speciális szitát kell alkalmazni. Aerob MBBR esetén a hordozók mozgásban tartása rendszerint csak levegőztetés által történik. Fontos a buborékok mérete: amennyiben túl kicsi, akkor nincs elég ereje, hogy az elemeket megemelje, azonban, ha túl nagy, akkor a levegőztetés hatékonysága csökken, illetve a durva buborék sértheti a biofilm szerkezetét, és az oxigén felvétel mértéke lecsökken. Emiatt e rendszereknél a nagyobb levegőnyílású, durva buborékos levegőztető alkalmazása megfelelőbb Biofilm modellek A biofilm modelleknek 2 jelentős irodalma van (lásd pl. [37]), de alkalmazási lehetőségük viszonylag korlátozott. Ennek oka, hogy az idő folyamán a modellek egyre összetettebbé váltak, egyre nagyobb figyelmet szentelve a mikro-környezetnek és a biofilm szerkezetének, a makro-kinetikai viselkedéssel szemben. A lezajló biológiai folyamatok értelmezésére ugyanúgy az ASM-ben már megismert anyagmérlegeket használják, az eltérést a folyadéktömeg és a biofilm közti anyagtranszport leírása jelenti. A 29. egyenlet a biofilm modellekre vonatkoztatott tömegmegmaradási törvényt írja le. ( ) ( ) ( ) ( ) ( ) ( ) 29. ahol C: koncentráció (g/m 3 ) t: idő (s) 2 A fejezet összeállításához Reichert [123], Eberl és társai [37] és Xavier és társai [160] munkáit használtam fel. 29

39 x, y, z: térbeli koordináta (m) D: diffúziós koefficiens (m 2 /s) u x, u y, u z : folyadék adott koordináta szerinti sebessége (m/s) r: forrás/nyelő (g/(m 3 s) Az egyenlet megoldásával adott térben és időben meghatározható a vizsgált komponens koncentrációja (C(t,x,y,z)). Az analitikus megoldások bemutatásától most eltekintek, mivel az egyes programok a rugalmasságuk miatt a numerikus megoldásokat alkalmazzák. A feladat összetettségétől függően választhatunk egy-, két- vagy háromdimenziós modellt a biofilmben zajló folyamatok becslésére Egy-dimenziós modell Az egydimenziós (továbbiakban 1D) modellekben a biofilm-folyadék határfelületre merőleges gradienst vesszük figyelembe. Ezáltal makroszinten képes leírni a biofilmben zajló folyamatokat, de a mikrostruktúra értelmezésére nem elégséges. Az 1D modellben három fő fázist különíthetünk el: a biofilmet (melyben nem vesszük figyelembe a kialakult pórusokat, hanem tömörnek tekintjük), a biofilm-folyadék határfelületet (ez lényegében a pórusokban lévő víz, ami leszakadó vagy éppen feltapadó részecskéket is tartalmaz) és a folyadékot. A biofilm szilárd részecskékből áll össze (30. egyenlet). 30. ahol X M,i : a rögzített szilárd komponens koncentrációja (g/m 3 ) ρ s,i : a rögzített szilárd komponens sűrűsége (g/m 3 ) ε s,i : térfogattört: komponens térfogata a teljes biofilm térfogathoz viszonyítva (-) A biofilm porozitását (θ) a következőképp számolhatjuk: 31. ahol n: a komponensek száma. 30

40 A pórustérfogat egyrészt a folyadékkal mozgó lebegő szilárd komponesekből X P,i (g/m 3 ) és a pórusokban lévő folyadékból áll, melynek térfogattörtjét (ε l,f (-)) a 32. egyenlet szerint számíthatjuk. 32. A tömegmegmaradási egyenlet oldott komponensekre az 1D modellben a következőképp írható le: 33. ahol S F,i : oldott komponens koncentrációja (g/m 3 ) D F,i : molekuláris diffúzió a biofilmbe adott komponensre (m 2 /s) z: távolság a biofilm-folyadék határrétegre merőleges irányban (m) r F,i : reakciókból származó nettó hozam (g/(m 3 s)). Az egyenlet megoldásához szükséges peremfeltételek a hordozó mélységében: (z=0) 34. és a folyadék-biofilm határrétegnél: (z=l F ) 35. ahol L F : a biofilm vastagsága (m) és S LF,i : a biofilm felszínén mérhető koncentráció, amely a folyadékban mért koncentrációból (C F,i ) a 36. egyenlet szerint számítható. 36. A lebegő szilárd részecskékre (X P,i ) a egyenletek analóg módon felírhatóak. A rögzült szilárd anyagok (X M,i ) esetében a tömegmegmaradási egyenlet a 37. egyenlet szerint alakul: ( )

41 ahol u F : cella elmozdulásának sebessége (m/s), mely megegyezik a nettó fajlagos hozammal biofilm teljes mélységében (38. egyenlet) ( ) 38. ahol r M,i : reakciókból származó nettó hozam (g/(m 3 s)) A biofilm vastagsága függ a biofilm keletkezési sebességétől, a leszakadási sebességtől és a rögzülés mértékétől (39. egyenlet) ( ) 39. ahol u de : leszakadási sebesség (m/s) u at : rögzülés mértéke (m/s) A folyadékfázisban lévő komponensekre (oldott és lebegő) az alábbi egyenlet érvényes: ( ) 40. ahol C B,i : folyadékfázisban lévő koncentráció (g/m 3 ), ami tökéletesen kevert rendszer esetében megegyezik az elfolyó koncentrációval V B : folyadékfázis térfogata (m 3 ) C in,i : befolyó koncentráció (g/m 3 ) Q: térfogatáram (m 3 /s) A F : biofilm felülete (m 2 ) j F,i : tömegfluxus a biofilmbe (g/(m 2 s)) r B,i: reakciókból származó nettó hozam (g/(m 3 s)). A leggyakrabban említett program, melyet az 1D biofilm modellek szimulációjára alkalmaznak a Reichert [123] által fejlesztett AQUASIM. A programban szereplő egységek közül a biofilm reaktor három szakaszból áll: folyadék, biofilm mátrix és biofilm pórusfolyadék. Az AQUASIM mindhárom zónában számolja a baktériumok és tápanyagok időbeli változását és a biofilm vastagság alakulását. A biofilmben kialakuló 32

42 tápanyag gradienst merőlegesnek tekintjük a hordozó felületére. A folyadékfázis tökéletesen kevert, és a modellben lehetséges a folyadék-biofilm határfelület figyelembe vétele is [123, 156]. A program használata nagy rugalmasságot biztosít, ugyanakkor az adatbevitel nehézkes, mert a biokinetikai modell egyenletrendszerét és együtthatóit kézzel kell egyenként bevinni. Ha 1D biofilmes reaktorokból kaszkád rendszert alakítunk ki, akkor pszeudo-két dimenziós modellt kapunk, mely segítségével hosszanti átfolyású biofilmes reaktort lehet leírni. A Hydromantis által fejlesztett GPS-X különböző biofilmes reaktorokat tartalmaz, melyek segítségével specifikusan adott technológiák tervezése, optimalizálása lehetséges, azonban ezek között egyelőre nem szerepel az MBBR D- és 3D modellek A legnagyobb különbség az 1D és a többdimenziós modellek között az, hogy a biofilm nem csak egy irányba fejlődhet. Az 1D modellben a folyadék és a biofilm közötti határfelület élesen elkülönült, azonban a 2- és 3D modellekben ez a határ elmosódik, a pórusok kialakulása és a biofilm felszín egyenetlensége ezekben a modellekben jelentős szerepet játszanak. Az oldott anyagok alakulása a biofilmben és a határfelületekben a 41. egyenlettel írható le, míg a folyadékfázisban a 42. egyenlet jellemzi [37]. ( ) ( ) ( ) 41. ( ) 42. ahol L y, L z : y és z irányban a biofilm mélysége/hossza (m) V F : biofilm térfogat r F,i : a dv végtelenül kicsi térfogatban végbemenő folyamatok i-edik komponensre vonatkozó nettó hozama (g/(m 3 s)). 33

43 A szilárd komponensek tömegmérlege alapvetően a 29. egyenlet analógiájára írható fel, azonban a tömegfluxus meghatározása eltér az 1D megoldástól. Jelen dolgozatban ennek bemutatására nem térek ki, részletes leírás a 2- és 3D modellekről, a szükséges diszkretizálási lépésekről Eberl és társai [37] munkájában szerepel Nulla dimenziós model MBBR rendszerek leírására A választott MBBR modellt Plattes és munkatársai fejlesztették ki [118, 119, 120]. A modell tartalmazza a lebegő részecskék biofilmhez tapadását és a biofilm leszakadását [119]. A biofilm növekedési kinetikájának leírására az ASM1-es modellt [59] alkalmazták. A modell nem foglalkozik a biofilm szerkezeti tulajdonságaival, a diffúziós anyagáram hatását implicit módon a Monod-kinetikákban alkalmazott féltelítési állandók hordozzák [120]. Plattes és munkatársai [118] tanulmányozták az MBBR-ben jelenlévő aktív autotróf és heterotróf biomassza OUR (Oxygen Uptake Rate oxigén felvételi sebesség) válaszait. A kísérlet során kapott respirogramok analóg módon viselkedtek, mint az eleveniszapos rendszerekben. Ezek az eredmények azt mutatták, hogy az ammónia és a könnyen felvehető szerves tápanyag diffúziós gátlása nem játszott nagyobb szerepet a biofilmes rendszerben, mint egy tipikus eleveniszapos reaktorban. Ezek alapján a javasolt modell alkalmas a mozgóágyas biofilm rendszerben zajló folyamatok leírására. Fontos azonban kijelenteni, hogy a modellt lakossági szennyvízre validálták, nem pedig iszapvízre. 2.4 Szakértői rendszerek alkalmazása a szennyvíztisztításban A szakértői rendszerek alkalmazási lehetőségei a szennyvíztisztításban az 1990-es évek óta a kutatások homlokterében állt. Tömeges elterjedésüknek azonban több tényező is gátat szab. A szakértői rendszerek hátulütője, hogy a megfelelő minőségű és mennyiségű ismeret összegyűjtése majd rendszerezése sok időt és energiát emészt fel, épp ezért költséges. Problémát jelent, hogy a szennyvíztisztítás tudományterülete ún. gyengén strukturált terület, vagyis nehezen írható le determinisztikus összefüggésekkel, illetve sok az ismeretlen, vagy nehezen felderíthető befolyásoló tényező. 34

44 A dinamikus modellezés hasznos eszköz a szennyvíztisztítók működésének megismerésében. Megfelelő kalibrációval egy adott telep viselkedése előre jelezhető. Épp ezért előnyösnek látszik alkalmazni a modellezés által begyűjthető ismereteket egy szakértői rendszer tudásbázisának feltöltésében Szakértői rendszerekről általában A szakértői rendszer egy számítástechnikai hátterű probléma-megoldó rendszer, amely a mesterséges intelligencia kutatási területéhez tartozó módszerekre épül [46, 129], és egy szűkebb problématerület (domain) ismereteit tartalmazza [18, 114], illetve alkalmazza. Fő feladata a problémamegoldás, és azt az emberi problémamegoldáshoz hasonlóan kívánja kezelni [17]. A szakértői rendszerek a hagyományos szoftverektől eltérő programszerkezettel rendelkeznek, a problématerületet leíró ismeretek a rendszer többi részétől elkülönítve, az ún. ismeretbázisban (tudásbázisban, knowledge base) tárolódnak [100]. Az adatbázis nemcsak adatokat, hanem ha-akkor típusú (a szakértők által előzetesen leírt) szabályokat is tartalmaz. Ezek a rendszerek gyakran szimbolikus formában tárolják az ismereteket, a megoldás során heurisztikára építenek [46]. A heurisztikák stratégiák, melyek a már megszerzett, de nem szigorúan veendő vagyis némileg pontatlan, de tapasztalaton alapuló információkat ( ökölszabály ) alkalmaznak a probléma megoldására [116], az egyszerűsítés által lerövidítve a folyamatot. A tudás kódolásával és a humán szakértők következtetési képességével, illetve annak leképezésével a szakértői rendszer feltárja az adott problémát, és javaslatokat készít a megoldására [55]. Szükség esetén a rendszer magyarázatot ad arra, hogyan jutott el az eredményhez. Az eredményt és a magyarázatot is természetes nyelven képes közölni. Az eredmény azonban sohasem egy, hanem néhány a megadott szempontoknak eleget tevő megoldás, amelyek közül egyet a rendszer használójának kell kiválasztani. Szakértői rendszereket ma már számos területen használnak, elsősorban olyan területen, ahol kellő mélységű szakértelemre van szükség. Alkalmazásuk közös vonása a következőkben foglalható össze [15]: 35

45 a probléma megoldása gyakorlati tudást igényel, a problématerület jól körülhatárolható, a kiinduló adatok objektív módon leírhatók, kevés az emberi szakértő, fontos a probléma gyors megoldása. Előnyös lehet szakértői rendszert alkalmazni az ember helyett, mert: [17] Sokszor több szakértő tudását integrálja magába, így jobb döntéseket hozhat, mint bármelyik szakértő. Gyorsabban ad megoldást, mint az ember. A probléma megoldása ugyanaz függetlenül a külső körülményektől vagy az emberi szubjektivitástól. Egy általános szakértői rendszer könnyen átváltható egyik problémáról a másikra, míg az emberi szakértőnek hosszabb időre van szüksége, míg elmélyed az új probléma témakörében. Nincsenek helyi, időbeli korlátai. A szakértői rendszereknek természetesen hátrányai is vannak: Nehéz új, vagy a szokásostól eltérő helyzetekre felkészíteni. Nem kreatív. A fejlesztés drága és időigényes. A Szakértő Rendszer megnevezés azonban félrevezető, ugyanis alkalmazásával nem lehet teljes mértékben helyettesíteni a szakértőt, csupán az emberi szakértő sok specifikus ismeretet és nagy figyelmet igénylő munkájából annak mechanizálható részét képesek átvenni ez által a felhasználó-szakértő hatékonyságát fokozva bár sok esetben a célja a rendszert tervezőknek az, hogy szakember nélkül is megoldható legyen a probléma. Az eddig megvalósított rendszerek azonban csak olyan területekig képesek eljutni, amelyek egy szakértő által is jól megoldható feladatot jelentenek. A szakértői rendszerek egyik tipikus alkalmazási módja az iparban a diagnosztikai rendszer. A diagnosztikai rendszer ötvözi az analitikus folyamatmodelleket a hagyományos folyamatirányítással és a heurisztikákkal, azért, hogy feldolgozza és értelmezze az érzékelőkből származó adatokat, miközben következtet a múltból és a 36

46 jelenből, kiértékelve a vizsgált rendszer jövőbeli viselkedésének alakulását, valamint megtervezi a megfelelő beavatkozásokat [100]. Ezeket a rendszereket az adott technológia működésében fellépő hibák gyors azonosítására, illetve adott határok között hatásaik közömbösítésére/áthidalására tervezték A szakértői rendszerek általános felépítése A szakértői rendszerek felépítését a 2.9. ábra tartalmazza. Az alkotóelemek a következők [40, 49, 100]: Felhasználó: A felhasználó párbeszédeket folytat a rendszerrel, tanácsadó partnerként konzultál. A felhasználó a rendszer által adott magyarázatokat figyelembe véve dönt, a felelősség a felhasználóé. Tudásmérnök: A tudásmérnök az adott tárgyköri tudásbázis megszerzésében, annak megfelelő formalizálásában és a rendszerépítésben jártas szakember. Ismeret vagy tudásbázis: Az adott tárgykör ismereteinek gyűjteménye. Lényegében a szakértői rendszer memóriája, az adott problématerületre vonatkozó specifikus ismeretek (tények, objektumok, kapcsolatok, heurisztikus ismeretek) szimbolikus leírását tartalmazza. Következtetőgép: Az adott ismeretreprezentációs módot kiszolgáló, egy vagy több megoldáskereső stratégiát megvalósító program, kiegészítve egyéb funkciókkal. Ez koordinálja, egységbe rendezi a felhasználótól és a tudásbázisból nyert adatokat, a felhasználó által definiált célokat, a tudásbázisban lévő szakértő tudását. Magyarázó alrendszer: A szakértői rendszer következtetési folyamatáról ad információt, indokolja a rendszer javaslatát. 37

47 Magyarázó alrendszer Esetspecifikus adatbázis (MM) Felhasználó Felhasználói felület Következtető gép Speciális felületek Tudásmérnök Tudásköri szakértő Fejlesztői felület Tudásbáziskezelő rendszer 2.9. ábra: Szakértői rendszerek felépítése [100] Tudásbázis Eset specifikus adatbázis (munkamemória, MM): Az adott megoldandó feladat specifikus információit tartalmazza: külvilágból érkező információkat, adatokat, valamint a rész- és végső következtetések során kapott ismereteket. Tudásbázis kezelő/fejlesztő alrendszer: Feladata a tudásbázis építése, tesztelése, módosítása. Tartalmaz tudásbázis fejlesztő, tudásbázis-szerzést támogató szolgáltatásokat. Felhasználói felület: Lehetőséget biztosít az ember-gép természetes nyelvű párbeszédhez. Ezen keresztül jutnak el a felhasználóhoz a magyarázatot adó és egyéb szolgáltatások. Fejlesztői felület: A fejlesztői felületen keresztül a tudásmérnök eléri a tudásbázis fejlesztő, tudásbázis-szerzést támogató alrendszer szolgáltatásait. Speciális felületek: A következtetőgép által vezérelt, adatbázis és egyéb kapcsolatokat (pl. adat-lekérés, külső eljárás meghívása, mért adatok fogadása, szabályozók adatokkal való ellátása) biztosítják Szakértői rendszerek a szennyvíztisztításban A szakértői rendszerek szennyvíztisztításban történő alkalmazásáról több cikk is elismeréssel szól. A megoldandó problémák között találhatunk helyszínválasztást [48], technológia választási [85] és irányítási feladatokat is [8, 9, 124]. 38

48 Krovvidy és társai. cikkükben egy technológiai sor tervező rendszert (SOWAT - Sequence Optimizer for Wastewater Treatment, sorrend optimáló szennyvíztisztításhoz) írnak le [85]. A program fuzzy technikát alkalmaz az egyes összetevők eltávolítására legalkalmasabb technológia meghatározására és heurisztikus keresést az optimális technológiai sor megalkotására. A SOWAT két lépésben végzi a problémamegoldást, először elemzi az adatbázist, és fuzzy kapcsolatokat alkot az egyes technológiák és az általuk eltávolítható szennyező komponensek között. Ezeket a kapcsolatokat párosítja szakértői szabályokkal, hogy különböző technológiai sorrendeket hozzon létre, illetve az elérendő tisztítási hatásfokkal, vizsgálva, mely eljárások képesek az adott hatásfokot teljesíteni. A következő fázisban heurisztikus szabályok alapján felállít egy rangsort a tisztítási sorokra a költség függvényében. A felhasználói felület ebben a szakaszban lehetőséget biztosít a mi van, ha típusú vizsgálatokra [85]. A szakértői rendszer Ladiges és társai [86] szerint jó módszer a szennyvíztisztítók üzemeltetéséhez szükséges információk összegyűjtéséhez és rendszerezéséhez. A cikk információi szerint három nagykapacitású tisztítóban alkalmazták a rendszert. A szakértői rendszereket leggyakrabban mint diagnosztikai rendszert telepítették a szennyvíztisztítókban [124]. Egy szennyvíztisztító automatizált levegőztető szabályozó rendszerét összekötötték egy szakértői rendszerrel, hogy mindig a legjobb nitrogéneltávolítási hatásfokot érjék el. Az adatokat ammónia- és nitrátmérő berendezések szolgáltatták. A telep nitrogéneltávolító hatásfoka jelentősen javult a cikk tájékoztatása szerint [124]. Egy másik esetben félüzemi kísérleteket végeztek egy szakértői rendszer prototípusának vizsgálatához [9]. Érdekessége a cikknek, hogy egy általános szakértői keretrendszer ( shell ) alkalmazásával készült. Ez azt mutatja, hogy a más területek alapján kifejlesztett keretrendszer a szennyvíztisztításban is alkalmazható. Paraskevas és társai [113] a modellezés nyújtotta lehetőségeket kihasználva elkészítették a vizsgált tisztító modelljét, mely önálló modulként a mérőműszerek pontosságát jelzi. Amennyiben a mért adat jelentősen eltér a szimulált paramétertől, a rendszer jelzi az új kalibrálás szükségességét. 39

49 2.4.4 A tudásbázis A fent említett irodalmak egyike sem tesz említést arról, hogy a tudásbázis feltöltése mennyi időt, energiát igényelt és hány korábbi kísérlet eredményeit tartalmazza. Egy jól működő szakértői rendszer létrehozásában legnagyobb nehézséget maga a tudásbázis felépítése okozza, főleg akkor, ha egy gyengén strukturált szakterületről van szó. Gyengén strukturáltnak nevezünk egy területet, ha minden eset, példa tipikusan összetett fogalmi szerkezetek egyidejű interaktív alkalmazását tartalmazza és a névleg azonos típusba tartozó esetek leírására alkalmazható minta esetenként jelentősen eltér [136]. A megfelelő ismeretek összegyűjtése több okból kifolyólag is nehézségekbe ütközik. A szakértők számára gondot jelenthet szabályba foglalni a napi problémák megoldásait. Még inkább előfordulhat, hogy a magyarázatból kihagynak információkat, ezáltal ellentmondások jönnek létre egyes magyarázatok között. Gondot okoz az is, hogy habár a szakértő a feladatot közel optimálisan végre tudja hajtani, ám a végrehajtás folyamatát és az alkalmazott (kvázi-) optimalizálási eljárást nem tudja megindokolni, és így a folyamat jellegzetességeit nem képes megismertetni. Egyes esetekben nem egyértelmű, mely lépések sorozata vezethet eredményre az adott problémát vizsgálva. A különböző szituációk tényezői egyszerre lehetnek az ok és az okozat képviselői, vagy más esetben a szoros összefonódás elfedi a valódi okot. Az előbb felsorolt problémák nehezítik a tudásmérnök feladatát. Egyes információkat tévedésből lényegtelennek nyilváníthat vagy éppen ellenkezőleg, a létrehozott modell túlságosan is pontos, így a modellt leíró egyenletek bonyolultsága és a bennük szereplő paraméterek száma kezelhetetlenül magas. A felhalmozott tudás rendszerezésére, az egyes lépések automatizálására különböző technikákat alkalmaznak azért, hogy kivédjék a tévedés lehetőségét. Az egyik lehetséges út az ismertető vagy szerkezeti leírás felügyelt tanulása, a másik, mely inkább alkalmas a gyengén strukturált területek feltérképezésére, a taxonómiai leírások nem felügyelt tanulása [128]. A megfigyelések csoportokba való sorolása segít a kapcsolatok feltárásában és megkönnyíti az adott tudáshalmaz áttekintését, ezáltal elősegíti az identifikációt, és az új vizsgált elemek tulajdonságainak meghatározását. A fentiekből adódik, hogy következtetési szabályokat vonhatunk le, melyekkel azonosítható a vizsgált telep működési állapota. Sanchez és társai. [128] két lehetséges módszert mutatnak be egy szennyvíztisztító diagnosztikai szakértői rendszer létrehozásához szükséges tudásbázis felépítésére. A 40

50 tudásszerző módszerek (knowledge acquisition tool) segítik a szakértő munkáját, egységesebb, következetesebb adatgyűjtést és rendszerezést tesznek lehetővé. Olyan összefüggésekre hívhatják fel a figyelmet, melyeket a szakértő különben figyelmen kívül hagyott volna. Az ismeretek osztályozása lehetővé teszi a tudásbázis kialakításához szükséges szabályok fél-automatikus generálását, és a szakértő is könnyebben rendszerezi a területre vonatkozó ismereteit Alkalmazási lehetőségek felmérése A fentiekből kitűnik, hogy a szakértői rendszerek elterjedésének legfőbb akadálya a megfelelő tudásbázis kiépítésének idő- és költségigénye. Nem elegendő általános sémákat létrehozni, speciális esetekre is fel kell készíteni a rendszert, hogy feladatát kielégítően el tudja végezni. Hangsúlyozandó, hogy a szakértői rendszer sosem helyettesítheti a szakértőt. Épp ezért gyakran veszélyes kizárólag a rendszer javaslataira támaszkodni. Ritkán alkalmazzák diagnosztikai rendszerként, mivel csak nagy tisztítóknál gazdaságos, a telepítéshez szükséges nagyszámú mérések elvégzése és ezek alapos elemzése miatt. Esetenként azonban más szempontok szerint is fontos lehet a megfelelő mértékű műszerezettség. Ilyen esetben az adott telepre kell szabni a rendszert, és ehhez elengedhetetlen a tisztító működésének és a befolyó szennyvíz minőségének és tipikus ingadozásainak alapos ismerete. Problémát jelenthet, ha a biológiát mérgezés éri, mert a pillanatnyi toxicitás hosszú távú hatásokat, megváltozott hatékonyságot eredményez. Ilyen esetekben újra kell kalibrálni a rendszert. Kis tisztítókra, ahol a szennyvíz mennyiségi és minőségi ingadozásai jelentősek, nem gazdaságos diagnosztikai rendszert telepíteni Szakértői rendszer kiegészítése modellezéssel A nagyszámú, különböző típusú szennyvíztisztító dinamikus modellezése segítheti az adatbázis kialakítását. Minden modellezést meg kell, hogy előzzön a szennyvíz és a tisztító alapos vizsgálata. Ha ezeket több alkalommal, pl. télen és nyáron, vagy amikor előre láthatóan változik a beérkező nyers víz minősége (befőzési időszak) is elvégzik (egy-két hétig kitelepített mérőműszerekkel), akkor különböző szcenáriók is 41

51 létrehozhatók. Emellett a szimuláció olyan hibák okaira is felhívhatja a figyelmet, melyek hagyományos módszerekkel nem felfedhetőek [32]. Ha e vizsgálatok eredményeit (beleértve a szerkezeti, minőségi és mennyiségi paramétereket is) megfelelő módon egy tudásbázisban eltároljuk, nemcsak a már vizsgált telepekre, hanem új tisztítók működésére is tanácsot adhat a rendszer. A felhasználó által megadott adatok alapján a következtetőgép képes választani a már bevitt adatsorok közül adott hibahatáron belül. Amennyiben a korábban bevitt adatok nem korrelálnak a vizsgált telep paramétereivel, a szakértői rendszer továbbítja a modellező egységnek a szükséges adatokat, hogy a szimuláció végrehajtható legyen. Ebben az esetben azonban már szükség van egy szakértő bevonására is, hogy a modellezés a lehető legpontosabb legyen. A Pannon Egyetem Regionális Környezetbiztonsági Tudásközpont keretén belül a szerző részvételével kezdődött a Landra szakértői rendszer kialakítása, mely Domokos [32] szoftverének újragondolt változata. Az ismeretbázis feltöltése folyamatos, többek között a dolgozatban bemutatott szimulációk szolgálnak adattal, a rendszert hasznosítja SZETIKO projekt, (GOP /b ). A projektben kifejlesztésre került mobil mérőegységek órás gyakorisággal képesek adattal ellátni a rendszert, így lehetőség nyílik arra, hogy a vizsgált telepekről megfelelő részletességű adatsor álljon rendelkezésre, és a szimuláció segítségével az egyes esetek pontosabb tipizálása is lehetővé válik Összefoglalás A 90-es években szakmai körökben nagy érdeklődés volt a szakértői rendszerek szennyvíztisztításban való alkalmazásának lehetőségei iránt. A kifejlesztett rendszerek azonban nem terjedtek el, ellentétben különböző szimulációs szoftverekkel. Ennek elsősorban az az oka, hogy egy biztonsággal működő szakértői rendszer, kiváltképp, ha az egy on-line diagnosztikai rendszer, széleskörű, jól strukturált, megbízható tudásbázissal kell, hogy rendelkezzen. Ez nagyon sok mérést, előzetes ismereteket és törvényszerűségek lefektetését igényli. Ha téved a szakértői rendszer, akkor az komoly fennakadásokat okozhat a szoftveresen vezérelt tisztító működésében. Mindemellett egy diagnosztikai rendszer telepítése csak nagy telepeknél lehet gazdaságos. 42

52 Ezzel szemben a dinamikus szimuláció lehetőséget nyújt arra, hogy a szakértői rendszert nagyszámú szimulációs adatsorral töltsük fel, ezáltal elérhetővé válik kisebb tisztítók számára a rendszer által nyújtott szolgáltatás. 43

53 3 Alkalmazott programok 3.1 MATLAB/Simulink A MATLAB egy numerikus számítások elvégzésére fejlesztett speciális programrendszer és programozási nyelv elnevezése is. A The MathWorks által kifejlesztett programrendszer képes mátrix számítások elvégzésére, függvények és adatok ábrázolására, algoritmusok implementációjára és felhasználói interfészek kialakítására. Elsősorban numerikus és mátrixalgebrai feladatokra dolgozták ki, kiegészítő csomagokkal (toolboxok: egy bizonyos feladatosztályhoz tartozó parancsok gyűjteménye), azonban alkalmazási területe mára roppant változatos, az irányítástechnikától a bioinformatikáig. A MATLAB egyik leggyakrabban használt kiegészítő csomagja a Simulink. Grafikus felülete és beépített blokkok (dobozok) egyszerű használata vonzóvá teszi a programot azok számára is, akik nem kívánnak programozni egy feladat megoldásához. Összetettebb feladatok elvégzésekor azonban az egyes elemek közti kapcsolat már kevéssé átlátható, ezért lehetőség van külső programnyelvben (pl. C, vagy C++) megírt forráskód alkalmazására. Ez a blokk az s-function [92, 93] nevet kapta. A MATLABnak megfelelő szerkezetet tartva elkészített program lefordítás után használható. A szükséges paramétereket egy M-fájlban érdemes tárolni. Ezek a tulajdonságok teszik népszerűvé a MATLAB/Simulink környezetet a nem informatikus kutatók számára (ld. pl. [47]) A 4.1 és 4.2 fejezetekben használt modellek megalkotásához a MATLAB/Simulink programcsoportot használtam, az egyes reaktorok, az ülepítő, és a szükséges kiegészítő elemek modelljei C-ben megírt s-function [26, 92, 93] segítségével kerültek beépítésre. Így ezek egy-egy egységként jelenhettek meg a tisztító modelljében, ezáltal az átláthatóság és a szimuláció sebessége is nagymértékben javult. 3.2 Landra Szennyvíztisztító Szakértői Rendszer A Landra Szennyvíztisztító Szakértői Rendszer a Pannon Egyetem Környezetmérnöki Intézet munkatársai által fejlesztett program. A fejlesztés a Pannon Egyetem Regionális 44

54 Egyetemi Tudásközpont ÖKORET projektjének (RET_06 PEKHIT) keretében kezdődött, azóta folyamatosan bővítjük. A rendszer kiemelkedő képessége az önprogramozás, ami során minden szennyvíztisztító telep és konfiguráció esetén egyedi, az igényekhez legjobban illeszkedő programkódot alakít ki a szoftver. A szennyvíz-tisztítási számítások elvégzéséhez egyedi, nemzetközi szinten is érdeklődésre számot tartó differenciálegyenlet-megoldó rendszert alkotott meg a kutatócsoport, ami elsősorban művelet-végrehajtási sebességben hoz javulást. A módszer lényege, hogy minden egyenletnek saját, egyedi lépésköze van, így azok hagyma rétegeihez hasonlóan egymásba ágyazhatók. Így a beljebb lévő, gyorsabb egyenletek többször lefutnak, mire a külsők csak néhányszor [30, 31]. Mivel minden egyenlet saját lépésköze szerint működik, így létre kellett hozni egy időtáblát, amelyen nyomon lehet követni melyik egyenlet jön, és mi volt az utolsó visszaadott értéke (3.1. táblázat). A táblában az egyszerűbb megérthetőség miatt egy három differenciálegyenletet tartalmazó rendszer időtábláját tüntettem fel. Az A, B és C betűk a változókat jelzi, tényleges egyenletszámítási művelet esetén az adott változó hátterét sötétszürkére állítottam táblázat. A program által használt időtábla (illusztráció) [30]. Az A, B és C folyamatok lépésközei rendre 4, 2 és 7 másodperc. t=1s t=2s t=3s t=4s t=5s t=6s t=7s t=8s t=9s t=10s A=5 A=5 A=5 A=5 A=4 A=4 A=4 A=4 A=6 A=6 B=3 B=3 B=3 B=6 B=6 B=6 B=5 B=5 B=5 B=6 C=6 C=6 C=6 C=6 C=6 C=6 C=6 C=5 C=5 C=5 t=11s t=12s t=13s t=14s t=15s t=16s t=17s t=18s t=19s t=20s A=6 A=6 A=5 A=5 A=5 A=5 A=4 A=4 A=4 A=4 B=6 B=6 B=7 B=7 B=7 B=8 B=8 B=8 B=9 B=9 C=5 C=5 C=5 C=5 C=6 C=6 C=6 C=6 C=6 C=6 A program érdekessége az egyenletrendszerek teljes és szabad átalakításának lehetősége, amit a Peterson mátrix beviteli felület egészít ki, amely így együttesen kiváló lehetőséget nyújt a rendszertervezőknek és üzemeltetőknek. A felhasználó futtatás előtt egy ellenőrző listát kap az esetleges hibákról. Ez a funkció elsősorban az új modellek fejlesztésekor hasznos. A fejezetek a program prototípusával készültek, a vizsgálatok során az eredmények megfelelősége a szoftver alkalmazhatóságát is igazolta. 45

55 4 Esettanulmányok A szennyvíz kezelése során a hatékonyság a beérkező szennyvíz minőségétől kezdve a kialakított struktúrán át a különböző szabályozók és stratégiák alkalmazásáig bezárólag számos tényezőtől függ. Emiatt rendhagyó módon több különböző esetet mutatok be, a szennyvíztisztítás egyes területeire külön-külön fókuszálva. A vizsgálatokhoz valós telepek mérési adatait használtam. 4.1 Ülepítő szimulációs vizsgálata ülepedési görbe alapján A téma előzményét Holenda [64, 65] munkája szolgáltatta, aki hat különböző egy dimenziós ülepítő modellt vizsgált referencia adatok alapján. Az összehasonlításhoz a szakirodalomban meghatározott adatokat használt [27], azonban az egyértelműen kiderült mind a dolgozatából, mind más szakirodalmakból [26, 146], hogy ezek a paraméterek ülepítőnként eltérőek, és a befolyó terhelés függvényében módosításuk szükséges. Munkám során a szimulációs gyakorlatban leginkább elterjedt modell, a Takács-modell [146] paraméterfüggését vizsgáltam a veszprémi regionális szennyvíztisztító ülepítőjének modellezésén keresztül. Az alkalmazott egyenletben több olyan paraméter is szerepel, amely nem mérhető közvetlenül, amennyiben mégis, a mérési eredmények túl nagy hibával terheltek. A vizsgálat tárgya az volt, hogy az egyes paraméterek milyen befolyással bírnak a modellezett ülepítő elfolyó vizének, illetve recirkulált iszapjának lebegőanyag koncentrációjára. Ezen felül arra kerestem a választ, alkalmazható-e ugyanaz a paraméter-beállítás adott ülepítőre vonatkozóan különböző koncentrációkra, és ha igen, milyen mértékig Anyag és módszer A 2.2 fejezetben leírtak alapján a modellezéshez a Takács-féle kettős exponenciális egyenletet alkalmaztam [146], de a kezdeti vagy maximális gyakorlati ülepedési sebességet a Vesilind görbe [153] alapján határoztam meg. Ehhez a vizsgált telep I. 46

56 ágának utóülepítőjébe érkező szennyvízéből különböző időpontokban vettem mintát, hogy az eltérő koncentrációkhoz tartozó ülepedési profilokat meg tudjam határozni A telep adatai A veszprémi szennyvíztisztító névleges kapacitása m 3 /nap. A biológiai foszforeltávolításra is alkalmas telep két párhuzamos tisztítósorán egy-egy Dorr-típusú utóülepítő működik (4.1. ábra). Az egyes utóülepítők átmérője 40 méter, átlagos mélységük 2,8 méter. Az adott időszakban csapadék nem befolyásolta az ülepítő működését. A telepen jellemző 20 napos iszapkor miatt a különböző időpontokban vett szennyvízmintákról feltételezhető, hogy az iszap minősége és annak ülepedési tulajdonságai nem változtak. A vizsgálathoz felhasznált adatok a 4.1. táblázatban szerepelnek ábra. A veszprémi szennyvíztisztító I. ágának sematikus ábrázolása táblázat. Vizsgálathoz felhasznált adatok. Iszapkoncentráció oxikus ülepítő ülepítő térfogatáram iszapelvét SVI medence teteje alja g/m 3 g/m 3 g/m 3 m 3 /nap m 3 /nap cm 3 /g Márc ,98 Márc ,89 Ápr ,10 47

57 Az SVI index alapján a rosszul ülepedő, duzzadó kategóriába tartozik az iszap (>150 cm 3 /g) [77, 160]. Ez általában fonalosodásra, felúszásra hajlamos szennyvizekre jellemző. A veszprémi telep iszapja, bár kissé nehezen ülepedett, de a felúszás csak a higított mintáknál jelentkezett feltételezhetően a pehelyszerkezet fellazítása miatt, de ott is csak kismértékben, a mérést nem befolyásolta Modellezés előkészítése A telep utóülepítőbe érkező szennyvízéből három alkalommal vettem mintát, hogy eltérő koncentrációkhoz tartozó ülepedési profilokat lehessen meghatározni. A homogenizált mintákat egy cm 3 -es mérőhengerbe töltve vizsgáltam az iszap-víz határvonal magasságának időbeli változását. A mérési adatokat a 4.2. ábra tartalmazza. A műveletet megismételtem úgy hogy 500 cm 3 mintához ugyanannyi desztillált vizet adtam ábra. Különböző koncentrációkhoz tartozó ülepedési görbék. Az ülepedési sebesség számításához az egyes ülepedési görbék lineáris szakaszát kell meghatározni. A 4.3. ábra egy általános ülepedési görbét ábrázol, a keresett szakaszt 2-sel jelöltem. A lineáris szakasz azonosításával a gátolt ülepedéshez tartozó sebesség 48

58 határozható meg ( ), mely adott koncentrációhoz hozzárendelhető. A vizsgálat eredményeinek pontossága nagyban függ attól, hogy ez a szakasz mennyire felismerhető a valódi ülepedési görbéken. A leolvasást nehezíti, ha az ülepedés mérése közben az iszap-víz határvonal meghatározása bizonytalan, mert pl. az iszap pelyhei némileg felúszásra hajlamosak. Határfelület magassága (cm) Lineáris szakasz Idő (perc) 4.3. ábra. Ülepedési görbe [62, 88]. 1 flokkulációs zóna, 2 gátolt ülepedés, 3 átmeneti zóna, 4 kompressziós zóna 4 A lineáris szakasz meghatározása után kiszámolhatók a különböző lebegőanyag koncentrációkhoz tartozó ülepedési sebességek. Ezeket a koncentráció függvényében ábrázolva és a pontokra görbét illesztve egy exponenciális egyenlettel leírható görbét kapunk (4.4. ábra), amely paraméterei a Vesilind-egyenletbe helyettesítve megadja a maximálisan elérhető ülepedési sebességet (v 0 =15,101 m/nap, a Takács egyenletben v 0 ). A Takács egyenlet (26. egyenlet) többi tagját, vagyis a két zóna ülepedési paraméterét (r h, r p ) és a lebegőanyag nem ülepíthető hányadát (f ns ) a modellezés során becsülni kell. A görbe illesztésekor a 3,89 kg/m 3 koncentrációjú minta eredményét kihagytam, mert az nagyban rontotta a korrelációt (R 2 =0,9017; v 0 =14,085 m/nap). A továbbiakban a 4.4. ábra adataival számoltam. Az érdekesség kedvéért a kihagyott mérést is bennhagytam a paraméterillesztési vizsgálatban. 49

59 4.4. ábra. Vesilind görbe meghatározása a mért lineáris ülepedési sebességek alapján Eredmények Az előzőekben taglalt mérési eredményeket felhasználva illesztettem a Takács-modellt a paraméterek megfelelő változtatásával. A vizsgálat során az ülepítőben zajló folyamatok modellezése volt a fókuszban. Az ülepítő modell paramétereinek vizsgálatát a biológiai modell feleslegesen bonyolulttá tette volna. A szimulációban így az oxikus medencéből származó iszap koncentrációját vettem bemeneti értéknek hanyagolva annak összetételét. A modellezést a MATLAB/Simulink R2009a programcsomag alkalmazásával hajtottam végre. A bemenő szennyvíz minősége és mennyisége a futtatás alatt végig állandó volt. A vizsgálat során három paramétert módosítottam úgy, hogy a tisztított szennyvízben (felső réteg) és a recirkulációs áramban (alsó réteg) a számított lebegőanyag koncentráció közelítse a mért értékeket. Ezek a paraméterek a következők: eleveniszap nem ülepedő hányada (f ns ), a gátolt ülepedési (r h ) és a flokkuláló zónához (r p ) rendelhető értékek. A kiindulási értékek az egyes paraméterekre vonatkozóan [26]: f ns = 2, ; r h = 5, ; r p = 2, ; 50

60 Az illesztés után az értékek a következők: f ns =1, ; r h = 1, ; r p = 2,3; A paraméterbecslés után az egyes mérési adatokhoz tartozó alsó és felső rétegre, vagyis az elfolyó, tisztított szennyvízre és a recirkuláltatott szennyvízre kapott lebegőanyag koncentrációk és a mért értékekhez viszonyított eltérések a 4.2. táblázatban láthatóak (mérési adatok a 4.1. táblázatban szerepelnek). A futtatásokat addig végeztem, amíg egyes értékek további módosítása a végeredményt már nem befolyásolta. Az adatok megfelelőségét legkisebb négyzetek módszerével állapítottam meg. A kezdeti értékeket minden rétegre nullának vettem, az állandósult állapot 0,5 nap alatt állt be. A paramétereket úgy határoztam meg, hogy minél jobban közelítse a szimuláció eredménye mindhárom mérési adatsort. Ha az egyes változatokat külön vizsgáltam volna, akkor az illesztés pontosabb lehetett volna (a második változat esetében a felső réteg eltérése r h =2, értéknél a legkisebb), de a cél olyan paraméterhármas meghatározása volt, amely mindegyik adatsorra kielégítő eredményt ad. A legkisebb négyzetes eltérést akkor értem el, ha r h értékét nullának vettem, ebben az esetben a bármilyen aktuális lebegőanyag koncentrációt véve a maximálisan elérhető 15,101 m/nap sebességgel ülepszik az anyag, ami nem felel meg a valóságnak táblázat. Paraméter beállítás után a modellek eredményei befolyó legfelső legalsó eltérés konc. réteg réteg eltérés g/m 3 g/m 3 % g/m 3 % Márc ,00 24, ,70-19,50 Márc ,70-10, ,84 6,52 Ápr ,44 5, ,20-1,51 A szimuláció az első és a harmadik esetben az elfolyó víz lebegőanyagát túlbecsülte, a legnagyobb eltérés (24,96%) a legelső esetben volt észlelhető. A százalékos értékek némileg félrevezetőek a felső réteg esetében, hiszen mind a 8 g/m 3, mind a 10 g/m 3 elfolyó lebegőanyag koncentráció jó vízminőséget jelent. A 2 g/m 3 -es 51

61 koncentrációkülönbséget nem vehetjük jelentős hibának figyelembe véve, hogy a bemeneti értékek három nagyságrenddel nagyobbak az elfolyó koncentrációkhoz képest. Tekintettel arra, hogy a legszigorúbb esetben is a lebegőanyag koncentráció határérték 35 g/m 3, a modellezett koncentráció a hiba ellenére is elfogadható. Az alsó rétegben kapott eltérés a mérési eredményekhez képest jelentősebb hibának bizonyult. Az első mérési adathoz viszonyítva ez az érték majdnem 20 %. Ez az eltérés egyszeres visszaforgatási arányt véve 10 %-kal kevesebb iszapkoncentrációt is jelenthet a biológiai medencében, ami biokinetikai modell eredményét is jelentősen módosíthatja. Ez, és az a tény, hogy a többi esetben a számított értékek csak kis mértékben tértek el a mérési eredményektől, jelzi, hogy egy paraméter együttes nem alkalmazható minden esetre. Érdekes, hogy az ülepedési sebesség meghatározásakor kiejtett adatsor sokkal jobb eredményt adott. A szimuláció pontatlanságához részben hozzájárulhatott az is, hogy a telep vezetőségétől kapott adatok (elfolyó, recirkuláció lebegő anyag koncentrációja, térfogatáramok) a vizsgált nap egészére vonatkozó átlag értékek, míg az általunk vett minták pontminták, ezért csak az aktuális állapotot tükrözik. Ugyanakkor stabil működés esetén (ami a mérési időszakban fennállt), feltételezhető, hogy a napi ingadozás nem befolyásolja érzékelhetően az iszapkoncentrációt. Az ülepedési görbéket megfigyelve érzékelhetően eltér az első mérés eredménye, míg a legnagyobb és legkisebb koncentrációjú minta közel azonos sebességgel ülepedett. Az SVI értékeket nézve ez a különbség nem jelentkezik. A március 11-i adatok csak akkor közelítették meg az mérési eredményeket, ha a maximálisan elérhető ülepedési sebesség értékét megnöveltem: 3%-os módosítás a felső rétegben 17,608 százalékpontos változást eredményezett. Ebben az esetben a másik értékek erősen romlottak. Ezek alapján megállapítható, hogy az ülepedési görbékből meghatározott sebesség érték hasonló tulajdonságú iszapok esetében sem használható univerzálisan. Vizsgáltam, hogy az egyes paraméterek módosítására mennyire érzékeny a modell. A paraméterek értékeit egyenként 10%-kal módosítottam. A számított eredmények százalékos eltérését határoztam meg, a bázist a kiválasztott paraméterhármashoz tartozó értékek jelentik. A 4.3. táblázatból látszik, hogy a módosítások az alsó rétegben számított koncentrációt lényegében nem befolyásolták, de a felső réteget tekintve is elhanyagolható a változás. Ez a számítás robosztusságát jelzi. 52

62 A paraméter érzékenység vizsgálat másra is rávilágított. A lebegőanyag nem ülepedő hányadát nézve szembetűnő, hogy az alacsonyabb értékhez nem feltétlenül tartozik alacsonyabb koncentráció a felső rétegben. Az első esetben az adatok éppen az ellenkezőjét mutatják, míg a március 17-i mérés eredményeit nézve mindkét változatban csökkent a százalékos eltérés mértéke. Az f ns változás hatására kialakuló trendet egy harmadfokú tört polinommal lehet leírni ebben a tartományban (43. egyenlet), melynek minimuma a középső esetet tekintve f ns =1, értéknél van. Az első méréshez tartozó görbe monoton csökkenő szakaszban van, vagyis ennél magasabb értéket kellene megválasztani, a harmadik változat mutatja az elvárt eredményt táblázat. Paraméterérzékenységi vizsgálat eredménye. r h = 0, r p =0,10188 f ns =1, % % % % % % Márc ,3078-0,0003-0,0020 0,0000-0,0018 0,0000 Márc ,3544-0,0003-0,0028 0,0000-0,0018 0,0000 Ápr. 7 0,2723-0,0002-0,0151 0,0000 0,0047 0,0000 r h = 1, r p =2,53 f ns =1, % % % % % % Márc ,3081 0,0003 0,0007 0,0000 0,0003 0,0000 Márc ,7098 0,0006 0,0010 0,0000-0,0018 0,0000 Ápr. 7-0,5452 0,0005 0,0064 0,0000-0,0218 0,0000 A vizsgált tartományban az egyes paraméterekre illesztett görbék egyenletét a 4.4. táblázat tartalmazza. Cél volt, hogy minél pontosabb illeszkedést érjek el; egy adott paraméter változásához tartozó értékhármasokhoz a választott képlet azonos, de azonos paraméterhez tartozó alsó és felső rétegek eltérőek lehetnek. 53

63 4.4. táblázat. Nemlineáris regresszió eredménye a vizsgált paraméter tartományokban r h tartomány: 1, , felső 2. felső 3. felső 1. alsó 2. alsó 3. alsó a b , , , , , c 9, ,3307 8, , , ,3470 R r p tartomány: 1,0-2,3 1. felső 2. felső 3. felső 1. alsó 2. alsó 3. alsó a 10,153 10,9144 9, , , ,67 b -23, , , , , ,07 c 18, , , , , ,98 d -2,2891-2,2325-1, , , ,47 e 1,8896 1,9207 2,0554-1,464 0,1865-1,3364 f 0,0013 0,0017 0,0055 0,6266-1,0561 1,7354 g ,3984 3,6382 0,2941 R f ns tartomány: , felső 2. felső 3. felső 1. alsó 2. alsó 3. alsó a 9, ,698 8, , , ,196 b , , , c , , ,596 d ,3163 0,2049 0,2942 e , , , f g R 2 1 0, ,8119 0,996 0,9981 A Takács-modell pontatlanságát támasztja alá emellett a 4.5. ábra, melyen jól látszik, hogy a 6-9. rétegekben azonos koncentrációk alakultak ki. Ez a valóságban a tömörödés miatt nem jöhetne létre. Az utolsó rétegben csak azért van magasabb koncentráció, mivel gravitáció hatására bekövetkező anyagáramot a modellben nullának vesszük. A modellben a rétegek vastagsága azonos, a betáplálás a hatos rétegben történik. Ha a 54

64 rétegek számát lecsökkentenénk, miközben minden más adatot változatlanul hagyunk, akkor betáplálás magassága is változik (alacsonyabban lesz) ábra. Az egyes rétegekben kialakult iszapkoncentrációk (logaritmikus skála) Következtetések Ahogy az eredmények mutatják, a Takács modell alkalmazásához a paraméterbecslés elengedhetetlen. Az ülepedési görbe meghatározásakor egy koncentrációértéket elhagytam, mivel az rontotta determinációs együttható értékét, ugyanakkor belevettem a paraméterillesztési vizsgálatba. A trendből kiugró lineáris ülepedési sebesség megváltozott körülményekre utal, ugyanakkor a kiválasztott paraméterek alkalmazásakor kisebb eltérést adott mind az elfolyó, mind a recirkulációs ág koncentrációjára, mint az első mérési adatsor eredményei. A március 11-i adatsor pontossága csak úgy volt javítható, ha az elérhető maximális ülepedési sebesség értékét megemeltem. Ez a Vesilind-görbén alapuló sebesség-meghatározás bizonytalanságát támasztja alá. Dinamikus szimuláció végzésekor javasolt az ülepedési sebesség meghatározása, de jelentős eltérés esetén az érintett az időszakra az illesztés érdekében szükség lehet a mérési adatokból származtatott eredmény módosítására. 55

65 A fentiekből következik, hogy az a paraméter-együttes, amelyik egy szituáció leírására alkalmas, nem feltétlenül használható egy másik esetben. A Takács-modell használatakor ajánlatos a biológiai modelltől független vizsgálatot is végezni, és különböző adatsorokkal validálni a kalibrált paramétereket, hogy az egyesített modell a vizsgált szennyvíztisztítóban bekövetkező változásokat megfelelő módon tudja kezelni. 4.2 Modellfejlesztés iszapvíz-kezelés vizsgálatára Az eleveniszapos szennyvíztisztítási technológia egyik legnagyobb hátránya, hogy a tisztítás során fölösiszap keletkezik, amit végső elhelyezés előtt kezelni kell. A nagy víztartalmú (97-98 m/m%) iszapot vízteleníteni és stabilizálni kell, az illékony szerves anyag tartalma bűzhatást, a baktériumok nagy száma pedig az emberi egészségre veszélyt jelentenek. Az iszap stabilizálására és mennyiségének csökkentésére kiváló módszer az anaerob rothasztás. A folyamat során anaerob körülmények között biológiailag bontható szerves anyag metánná, szén-dioxiddá és vízzé alakul át. Így az iszap szárazanyag tartalma csökken, és könnyebben vízteleníthető. A keletkező biogáz a szennyvíztisztító külső energiaigényét is csökkenti. Ugyanakkor a víztelenítés során visszamaradt csurgalék, az iszapvíz jelentős ammónium koncentrációval bír ( g N/m 3 ), így ha a szennyvíztisztító fő áramába visszavezetik, a rendszer teljes nitrogén terhelését 13-17%- kal megnöveli. Tekintettel arra, hogy ez a folyadékáram a befolyó szennyvíz 1-2%-a, kis reaktorokban költséghatékony nitrogén eltávolítás érhető el [79]. A feladatra a fő áramban klasszikus nitrifikáció-denitrifikációs megoldás mellett alkalmas módszer a reaktorméretek növelése vagy beoltással történő intenzifikálás. Megfelelő körülmények biztosítása esetén a főágban megvalósítható a nitrogéneltávolítás nitriten keresztül (SHARON) [57 és 99]. Az előzőeken túl lehetőség van az iszap recirkuláció ágán egy regenerációs zóna közbeiktatására, ahol a nitrifikáló baktériumok feldúsulhatnak [84], így alacsonyabb hőmérsékleten is végbemehet a nitrifikáció. A térfogatnövelés helyett az iszapvizet külön ágon kezelhetjük a SHARON és ANNAMOX módszerek ötvözésével [81] vagy mozgóágyas biofilmes rendszerben, ahol a fajlagos térfogatot növeljük megfelelő biofilm hordozók alkalmazásával. 56

66 A hódmezővásárhelyi regionális szennyvíztisztítóban az iszapvíz kezelésének vizsgálatára egy félüzemi mozgóágyas biofilmes reaktort telepítettek a Pannon Egyetem Környezetmérnöki Intézet Szennyvíztechnológiai Kutatócsoport munkatársai 2008-ban. A működtetésben és az ellenőrző mérésekben nem vettem részt, az adatokat felhasználva Plattes és társai [119] 0D biofilm modelljét teszteltem iszapvízre. A modell alkalmazhatóságának vizsgálatán felül a biológiai folyamatok azonosítása is célom volt. A matematikai modellek alkalmazása bevett gyakorlat egy rendszer működésének megértéséhez, értelmezéséhez [37, 59]. A mérési eredmények (4.5. táblázat, 4.6. táblázat és 4.6. ábra) alapján a rendszer tisztítási hatásfoka kiváló volt, alacsonyabb hőmérsékleten is megfelelően teljesített. A jó eredményeket egyrészt a mozgóágyas biofilmes megoldásnak tulajdonítottam, de feltételeztem, hogy a nitrifikáció csak nitritig megy végbe, és a nitrogéneltávolítás nitritlégzéssel történik. Felmerült a lehetősége, hogy ANAMMOX baktériumok is részt vesznek a tisztításban, a szakirodalomban [23, 33] említett inhibíció dacára is. E feltételezés ellenőrzésére nitrit és hidrazin koncentráció mérése helyett (ez a lehetőség a mintavételezési és a mérési helyszín nagy távolsága miatt kizárt volt) a modellezéshez fordultam A vizsgált rendszer áttekintése A félüzemi reaktor a rothasztott iszap víztelenítése során keletkező iszapvíz egy részének kezelésére készült. Az iszapvizet a centrifugából először egy 1,5 m 3 -es tartályba vezették, amelyet egy túlfolyóval láttak el, később ezt lecserélték egy 5 m 3 -es medencére az egyenletesebb befolyó koncentráció biztosítása érdekében. A túlfolyó mennyiség a telep belső csatornájába került. Az iszapvizet a tározóból a 2,3 m 3 -es mozgóágyas biofilmes reaktorba vezették 0,1 m 3 /h térfogatárammal. A hidraulikai tartózkodási idő így körülbelül egy nap. A biofilm hordozók térfogata 0,7 m 3, vagyis a reaktor töltöttsége 30%-os volt. A levegőztetést a korábban leírtak alapján durva buborékos levegőztető rendszer oldja meg, a levegőbevitelt 125 m 3 /h körül tartották. A mérési eredmények alapján a fajlagos nitrifikációs hatásfok 0,3-0,4 kg N/(m 3 d). Ez a hagyományos egykörös rendszerekben elérhető teljesítmény három-négyszerese, mindeközben a denitrifikáció mértéke azonos. 57

67 Az elemzés pontminták és on-line mérések alapján történt: a befolyóban mérték a hőmérsékletet, az oldott frakció szerves anyag tartalmát KOI-ban és az ammóniumnitrogén koncentrációt. A reaktorban az előzőeken felül mérték még az oldott oxigén és a nitrát nitrogén koncentrációt, a ph-t és az iszapkoncentrációt. A hőmérséklet, ph, DO és a nitrogénformák koncentrációit on-line szondák segítségével követték, ezek ellenőrzése és a befolyóról információgyűjtés pontminták analitikai elemzése alapján történt. A rendszer a mérési adatok alapján a puffertartály cserétől számítva két hónap stabil működés után 0,7-0,9 kg N/(m 3 d) nitrifikációs és 0,6-0,8 kg N/(m 3 d) denitrifikációs hatásfokot ért el. Ha az összes iszapvíz mennyiséget MBBR hibrid rendszerben kezelnék, körülbelül 10%-os nitrogénterhelés csökkenés lenne elérhető a főáramban. A 4.5. táblázat és 4.6. táblázat tartalmazzák a vizsgált időszakban a befolyó iszapvíz és a reaktorban mért paraméterek értékeit. Az iszapvíz minősége jelentős ingadozást mutatott, az oldott KOI g/m 3 között mozgott, míg az ammónium koncentráció g N/m 3 volt. A vízhőmérséklet C között alakult. Az iszapkoncentráció mindeközben g/m 3 között ingadozott táblázat. Befolyó iszapvíz mért értékei analitikai elemzései alapján. KOI oldott NH 4 -N g/m 3 g N/m Átlag

68 4.6. táblázat. Reaktorban mért jellemzői pontminták analitikai elemzései alapján. KOI oldott NH 4 -N NO 3 -N DO ph g/m 3 g N/m 3 g N/m 3 g/m ,8 7, ,0 7, ,2 7, ,1 7, , ,5 8, ,7 7, , ,2 - Átlag ,5 7,5 A fentieken túl két alkalommal még az alábbi adatokat mérték laborban (4.7. táblázat): 4.7. táblázat. Kiegészítő információk a reactor működéséről. Nov. 11. Dec. 19. BOI 5 (g /m 3 ) - befolyó BOI 5 (g /m 3 ) - reaktor NO 2 N (g N/m 3 ) 27 4 Iszapkoncentráció (kg/m 3 ) 2,07 3,64 Oldott anyag (kg/m 3 ) 1,04 1,24 Biofilmtömeg (kg/m 3 ) 7,13 6,65 A levegőztetés beállítása és ezáltal a reaktor DO szintjének szabályozása kézzel történt, ezért fordulhatott elő a kívánatos 1 g O 2 /m 3 feletti érték (4.6. táblázat). Mivel a levegőztetés egyben a hordozók mozgásban tartását is szolgálta, ezért a levegőztetés mértékét időnként megemelték a jobb keverés érdekében. A mérési adatok azonban azt mutatták, hogy a magas oxigénkoncentráció ellenére sem változott jelentős mértékben a többi paraméter, ami arra enged következetni, hogy a folyamatok elsősorban a biofilm rétegeiben mennek végbe, ami csak közvetett kapcsolatban van a víztömeggel, ahol a DO mérés zajlik. A magas oxigénkoncentráció ellenére például április 25-én volt a legalacsonyabb a nitrifikációs hatásfok. Mindezek mellett a levegőztetés drasztikus növelése időnként azt eredményezte, hogy a vízszint a túlhaladta a reaktor magasságát, és így a hordozó elemek egy része a szennyvízzel együtt távozott, amit nem pótoltak. 59

69 4.6. ábra. Nitrifikációs hatásfok alakulása a vizsgált időszakban a mérési eredmények alapján Modellfejlesztés A mozgóágyas biofilmes reaktor modellezése több szempontból is kihívás értékű. Először is, a rendszer hibrid, mert biofilm és eleveniszapos vizes fázis is található benne. Elméletben tekinthetnénk az MBBR-t egy biofilmes és egy eleveniszapos egység kétirányú áramlással ellátott rendszerének, ugyanakkor fontos figyelembe venni, hogy a biofilm vastagság egyáltalán nem heterogén egy rögzített biofilmes reaktorban sem, nemhogy a hordozókon. A rendelkezésre álló modellek emellett nem tudják kezelni azt a tényt, hogy az MBBR sok kis biofilm rendszerből áll össze, ezért egyszerűsítésre van szükség. Az 1D modellekhez biofilm vastagságot kell megadni. Ennek mérésére a terepen egyáltalán nem volt adott a lehetőség, és a laborban is nehézkes kivitelezni, pl. elektronmikroszkóp vagy konfokális pásztázó mikroszkóp szükséges hozzá. Ezzel szemben a biofilm tömeget, noha roncsolásos technikával, de könnyen lehet mérni. A 0D modell ezt az információt hasznosítja. Plattes és társai [118] 0D modellt azért alkották meg, mert az 1D modell alkalmazásával nehézségekbe ütköztek. Lakossági szennyvizet vizsgálva arra a megállapításra jutottak, hogy a féltelítési állandókat nem kellett módosítaniuk a biofilm fázisra az eleveniszapossal összevetve. 60

70 Stacioner állapot A 0 dimenziós modell alapját [119] szolgáltatta, bővítésekor az ANNAMOX folyamatot a fejezet alapján vettem figyelembe. A szaporodási sebességi egyenletet Haotól [53] vettem át, azonban a pusztulási sebességet általánosan elsőrendűnek vettem. A végső modellváltozat Peterson-mátrixa a mellékletben található. Előzetesen a tavaszi-nyári adatokból ( ) átlagot generálva steady-state vizsgálatot futtattam, először a szakirodalomban megadott, alapértelmezett paraméterekkel, majd egyes értékeket módosítottam a mérési adatokhoz való illesztés érdekében. Mivel a befolyó koncentrációk nagymértékben ingadoznak, ezért a kalibrálás után a legkisebb és legnagyobb ammónia koncentrációhoz tartozó adatsorral is elvégeztem a futtatásokat, hogy lássam, mennyire képes a nagy ingadozást kezelni a modell. Az első futtatás, ami az alapmodellel készült, a szimultán nitrifikáció-denitrifikáció folyamatát egyáltalán nem volt képes kezelni. Az ammónia teljes mértékben elfogyott, de a nitrogéneltávolítás további lépcsői a számítás eredményei (a dolgozatban nem tüntettem fel) szerint egyáltalán nem mentek végbe. Ezért az ASM1 modellt az eleveniszapos és biofilmes fázisra egyaránt vonatkozóan bővítettem, figyelembe véve, hogy a nitrogéneltávolítás nitriten keresztül is végbemehet. Az levegőztetés tömegátviteli együtthatóját (K L A) 27 nap -1 -ban határoztam meg a 2-4. futtatásokra. Az ammónia és nitrát koncentrációk megközelítették a mérési adatokat, azonban a többi értékre ez nem volt igaz (4.8. táblázat). A kapott KOI érték kizárólag a nem bontható komponensekből adódott, amit a befolyó KOI frakcionáláskor meghatároztam. Ez azt jelenti, hogy az összes bontható tápanyagot hasznosították a baktériumok, míg a valós rendszerben, ha kismértékben is, de maradt vissza szubsztrát (4.7. táblázat). Ugyan a nitrit és keletkező nitrogén gáz koncentrációról nincs mérési adat, de a számításból kiderül, hogy a modellben jelentős mennyiségű nitrit halmozódott fel, ami a szakirodalmi adatok [3] alapján már gátolná a biológiai folyamatokat. 61

71 4.8. táblázat. Mérési és számított értékek összevetése: 2. változat inhibíció nélkül. KOI oldott NH 4 -N NO 3 -N NO 2 -N N 2 DO g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 Átlag (999 g NH + 4 -N /m 3 )* Számított ,02 Mért n.a. n.a. 1,5 Maximális ammónium koncentrációnál (1350 g NH + 4 -N /m 3 ) Számított ,02 Mért n.a. n.a. 1,8 Legkisebb ammónium koncentrációnál (550 g NH + 4 -N /m 3 ) Számított 279 0, ,07 Mért n.a n.a n.a 4,1 * Az átlagos érték a én mért adatokkal bezárólag értendő. Ezek alapján inhibíciós tényezőket építettem be a modellbe a 6. és 7. egyenletek szerint. A modellparaméterek változatlanul hagyása mellett két futtatást hajtottam végre az új modellel, az egyik esetben (3. változat) az Anthonisen és társai [3] által meghatározott maximum értékekkel, a 4. változatban pedig a minimum értékekkel. Mindkét futtatás hasonló eredményt adott egymáshoz és az inhibíció nélküli változathoz képest is (4.9. táblázat és táblázat). A különbséget a szabad ammónia nitrit-oxidáló organizmusokra gyakorolt gátló hatása okozta, melyet 0,1-1 g/m 3 között határoztam meg (7,2-72,5 g/m 3 összes ammónium átszámítva) táblázat. Mérési és számított értékek összevetése: 3. változat inhibícióval: K AO_TA =10871 g/m 3, K NO_TA =72.5 g/m 3 és K TNO2 =8614 g/m 3. KOI oldott NH 4 -N NO 3 -N NO 2 -N N 2 DO g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 Átlag (999 g NH + 4 -N /m 3 ) Számított ,02 Mért n.a. n.a. 1,5 Maximális ammónium koncentrációnál (1350 g NH + 4 -N /m 3 ) Számított ,02 Mért n.a. n.a. 1,8 Legkisebb ammónium koncentrációnál (550 g NH + 4 -N /m 3 ) Számított 278 0, ,29 Mért n.a n.a n.a 4,1 62

72 4.10. táblázat. Mérési és számított értékek összevetése: 3. változat inhibícióval: K AO_TA = g/m 3, K NO_TA =7.2 g/m 3 és K TNO2 =615.3 g/m 3. KOI oldott NH 4 -N NO 3 -N NO 2 -N N 2 DO g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 Átlag (999 g NH + 4 -N /m 3 ) Számított ,03 Mért n.a. n.a. 1,5 Maximális ammónium koncentrációnál (1350 g NH + 4 -N /m 3 ) Számított ,04 Mért n.a. n.a. 1,8 Legkisebb ammónium koncentrációnál (550 g NH + 4 -N /m 3 ) Számított 279 0, ,29 Mért n.a. n.a. n.a. 4,1 Ezek alapján az inhibíciós kifejezések alkalmazása csak kismértékben befolyásolták az eredményt. A nitrit koncentráció még mindig túl magas, bár a nitrát teljes mértékben eltűnt az elfolyóból (ami a valóságban nem volt észlelhető). Az oxigén koncentráció leírására a modell ebben a fázisában teljesen alkalmatlan volt. Az adatok alapján arra a következtetésre jutottam, hogy a reaktorban olyan folyamatok is végbemehetnek, amelyek nem szerepelnek a modellben, míg mások kisebb intenzitással bírnak, mint ahogy azt figyelembe vettem. A hiányzó folyamatnak az ANAMMOX reakciót feltételeztem, dacára annak, hogy a szakirodalomnak [23] ez ellentmond, de úgy véltem, a biofilmhordozók nagy fajlagos felülete miatt lehetséges, hogy a denitrifikálók mellett, ha kis mértékben is, de megjelenhessenek az ANAMMOX baktériumok is. Ezek alapján módosítottam a modellt. Az 5. változatban a kiegészítésen felül még több paramétert és a K L A értéket is meg kellett változtatnom, hogy az eredmény közelítse a mérési adatokat, így a heterotróf aktivitást befolyásoló tényezőket is. A táblázatból egyértelműen látszik, hogy az elfolyó oldott KOI koncentrációk nem változtak. Ezek alapján a heterotrófok a csökkentett értékek mellett is elfogyasztják az összes szerves anyagot. A pontmérések alapján az S I értéket a teljes befolyó KOI oldott koncentráció 20%-ának vettem. Ez a Jeppsson-féle vizsgálatok [72, 73] alapján megalapozott döntés volt, azonban a szimuláció ezt nem igazolta. 63

73 4.11. táblázat. Mérési és számított értékek összevetése: 5. változat ANAMMOX reakcióval (K AO_TA =10871 g/m 3 ; K NO_TA =72,5 g/m 3 és K TNO2 =8614 g/m 3 ). KOI oldott NH 4 -N NO 3 -N NO 2 -N N 2 DO g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 Átlag (999 g NH + 4 -N /m 3 ) Számított ,05 Mért n.a. n.a. 1,5 Maximális ammónium koncentrációnál (1350 g NH + 4 -N /m 3 ) Számított ,05 Mért n.a. n.a. 1,8 Legkisebb ammónium koncentrációnál (550 g NH + 4 -N /m 3 ) Számított 279 3, , ,08 Mért n.a. n.a. n.a. 4,1 A nitrit és nitrogén gáz koncentráció sokkal jobb eredményt adott. A nitrit koncentráció 100 g N/m 3 alatt volt, ami Hao [53] eredményeivel összhangban van. Az oxigénkoncentrációt sajnos nem sikerült megemelni, azonban a K L A értéket jelentősen csökkentettem (27 óra -1 -ről 3,1 óra -1 -re). A mért és számított DO közti különbséget az MBBR szerkezete okozza. A DO koncentrációt a folyadékfázisban mérik, miközben a szimulált oxigén koncentráció a teljes térfogatra értendő, beleértve a biofilm mélyebb rétegeit is, ahová az oxigén már nem jut be. Ezek alapján a modell módosításra szorul. Az oxigénhez kapcsolható féltelítési állandókat a biofilmre és az eleveniszapos részre különbözőnek vettem, magasabbra véve az értéket a biofilmben, ezzel biztosítva, hogy a külső oxigénkoncentráció kisebb mértékben befolyásolja a folyamatokat. A dinamikus futtatásban már külön határoztam meg a két fázisra az értékeket. A KOI frakcionálást is módosítottam, az elfolyó értéket úgy tekintettem, mintha inert oldott szerves anyag lenne (a BOI mérések homogén mintából készültek), a lebegőanyag, oldott szerves anyag arányt 1,15-nek vettem (Jeppson [72, 73] adatai, ahol 98%-os hatásfokú szűrést feltételezve határoztam meg az iszapvíz KOI frakcióinak arányát.) A fenti problémákon túl az ammónia koncentrációra jó közelítő értéket adott mindegyik változat, de csak az 5. változat nitrit koncentrációja volt reális (4.7. ábra). Ezért a továbbiakban ezt a modellt alkalmaztam. 64

74 4.7. ábra. A különböző változatokban kapott nitrogénfomák összevetése Futtatás dinamikus adatsorral A módosításokat elvégezve végeztem egy szimulációt dinamikus adatsorral. A mérési adatokat az on-line szondák tízpercenként szolgáltatták, ezekből órás átlagot számoltam, majd ezeket felhasználva az ANAMMOX reakcióval kiegészített modellel végeztem a futtatásokat. Az erős levegőztetés hatására távozó szabad ammónia hatását is igyekeztem érzékeltetni, ehhez Camargo Valero és Mara [22] képleteit használtam fel (44. egyenlet). ( ) ( ) ( ) ( ) 44. ahol d: vízmélység (m) T: hőmérséklet ( C) pk: szabad ammónia ammónium egyensúlyi állandó 45. : levegőztetés sztrippelésre fordított aránya (-) Tekintettel arra, hogy az alkalitás szerepel egy egyenletben, ezért ki kellett küszöbölnöm a negatív értékek kialakulását. Ehhez a nitrifikáló baktériumok szaporodásához kapcsolódó, alkalitásra vonatkozó sztöchiometriai együtthatóhoz egy konstans értéket 65

75 (0,6) kellett hozzáadnom. Ez az állandó a hidrogén-karbonát koncentráció fogyásából következik. A hidrogén-karbonátot változóként bevezetni nem volt célravezető, mivel mérési adattal nem lehetett volna az állandók értékének jóságát ellenőrizni. A táblázatban soroltam fel a modell végső változatában alkalmazott paramétereket és értékeiket. A biofilmben és az eleveniszapos fázisban kialakult eltérő körülményeket a két fázisra meghatározott különböző féltelítési állandókkal oldottam meg táblázat. A 0D modellben alkalmazott paraméterek. paraméter jelölés érték mértékegység ref. Anammox baktériumok maximális 0, /h [53]* µ szaborodási sebessége AN Ammónium oxidáló baktériumok maximális 0,0329 1/h [53]* µ szaborodási sebessége AO Heterotróf baktériumok maximális 0,25 1/h [59] µ szaborodási sebessége H Nitrit oxidáló baktériumok maximális 0,0328 1/h [53]* µ szaborodási sebessége NO ANAMMOX pusztulási ráta b AN 0, /h [150] Nitrifikáló baktériumok pusztulási mértéke b A 0, /h [60, 149] Heterotróf pusztulási ráta b H 0, /h [34] Hőmérsékleti együttható ammónium oxidáló 0,094 1/ C [53] θ baktériumokra AO Hőmérsékleti együttható nitrit oxidáló 0,061 1/ C [53] θ baktériumokra NO Hőmérsékleti együttható ANAMMOX 0,096 1/ C [53] θ baktériumokra AN Biomassza bonthatatlan hányada f P 0,08 g KOI/g KOI [59] Lebegőanyag szervesanyag tömeg KOI 1,4 g KOI/ g VSS [119] i átváltó cv A biomassza nitrogéntartalma i XB 0,086 g N/g KOI [59] A bonthatatlan termékek nitrogéntartalma i XP 0,06 g N/g KOI [59] Ammonifikáció sebessége k a 0, /h + ANAMMOX féltelítési állandó ammóniára a 0,07 g N/m 3 [53] K biofilmben ANNHB ANAMMOX féltelítési állandó ammóniára a 0,07 g N/m 3 [53] K folyadékfázisban ANNHS ANAMMOX féltelítési állandó nitritre a 0,05 g N/m 3 [53] K biofilmben ANNO2B ANAMMOX féltelítési állandó nitritre a 0,05 g N/m 3 [53] K folyadékfázisban ANNO2S Inhibiciós faktor ammóniumoxidálókra 724 g N/m 3 [3]* K (ammónia és ammónium együtt) AONH Megtapadási együttható k at 0,0141 g/(m 3 h) + Leszakadási együttható k d 0, g/(m 3 h) + Hidrolízis maximális sebessége k h 0,125 1/h [59] Inhibíciós tényező salétromossavra K HNO2 615 g N/m 3 [3]* 66

76 paraméter jelölés érték mértékegység ref. Ammónia-oxidáló mikroorg. féltelítési 2,4 g N/m 3 [53] K állandója ammóniára a biofilmben NHB Ammónia-oxidáló mikroorg. féltelítési 1 g N/m 3 [59]* K állandója ammóniára a folyadékfázisban NHS Féltelítési állandó nitritre biofilmben K NO2B 0,9 g N/m 3 [34] Féltelítési állandó nitritre a folyadékfázisban K NO2S 0,9 g N/m 3 [34] Heterotróf nitrátlégzés féltelítési állandó a 1,4 g N/m 3 [34] K biofilmben NO3B Heterotróf nitrátlégzés féltelítési állandó a 1,4 g N/m 3 [34] K folyadékfázisban NO3S Inhibiciós faktor nitritoxidálókra (ammónia 72,47 g N/m 3 [3]* K és ammónium együtt) NONH Ammónia oxidálók aerob szaporodásának 4,5 g O K 2 /m 3 + féltelítési állandója a biofilmben OAB ANAMMOX inhibíciós állandó oxigénre a 1 g O K 2 /m 3 + biofilmben OANB ANAMMOX inhibíciós állandó oxigénre a 0,01 g O K 2 /m 3 [53] folyadékfázisban OANS Ammónia oxidálók aerob szaporodásának 0,145 g O K 2 /m 3 [34] féltelítési állandója a folyadékfázisban OAS Heterotrófok aerob szaporodásának féltelítési 5 g O K 2 /m 3 + állandója a biofilmben OHB Heterotrófok aerob szaporodásának féltelítési 0,2 g O K 2 /m 3 + állandója a folyadékfázisban OHS Nitrit oxidálók aerob szaporodásának 2,8 g O K 2 /m 3 + féltelítési állandója a biofilmben ONB Nitrit oxidálók aerob szaporodásának 1,2 g O K 2 /m 3 + féltelítési állandója a folyadékfázisban ONS Heterotróf tápanyag féltelítési állandó a 20 g KOI/m 3 [59] K biofilmben SB Heterotróf tápanyag féltelítési állandó a 20 g KOI/m 3 [59] K folyadékfázisban SS Hidrolízis féltelítési állandója K X 0,03 g KOI/g KOI [59] ANAMMOX mikroorganizmusok 0,159 g KOI/g N [53] Y hozamkonstansa AN Ammónium-oxidáló mikroorganizmusok 0,15 g KOI/g N + Y hozamkonstansa AO Heterotróf hozamkonstans Y H 0,67 g KOI/g KOI [59] Nitrit-oxidáló mikroorg. hozamkonstansa Y NO 0,06 g KOI/g N + Anoxikus korrekciós tényező nitrátlégzésre η g1 0, Anoxikus korrekciós tényező nitritlégzésre η g2 0, Anoxikus korrekciós tényező hidrolízisre η h 0,6 - + T=20 C * az irodalomban szereplő értékből származtatott adat, + saját becslés A stacioner számításokhoz képest sokkal jobb eredményt értem így el az oxigénkoncentráció becslésénél (4.8. ábra). A szimuláció ugyan még így sem tudja követni a kiugróan magas értékeket, de mivel a 4 g/m 3 feletti koncentráció a durvabuborékos levegőztetés intenzív növelését jelentette, feltételezhető, hogy a szonda 67

77 körül a beoldott oxigénen felül a levegőbuborékok száma is megnövekedett, eltorzítva ezzel a mérési eredményt. Alacsonyabb koncentráció tartományban a DO görbe illeszkedése kiváló ábra. 0D modell dinamikus futtatás eredményei DO koncentráció. Az ammónia koncentráció illeszkedése a mérési adatokra megfelelő volt (4.9. ábra), az abszolút eltérés 10% volt. A nitrát ezzel szemben nagyon rossz eredményt adott (4.10. ábra, 69. oldal). Bár nagyságrendileg azonos tartományban mozognak a mérési és számított értékek, a görbék egyáltalán nem mozogtak együtt. Egyértelművé vált, hogy a nitrát koncentráció alakulását jelentős mértékben befolyásolják a heterotrófok (ha a nitrát csak az autotróf és ANAMMOX baktériumok hatására változott volna, akkor az illeszkedésnek jobbnak kellett volna lennie). A nitrát görbe illeszkedésének teljes hiánya abból adódik, hogy a modellben a szerves anyag frakciókat állandónak vettem, mivel a befolyó iszapvíz szerves anyag tartalmáról nem állt rendelkezésre on-line adatsor. 68

78 4.9. ábra. 0D modell dinamikus futtatás eredményei ammóniumkoncentráció az elfolyóban ábra. 0D modell dinamikus futtatás eredményei nitrátkoncentráció az elfolyóban. KOI-t on-line módon csak becsülni lehet pl. SAC (spectral absorption coefficient spektrális abszorpciós együttható, az oldott szerves anyag terhelést méri) értékekből. A kísérlet kezdetekor kihelyeztek egy SAC szondát is, azonban rendszeresen adatelérési problémák voltak, a műszer gyorsan koszolódott, és ezért a mérések félrevezetőek voltak, 69

79 már amennyiben adott jelet a berendezés. Emiatt a későbbiekben így az általam vizsgált időszakban, amikor a dinamikus adatsort vettem csak a nitrogénformákat, hőmérsékletet és oldott oxigént mértek. Így a november 14-i mérésből származtattam az állandónak vett bemeneti adatokat, ezért a modellt ezen a téren nem állt módomban igazítani. Segített volna, ha az analitikai mérések gyakoribbak, de erre a nagy távolság miatt nem volt lehetőség. Egy másik lehetőség lett volna, ha a görbe illesztése érdekében például az S S értékeket módosítom az idő függvényében, de visszacsatolás hiányában ez puszta spekuláció lett volna. A folyadékfázisban fellelhető biomassza a biofilmhez képest 16,7%. Ez az érték a nagy fajlagos felület miatt reális. A biofilmben a számítások szerint a baktérium populáció 93%-a heterotróf, 5,3 %-a ammóniaoxidáló, míg a nitritoxidálók 1,7%-ot tesznek ki. A nitritoxidáló mikroorganizmusok ammóniumoxidáló baktériumokhoz viszonyított aránya a biofilmben és a folyadékban egyaránt átlagosan 32,75%. Az eredeti feltételezésemet azonban, miszerint ANAMMOX baktériumok szaporodtak el, és vettek részt az ammónium és nitrit eltávolításában, a modell cáfolta. A ábra a biofilmben kialakult ANAMMOX kultúra koncentrációját mutatja. Egy kis mennyiség (2,77-2,80 g/m 3 ) fellelhető ugyan, de ez a magas kezdeti értékből visszamaradt koncentráció ábra. 0D modell dinamikus futtatás eredményei ANAMMOX baktériumok alakulása a biofilm fázisban. 70

80 A 20 C körüli hőmérséklet (egy-két fokkal felette volt végig) nem kedvez ezeknek a baktériumoknak. Elszaporodásuk csak a nyári időszakban feltételezhető, amikor az iszapvíz hőmérséklete 30 C körül volt Következtetések Összességében elmondható, hogy a kiválasztott 0D modell a szélsőségesen változó összetételű, lakossági szennyvízhez képest nagyon tömény iszapvíz kezelésének leírására csak részben alkalmas. Ammóniára nézve a modell jól teljesített, de a nitrát koncentráció esetében az eredmény nem elfogadható. A szerves anyag tartalom ismeretének hiánya a feladatot nagyban nehezítette. Az eredetileg beállított értékhez képest nagyon eltérő S S koncentrációknál sem változott kellően a nitrát koncentráció, ami abból következik, hogy a denitrifikáció mértékét csak részben befolyásolja a rendelkezésre álló szerves anyag mennyiség, és a jelenlévő oxigén gátlása nagyobb mértékben érvényesült. Tekintettel arra, hogy a nitrát a reaktorban keletkezik, a biofilmes és eleveniszapos féltelítési állandókat csak kis mértékben változtattam, szemben az oxigénével, ami a biofilmbe diffundál a folyadékfázisból. Annak vizsgálata, hogy mely további paramétereket kell, vagy van értelme módosítani a közelítő számításhoz, több mérési adatot igényel, jelen állapotban azonban a tendenciát sem sikerült követni, ezért a feltételezésem az, hogy további állítások árán és több információ mellett sem kapnék az ammóniához hasonló illeszkedést. A modellbővítés során egyértelműen kiderült, hogy magas ammónia koncentrációjú szennyvizek esetében a nitrifikációt kétlépcsős folyamattal lehet jól közelíteni. A sztrippelés hatása szintén nem elhanyagolható, a beérkező ammónia átlagosan 16,4 %-a távozik ily módon. A másik feltételezésem, miszerint ANAMMOX baktériumok megtelepedhetnek a MBB reaktorban alacsonyabb hőmérsékleten is, az előzőekben említett hiányosságok mellett is cáfolta a modell. Ezek alapján adott körülmények között a tisztítást csak heterotróf és nitrifikáló baktériumok végzik. 71

81 4.3 Ipari szennyvíz hatása egy regionális szennyvíztisztítóra A lakossági szennyvíztisztító telepek üzemeltetése nehéz és összetett feladat. Természeténél fogva időben dinamikusan változó tulajdonságok jellemzik a befolyó szennyvíz mennyiségét és a szennyező komponensek koncentrációját egyaránt. Emellett bevett gyakorlat, hogy ipari forrásból származó előkezelt szennyvizet is befogadnak a telepek, ami viszont gyakran okoz nehézséget a lakossági szennyvíztisztítók működésében, a kívánt tisztítási hatékonyság fenntartásában. Az ipari eredetű szennyvizek tartalmazhatnak nehezen lebontható, netán toxikus anyagokat. A debreceni tisztítóban a 2008-as év során mindkét esetre volt példa. A helyi konzervgyár a borsó és csemegekukorica feldolgozásának időszakában (májusoktóber) ma már intenzív anaerob tisztítást követően engedi csak a szennyvízét a közcsatornába. A húsipari és tejipari vállalatoknál az előkezelés fizikai-kémiai, míg a gyógyszergyárnál eleveniszapos biológiai megoldású. A legfőbb szennyező komponens korábban a keményítő volt, amely a mikroorganizmusok számára viszonylagosan nehezen hozzáférhető tápanyagnak bizonyult, így akkor az üzemeltetésben gondot is okozott. A problémák kiküszöbölésére, illetve a megfelelő elfolyó minőséget biztosítandó, több fejlesztést hajtottak végre. Ezek közül az egyik megoldás egy speciális tenyészet beoltása volt a konzervgyári terhelés felfutásával egyidejűleg. A fentieken felül 2008 októberétől kezdődően a nitrifikációs hatásfok jelentősen visszaesett az egyik gyógyszergyár szennyvíztisztítójának meghibásodása következtében. A nem megfelelően előkezelt szennyvíz toxikus volt a lakossági telep autotróf mikroorganizmusai számára, azonban a toxikus hatás eredete hónapokon keresztül ismeretlen maradt, így az elvárt tisztítási hatásfokot csak 2009 tavaszára voltak képesek újra elérni. A szennyvíztisztító rendszerek modellezése és dinamikus szimulációja bevett eszköz a rendszerek megismerésére, megértésére [59, 60]. Jelen esetben azt vizsgáltam, hogy egy biotechnológiai módosítás, mint amilyen a tenyészet beoltása is, milyen módon írható le a modellezés eszköztárával, illetve hogy egy ismeretlen eredetű és tulajdonságú toxikus anyag hatása hogyan modellezhető egyes paraméterek módosításával mérési adatok alapján. 72

82 A fő célkitűzések a következők voltak: Elkészíteni a debreceni szennyvíztisztító modelljét és dinamikus szimulációt végezni felhasználva a rendelkezésre álló 2008-as évi adatokat. A beoltás és a toxicitás hatásait modellezni a modell paramétereinek módosításával. Megfelelő szabályozási stratégia kialakítása a nitrifikációs hatásfok csökkenés esetére A debreceni szennyvíztisztító bemutatása A debreceni lakossági szennyvíztisztító 60,000 m 3 /d vagy 400,000 LEÉ szennyvíz fogadására alkalmas. A biológiai tisztítóblokk négy párhuzamosan kiépített eleveniszapos medencesor, mely fogadja az előülepített szennyvizet (4.12. ábra). Az utódenitrifikáló medencékbe többlet tápanyag adagolás nem történik. Az iszapkor viszonylag kicsi (4-6 nap, és az oxikus alig több mint a fele) ami elsősorban a téli időszakban okozhat gondot, amikor a szennyvíz hőmérséklete jelentősen lecsökken. Az előülepítőkből elvett iszapot anaerob rothasztókban kezelik, majd komposztálják. A végtermék mezőgazdasági hasznosításra alkalmas. Az utóülepítők szekunder iszapját ugyanakkor visszavezetik az előülepítőkbe a nyers szennyvíz ülepedési tulajdonságait javítandó a szerves anyag tartalom jobb előzetes eltávolítására ábra. A telep sematikus ábrája A telepre érkező szennyvíz húsz százaléka ipari eredetű. Gyógyszer- (33%), tej- és konzerviparból (8% és 24%) és húsfeldolgozásból (7%) származik. A maradék 28% az 73

83 egészségügyből érkezik. A kukorica feldolgozásával is foglalkozó konzervgyár 2008-ban, a feldolgozó szezon végére fejezte be a granulált iszapos anaerob tisztító beüzemelését az üzemi technológiai szennyvíz előtisztítására. A korábbi években az üzemből érkező szennyvíz komoly üzemeltetési gondokat okozott a telepnek. A megnövekedett biológiai terhelés következtében az eleveniszapos terekben az oxigénellátás romlott, ami iszapduzzadást és a nitrifikáció csökkentését okozott. A tisztítóban több módosítást hajtottak végre a problémák kiküszöbölésére. A levegőztetés hatásfokának javítása mellett a telep vezetősége speciális mikroorganizmus kultúrákkal 3 oltatta be az eleveniszapot, melyek a keményítőt közvetlen tápanyagforrásként tudják hasznosítani, gyorsítva így annak lebontását [29]. Ezek a mikroorganizmusok: közvetlenül képesek a keményítőt tápanyagként hasznosítani, aerob körülmények között viszonylag kis generációs idővel képesek szaporodni, de anoxikus körülmények között is életképesek maradnak, jobb hatásfokkal képesek a bevitt oxigént hasznosítani, mint a rendszerben állandóan jelen lévő, a keményítőt nem elsődleges tápanyagként használó mikroorganizmus fajok, ennek következtében csökken a keletkező biomassza fajlagos iszaphozama, koncentrációjuk elsősorban a hasznosított tápanyag függvénye, így a feldolgozó szezon végeztével fokozatosan kimosódnak a rendszerből. A foszforeltávolítás poli-alumínium klorid (PAC) hozzáadásával történik. A vegyszeradagolás mértékét a kritikus időszakokban (pl. kukorica feldolgozás) megemelik, ami a határérték megtartásán túl az iszap ülepedési tulajdonságait is javítja. A biotechnológiai módosítás hatása a jól érzékelhető (4.13. ábra). A befolyó szennyvíz szerves anyag terhelése júniusban jelentősen megnő, és csak októberre csökken vissza. A beoltás két lépcsőben történt, az első májusban, míg a második júniusban. Ezek hatásával a kifolyó terhelést határérték alatt lehetett tartani a megnövekedett terhelés ellenére is. Június 1. előtt a tisztító biológiai terhelése átlagosan kg KOI/nap volt, míg az elfolyó vízben abból átlagosan csak kg KOI/nap maradt. Az említett 3 Az oltóanyagban található baktériumok faját a szolgáltató cég üzleti titokként kezeli. 74

84 kampányidőszakban a befolyó terhelés átlagos értéke kg KOI/napra emelkedett, ami naponta kg KOI/nappal több a korábbi átlag értékénél. Ezzel szemben az elfolyó maradék szennyezettsége kg KOI/napra csökkent. Októbertől a biológiára érkező és arról elfolyó biológiai terhelések átlagosan és kg KOI/nap értéknek adódtak ábra. Befolyó és elfolyó biológiai terhelés 2008-ban. A nitrogénterhelést tekintve a helyzet kissé másképp alakult (4.14. ábra). A beoltás hatása annyiban jelentkezik, hogy a megnövekedett biológiai terhelés ellenére sem változott a nitrifikáció mértéke, vagyis az oxigénellátottság megfelelő maradt. A beoltás alkalmazása előtt a kukorica szezon alatt a rendszerbe juttatott oxigén a szerves anyag eltávolításra volt elegendő, az ammónia oxidációja csak részben ment végbe. 75

85 4.14. ábra. Befolyó és elfolyó ammónia és nitrát nitrogénterhelés 2008-ban. Októbertől kezdve az elfolyó tisztított szennyvíz nitrogén terhelése jelentősen nőtt. Két valószínűsíthető okot feltételeztem az előzetes vizsgálatok során. Az egyik, hogy az anaerob rothasztó a helyi fehérje feldolgozó üzem iszapját is befogadta, ami megnövekedett ammóniakoncentrációt okozott a kezelés utáni iszapvízben (4.15. ábra), a másik, hogy novembertől a vízhőmérséklet fokozatosan csökkent, ami szintén rontotta a nitrogén eltávolítás mértékét. A további vizsgálatok azonban kiderítették, hogy e tényezők sem külön-külön, sem együtt nem voltak képesek ekkora hatásfok csökkenést okozni. A fenti ábrák értelmezésekor figyelembe kell venni, hogy a befolyó terheléseket az előülepítő után lévő mérési pont adatai alapján számítottam, így azok nem tartalmazzák az iszapvíz visszavezetése által okozott terhelést, vagyis mind a szerves anyag, mind a nitrogén eltávolítási hatásfok nagyobb a rendelkezésre álló adatok alapján számítható értéknél. A nitrogéneltávolítás esetében, mivel a telepen nem összes nitrogén tartalmat, hanem csak ammóniát és nitrátot mérnek, a szerves nitrogén mennyisége sem az érkező, sem a tisztított szennyvíz esetében nem szerepel a számításokban. 76

86 4.3.2 Anyag és módszer Mivel a telepen biológiai többlet foszforeltávolítás nem történik, a folyamatok leírására az IWA ASM 1. modellt [59] választottam. Bár az ASM3 kiküszöbölte az első modell gyerekbetegségeit (pl. szerves nitrogén külön változók helyett csak implicit szerepel, tömegmérleg alapján határozható meg), a heterotrófok szaporodását leíró egyenletekben figyelembe vették (az ammónia és) az alkalitás limitáló hatását is. Az alkalitás azonban nem egyértelműen számítható, és gyakran pontatlan, így viszont a többi eredményt is meghamisíthatja. Az ASM1 elterjedt használata bizonyítja, hogy a vizsgált rendszer viselkedését megfelelő mértékben képes előre jelezni, ugyanakkor az alkalitás figyelembe vétele a reakciósebességekben pontatlanná teheti. Tekintve, hogy az egyes párhuzamos sorok működtetése között nincs különbség, az egyszerűség érdekében a rendszert négyszeres reaktortérfogattal egy eleveniszapos sorként kezeltem (lásd ábra). A modell befolyó értékeit az előülepítők utáni mintavétel mérései szolgáltatták. Sajnos ezek az adatok nem tartalmazzák az iszapvíz okozta hatásokat. A ábra mutatja az iszapvíz minőségének alakulását második felében mind a szerves anyag, mind az ammónia koncentráció megnőtt. A nitrifikációs hatásfok romlása miatt, az üzemeltetők úgy döntöttek, hogy októbertől a továbbiakban nem fogadják a fehérje feldolgozó iszapját, de az iszapvíz ammónia koncentrációja csak decemberre esett vissza a korábbi értékre, mivel a rothasztóban uralkodó napos tartózkodási idő miatt a hidrolizált iszap hatása átcsúszott a következő hónapra is. Sajnos ez a lépés nem oldotta meg az elfolyó víz minőségének kérdését. Előzetes számítást végeztem az iszapvíz hatásának felmérésére az ammóniakoncentrációra nézve a főágban. Feltételezve, hogy az iszapvíz térfogatárama 2%-a nyers szennyvíznek, az ammónia koncentráció átlagosan 12,6 g N/m 3 -rel lenne nagyobb a mért értékeknél, és a kritikus időszakban az előzőekhez képest csak 3,6 g N/m 3 -rel növelné meg. A számítások alapján a maximum érték 76 g N/m 3 lett. Tekintve, hogy az év többi részében az iszapvíz okozta ammóniatöbbletet a rendszer képes volt kezelni, ez a növekedés nem okozhatta a nitrifikációs gondokat. 77

87 , ábra. Oldott KOI és ammónia-nitrogén koncentrációi az iszapvízben. Az iszapvíz mérési adatai csak az oldott frakció koncentrációiról adnak információt, és a térfogatáramot egyáltalán nem tartják számon. Ahhoz, hogy a modellbe be lehessen építeni ezt a folyadékáramot is, néhány feltételezésre volt szükség. A térfogatáramot a főágban folyó szennyvízmennyiség 2%-ának, a koncentráció értékeket konstansnak vettem a következő mérési eredményig. Figyelembe véve, hogy az iszapvíz a víztelenítésből visszamaradt folyadék, ezért a lebegőanyag tartalomtól eltekintettem, csak az oldott KOI-val számoltam. A könnyen bontható szerves anyag tartalmat 40%-osnak vettem Thury [147] számításai alapján. A szimuláció eredményének pontosságát jelentősen befolyásolhatja a szennyvíz modellkomponensekre való bontása [60]. Bár több útmutató is született az elmúlt évek során [pl. 67, 96, 151], alkalmazhatóságuknak határt szabnak a rendelkezésre álló adatok. Egy lehetséges megoldás, ha az irodalmi értékek szerint osztjuk fel az ismert koncentrációkat. Ebben az esetben az oldott inert szerves anyag tartalmat (S I ) az elfolyó KOI koncentráció alapján határoztam meg. Roeleveld és Loosdrecht [126] mérései alapján a tisztított szennyvíz kémiai oxigénigényének 60%-át oldott formában jelenlévő szerves anyagok adják, és ennek 90%-a oldott inert szerves anyag a vizsgálataik szerint. Ez alapján az S I 78

88 az összes elfolyó KOI 54%-a. Ezt az értéket kivontam a befolyó KOI koncentrációból és a többi komponenst a táblázatban megadott arányok alapján számoltam ki. A felhasznált forrás szerint az S I értéke 30 g/m 3 lett volna [14]. A konzervgyár működési időszakában az átlagos koncentráció százzal több, mint az éves átlag, ezt a többletet keményítőként, vagyis nehezen bontható lebegő szerves anyagként vettem számításba. Bár az inert lebegő szerves anyag (X I ) értékének meghatározása jelenti rendszerint az eljárás szűk keresztmetszetét [67], de a később bemutatásra kerülő eredmények azt mutatják, hogy az egyszerűsítés alkalmazása megfelelő volt táblázat. Szennyvíz frakciók meghatározása [14]. Alapértelmezett Konzervgyártás idején Komponens Koncentráció Arány Koncentráció Arány (g KOI/m 3 ) (%) (g KOI/m 3 ) (%) Oldott szerves anyag (S S ) , ,5 Inert lebegő szerves anyag (X I ) 70 16, ,5 Lassan bontható (lebegő) szerves , ,0 anyag (X S ) Összesen , ,0 A többi komponenst a fejezetben leírtak szerint határoztam meg. A második reaktortérben a levegőztetés mértékét az alapérték módosításával igazítottam a mérési adatokhoz. Az alkalmazott DO szabályozót a 46. egyenlet írja le. A bejuttatandó oxigénmennyiséget az együtthatóval megszoroztam. A recirkuláció és a fölösiszap elvétel mértékét a befolyó térfogatáramhoz igazítottam, az előbbit 140%, az utóbbit pedig a telep által megadott adatokból számítva 4-6% közé eső értékekkel. Ez megfelel a szennyvíztisztítóban alkalmazott gyakorlatnak. S O F,2 max(1 - ),0) b 46. Ahol F: az oldott oxigén koncentráció szabályozására alkalmazott együttható, S O,2 : oldott oxigén koncentráció a levegőztetett (második) medencetérben (g/m 3 ), b: alapérték, idő függvényében változik (g/m 3 ). 79

89 A reaktorok kezdeti értékeinek meghatározása után két verziót vizsgáltam. Az egyikben konstans modell paramétereket alkalmaztam az ASM1 alapértelmezett értékeit felhasználva [59] ( konstansokkal ). A másik esetben ( módosított ) egyes paramétereket az idő vagy hőmérséklet függvényében változtattam (4.14. táblázat, táblázat). Egy másik lehetőség lett volna, hogy új folyamatokat vezetek be, de mivel a beoltás hatása ideiglenes, ezért ezt elvetettem. A módosítandó paramétereket a speciális kultúráról szerzett előzetes ismeretek alapján választottam ki [29]. Értéküket két lépésben változtattam a beoltásnak megfelelően. Mivel a mikroorganizmusok a keményítőt közvetlen tápanyagként hasznosítják, a maximális fajlagos hidrolízis sebesség (k H ) értékét megnöveltem. A generációs idejük összevethető a szennyvíz hidraulikus tartózkodási idejével (kb. 10 óra), ezért a heterotrófok maximális fajlagos szaporodási sebességét (µ H ) csökkenteni kellett. A µ H korrekciós együtthatóját anoxikus körülményekre (η H ) felfelé módosítottam, mivel ezek a mikrobák szintén képesek anoxikus körülmények között szaporodni, vagyis a fakultatív anaerob baktériumok aránya megnőtt. A heterotróf biomassza hozam (Y H ) értékét csökkenteni kellett azok alapján, hogy a tenyészet jobban képes hasznosítani a rendelkezésre álló oxigént, így a fajlagos iszaphozam csökken táblázat. Idő függvényében változó paraméterek. Idő (nap) µ H 1/nap k h g X S /(g KOI*nap) η H - Y H g KOI/g KOI ,4 0, ,6 0, ,2 6 0,8 0, ,4 0, táblázat. µ A20 értékei idő függvényében és az egyes időtartamokhoz rendelt hőmérséklet a 260. naptól. Idő (nap) µ A20 (1/nap) 0,8 0,51 0,52 0,55 0,63 0,71 0,8 Hőmérséklet ( C) ,5 18,5 17 Pambrun és munkatársai [112] vizsgálták, hogy egyes toxikus anyagok milyen mértékben gátolják a nitrifikáló baktériumok életfolyamatait. A modellezés során a hatások leírására a pusztulási ráta (b A ) értékét módosították. Jelen esetben az autotrófok maximális fajlagos 80

90 növekedési sebességét módosítottam úgy, hogy a kapott koncentrációgörbék a mérési eredményekre illeszkedjenek (4.15. táblázat), miközben pusztulási sebesség értékét konstansnak vettem. Ez a megoldás egyenértékű azzal, ha b A a változó, miközben µ A20 állandó. Az illesztés elvégzésére szükség volt, mivel a toxikus komponens mibenléte ismeretlen volt, ezért a posteriori feltételezéssel kellett élni. A hőmérsékletfüggést leíró Arrchenius egyenlet [103] paramétereit Reichert munkájából [123] vettem. ( ( )) 47. ahol µ A : autotrófok maximális fajlagos növekedési sebessége (1/nap) µ A20 : autotrófok maximális fajlagos növekedési sebessége 20 C-on (1/nap); t: hőmérséklet ( C) Eredmények A táblázat összefoglalást ad a vizsgált komponensek alakulásáról. A táblázatban szereplő időtartamoknak megfelelően kiszámoltam az átlagokat, hogy egy áttekintést kapjunk a futtatások eredményeiről. A szimulációk KOI átlagértékei némileg magasabbak, mint a mérési adatok. Ennek oka, hogy hétvégi és ünnepnapi koncentrációkról nincs információ (nincs mérési adat), ezért az utolsó ismert adatokat vettem figyelembe a szimuláció során, illetve az iszapvíz becsléséből eredő bizonytalanság is eredményezhet hibát. A módosított paraméterekkel végzett futtatás ammónia koncentrációi jobban közelítik a mérési eredményeket, mint a konstansokkal. Hasonló a helyzet a nitrát koncentrációk esetén. 81

91 4.16. táblázat. Átlagos elfolyó koncentrációk különböző időszakokban. mért konstansokkal módosított paraméterekkel Idő KOI NH 4 -N NO 3 -N DO KOI NH 4 -N NO 3 -N DO KOI NH 4 -N NO 3 -N DO nap g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m ,64 1,65 16,03 1,86 43,02 2,60 13,59 1,85 43,02 1,25 14,33 1, ,06 3,89 4,79 1,53 48,79 3,91 5,53 1,65 45,72 1,46 7,83 1, ,86 3,26 8,64 1,58 50,03 6,55 5,37 1,68 45,14 2,33 10,10 1, ,29 12,95 12,78 1,47 50,25 3,28 17,00 1,47 49,52 12,99 11,66 1, ,40 5,00 11,96 1,66 47,12 3,86 11,37 1,69 45,39 4,26 11,84 1,66 Az oldott oxigén koncentráció értékeit mind a két szimuláció eredményei közelítik (4.16. ábra). Ez igazolja, hogy az alkalmazott szabályozó jól követte a tisztító szabályozási stratégiáját. Ez egyben arra is utal, hogy a többi vizsgált komponens esetében felmerülő különbségek más okra vezethetők vissza. Első pillantásra a KOI koncentráció nagyon hasonló a két futtatást összevetve és a mért adatokat összehasonlítva (4.17. ábra). A mérés során észlelt csúcsok azonban nem jelennek meg a szimulációkban. Ennek oka, hogy a modellben alkalmazott szabályozó kisimította az oxigénkoncentráció görbéjét (4.16. ábra), így a KOI görbékben is eltűnt az ingadozás ábra. Oldott oxigén koncentráció a levegőztetett térben. 82

92 Az alapértelmezett konstansokkal végzett szimuláció alkalmas a kezelt szennyvíz minőségének gyors becslésére. A második verzió valamelyest jobb eredményeket adott. Az első és a második futtatás eredményeinek különbsége az első beoltási időszakban 6,25 g KOI/m 3 átlagosan, míg ugyanez az érték a második beoltást követő időszakban 6,21 g KOI/m 3. A szórás rendre 6,16 és 3,76 g/m 3 volt. Az ammónia alakulását tekintve az eredmények sokkal nagyobb eltérést mutatnak (4.18. ábra). Egy csúcs figyelhető meg a mért adatsoron júniusban, ami a magas KOI befolyó értéknek köszönhető (4.16. ábra és ábra). A futtatási eredményekben ez a csúcs kevésbé jelenik meg, de a hatás észrevehető. A konstansokkal végzett szimuláció során júliustól kezdve a koncentrációértékek nem korrelálnak a mérési adatokkal. Ez arra utal, hogy a zöldség feldolgozás időszaka alatt az oxigént elsősorban heterotrófok hasznosítanák, amennyiben a beoltás elmaradna, és így a nitrifikáció mértéke csökkenne. Ez megegyezik a telepen korábban tapasztaltakkal ábra. Futtatások elfolyó KOI koncentrációi a mért értékekkel összevetve. 83

93 4.18. ábra. Futtatások elfolyó ammónia koncentrációi a mért értékekkel összevetve. Az ammónia alakulásának modellezésében kritikus rész volt az október-novemberi időszak. A módosított paraméterekkel folytatott szimuláció eredménye illeszkedik a mérési adatokhoz. Ez azonban a µ A20 értékének változtatásával volt elérhető. Korábbi vizsgálatok azt mutatták, hogy sem a csökkenő hőmérséklet, sem az iszapvíz megnőtt ammónia koncentrációja nem eredményezett ennyire alacsony nitrifikáló kapacitást, sem külön-külön, sem együttesen. Novembertől kezdve a víz hőmérséklete 22 C-ról 17 C-ra csökkent. A lehűlés hatása érzékelhető volt, de még a hőmérséklet hatásának beépítésével sem sikerült a megemelkedett ammónia koncentrációt lemodellezni. Az ammónia vizsgálatakor észlelt problémákkal ellentétben a nitrát értékek mindkét szimuláció esetében jól illeszkedtek a mérési görbére (4.19. ábra). Ez, és az, hogy a KOI görbe korrelált a mérési adatokkal a kritikus időszakban azt mutatja, hogy a heterotróf biomassza életfunkcióit nem befolyásolta az ismeretlen mérgezés. 84

94 4.19. ábra. Futtatások elfolyó nitrát koncentrációi a mért értékekkel összevetve. Ahhoz hogy a nitrogéneltávolítási hatásfokot megvizsgálhassam, az elfolyó ammónia és a nitrát koncentráció összegét ábrázoltam (összes szervetlen nitrogén TN ino, ábra) mind a mért és a számított adatokra vonatkozóan. Mindkét szimuláció értékei fedik a méréseket, kivételt képez a szeptember végétől november közepéig tartó időszak a konstansokkal végzett futtatás esetében. Összességében elmondható, hogy a hőmérséklet, a biotechnológiai beavatkozás hatásának elhanyagolása a szimuláció pontosságát jelentősen befolyásolja. A beoltás jól modellezhető bizonyos paraméterek időszakos módosításával. A modellezés során ismeretlen hatások, mint amilyen jelen esetben a mérgezés volt, leírhatók egyes paraméterek módosításával a görbe illeszkedése alapján. A módosított értékekből kiindulva következtetéseket vonhatunk le a toxikus anyag hatásáról. Az autotrófok növekedési sebessége először visszaesett, majd fokozatosan emelkedett, amíg elérte az eredeti értéket. Ez utalhat arra, hogy a mérgező anyag mennyisége folyamatosan csökkent, de arra is, hogy a nitrifikáló baktériumok alkalmazkodtak az új körülményekhez. 85

95 2009 tavaszán a telep üzemeltetői megtalálták a szennyező anyag forrását, egy gyógyszergyár szennyvíztisztítója folyamatos üzemi gondokkal küszködött, vagyis a szennyezés ősztől folyamatosan fennállt. Ezek alapján az utóbbi feltételezés igazolódott ábra. Futtatások elfolyó összes szervetlen nitrogén koncentrációja a mért értékekkel összevetve. Mivel az iszapkort viszonylag alacsonyan tartják, fennáll a veszélye, hogy hasonló esetek a jövőben is bekövetkezhetnek. Hogy ezek hatását mérsékelni lehessen, több szabályozási stratégiát vizsgáltam. Elérendő célként a tisztított vízben 5 g N/m 3 ammónia koncentrációt, illetve 20 g N/m 3 szervetlen nitrogén tartalmat határoztam meg. Három változat ígérkezett megfelelőnek, a következőkben ezeket mutatom be. Az első esetben a második reaktorban az oldott oxigén szabályozó alapjelét az utódenitrifikáló medence ammóniaszintje alapján változtattam. A második esetben meghagytam az eredeti szabályozást a kettes medencében, viszont levegőztettem a harmadik reaktort, ami így szimultán denitrifikálóként funkcionált. A szabályozás az előzőhöz hasonlóan az ammóniakoncentráció szerint történt az alapjel változtatásával. A harmadik változat az előző kettő kombinációja, mindkét reaktorban a levegőztetést a harmadik reaktor ammónia koncentrációja alapján szabályoztam. A második és harmadik esetben a harmadik reaktorban lévő DO szintet alacsonyan tartottam, hogy a 86

96 denitrifikáció kellő mértékben végbe tudjon menni. Az oldott oxigén koncentráció nem haladta meg a 0,22 g/m 3 -t, az átlagérték 0,013 g/m 3 volt. A ábra mutatja, az egyes esetekben hogyan alakult az ammónia koncentráció. Az utódenitrifikáló levegőztetése megoldott, a berendezéseket már korábban telepítették, ezért új beruházásra nincs szükség, így csak a működési költségeket kell figyelembe venni, ami elsősorban a levegőztetést érinti ábra. Ammónia koncentráció az egyes szabályozók esetében csak a levegőztetés módosításával. A szabályozási stratégiák hatására az ammónia koncentráció jelentősen csökkent, de a TN ino koncentráció nem változott számottevően egyik esetben sem (4.22. ábra). 87

97 4.22. ábra. Szervetlen nitrogén (TN ino ) koncentráció az egyes szabályozók esetében csak a levegőztetés módosításával. Mivel a változtatások nem a várt eredményt hozták, a levegőztetés szabályozásán felül vizsgáltam a fölösiszap elvétel csökkentésének hatását is. Ez a megoldás alacsonyabb ammónia és nitrát koncentrációkat eredményezett (4.23. ábra és ábra) ábra. Ammónia koncentráció levegőztetés és iszapelvétel módosításával. 88

98 4.24. ábra. Szervetlen nitrogén (TN ino ) koncentráció alakulása az egyes szabályozók esetében levegőztetés és iszapelvétel módosításával. A különböző szabályozási stratégiák összevetéséhez a megengedett ammónia és szervetlen nitrogén (TN ino ) mennyiség feletti részt hasonlítottam össze a 260. naptól kezdve (4.17. táblázat), mivel mindkét szennyező anyagra van határérték. Emellett figyelembe vettem az adott időszak alatt történt határérték átlépések számát is (a vizsgált időszak 106 napig tartott) táblázat. Határérték feletti mennyiség és gyakoriság a különböző szimulációk során NH 3 (kg N) Csak levegőztetés TN ino (kg N) Határérték átlépés NH 3 /TN ino (db) Levegőztetés és módosított iszap elvétel NH 3 (kg N) TN ino (kg N) eredeti / /60 1. eset / /57 2. eset / /55 3. eset / /54 Határérték átlépés NH 3 /TN ino (db) Az ammónia koncentráció mindegyik esetben csökkent. A szervetlen nitrogén tartalom is kisebb lett valamelyest, de kevésbé, mint az ammónia esetében. A kívánt elfolyó minőség 89

99 egyik esetben sem volt elérhető a szervetlen nitrogén tekintetében, és többször sérült a célkitűzés az ammónia esetében is. Az első esetben a javulás 61% volt ammóniára, és csak 24% a szervetlen nitrogénre nézve. Ez arra utal, hogy a denitrifikációs kapacitás elérte határát és a keletkezett nitrát csak egy töredéke alakult át nitrogén gázzá. Az első eset oxigénigénye 4,5 %-kal volt több, mint az eredeti szabályozás esetében. A második és a harmadik eset hasonló eredményeket adott. Az ammónia koncentráció megközelítette az elvárt értéket, viszont a szervetlen nitrogén mennyisége hasonlóképp alakult, mint az első esetben. A levegőztetés oxigénigénye 8,5 és 8,6 %-kal nőtt meg a módosítás nélküli verzióhoz képest. Ez lehetővé teszi, hogy a telep vezetősége szabadon döntse el, melyik szabályozási stratégiát alkalmazza hasonló esetekre. A második eset, amikor a második reaktorban az eredeti szabályozás szerint és a harmadik reaktorban az ammónia koncentráció alapján történik a levegőztetés, praktikusabb, mivel ekkor a második medencében nem kell átprogramozni a szabályozó vezérlését. A számítások elvégzése után az is egyértelművé vált, hogy a fölösiszap elvétel csökkentésével javul a nitrogén eltávolítási hatásfok abban az esetben is, ha a levegőztetés szabályozásán nem változtatnak. A vizsgált időszakban 6 %, 4,8 % és 4,4 % volt a fölösiszap elvét, ezt egyöntetűen 4 %-os értékre módosítottam. Ez a gyakorlatban nem jellemző, de a hidraulikai tartózkodási időt figyelembe véve lehetséges, hogy a befolyó szennyvízhez igazítsák a szivattyú működési idejét. Természetesen más szempontokat is figyelembe kell venni: az ülepedési sebességet, illetve a reaktorokban korábban mért iszapkoncentrációt. A módosítás lényege az iszapelvét csökkentés hatásának vizsgálata, ezt a célt pedig a befolyó térfogatáramhoz viszonyított egységesen 4%-os fölösiszap térfogat is jól szolgálja. Az iszapelvétel 1%-os csökkentése a nitrifikációs hatásfokot átlagosan 1,1%-kal javítja (0,8 nap -1 fajlagos szaporodási sebességre és 20 C-ra vonatkoztatva). Eredeti szabályozás esetén a megengedett ammónia és szervetlen nitrogén mennyiség feletti rész 58,4 % és 39,6 %-kal lett kevesebb, miközben az oxigénigény csak 5,8 %-kal nőtt meg. Az iszap elvétel mértékének további csökkentése veszélyeztetheti az előülepítő ülepedési hatásfokát. A korábban bemutatott szabályozókat ötvözve a módosított fölösiszap elvéttel további javulás érhető el, bár az egyes esetek között kisebb különbség adódott, mint csak szabályozással. A különböző esetek oxigénigényei rendre 108,0 %, 110,1 % és 109,2 %-a volt az eredeti értéknek. Az elfolyó víz minőségét és a levegőztetés 90

100 igényét vizsgálva a harmadik eset adta a legjobb eredményt, bár az értékek nagyon hasonlóak a második verzióéihoz Következtetések A debreceni szennyvíztisztító működésének modellezése alapján az alábbi következtetéseket vonhatom le: A telepen elért biológiai iszapkor némileg alacsony a teljes nitrifikáció eléréséhez. Ez normális működés esetén nem okoz gondot, mivel a szennyvíz hőmérséklete viszonylag magas, a téli időszakban sem csökkent 17 C alá huzamosabb ideig. A toxikus anyag hatására azonban a nitrifikációs hatásfok radikálisan csökkent (fajlagos szaporodási sebesség 36%-kal esett vissza) és a viszonylag alacsonyabb hőmérséklet mellett nem volt képes helyreállni akkor sem, amikor a biomassza akklimatizálódott az új körülményekhez. A nitrifikáció javításának érdekében több megoldást is vizsgáltam. Ha a harmadik reaktort kismértékben levegőztetik, akkor az ammónia koncentráció csökkenthető, de a szervetlen nitrogén mennyisége alig csökkent, mivel a keletkező nitrátnak csak egy kis részét volt képes a rendszer eltávolítani. Megállapítást nyert, hogy nitrifikációs teljesítmény csökkenése esetén megfelelő megoldás a fölösiszap elvétel mértékének csökkentése, mivel ezzel az elfolyó ammónia és a szervetlen nitrogén koncentráció alacsonyabb lesz, ellentétben azokkal az esetekkel, amikor csak a levegőztetés szabályozásán módosítottam. A fölösiszap elvétel mértékének pontos meghatározását az előülepítő lebegőanyag eltávolítási hatásfokának figyelembe vételével kell elvégezni, mivel a fölösiszapot az előülepítő ülepedési tulajdonságainak javítása érdekében oda vezetik vissza. Az előzőekhez képest további javulást lehet elérni, ha csökkentett iszapelvétel mellett az utódenitrifikálót levegőztetjük, ezáltal szimultán nitrifikáció, denitrifikáció érhető el. A fenti módszerek némiképp növelik a működési költségeket, de jelentősen javítják a tisztított víz minőségét. Ahhoz, hogy az esettanulmányban bemutatotthoz hasonló esetek okaira hamarabb fényt deríthessenek, a tisztító részletesebb monitorozására van szükség, így például a belső 91

101 áramok, mint például az iszapvíz ellenőrzésére. A telep vezetősége úgy döntött, hogy a közeljövőben on-line szenzorokat telepít a levegőztetett és az utódenitrifikáló medencékbe. Ez a fejlesztés lehetővé teszi az itt javasolt vagy akár más hasonló szabályozási stratégiák bevezetését. 4.4 Foszforeltávolítás optimalizálása dinamikus szimulációval A szennyvíztisztítók üzemeltetésekor két fő szempont dominál: az elfolyó, tisztított szennyvíz megfelelő minőségének biztosítása, illetve a működtetési költségek alacsonyan tartása. A tervezés során a cél, hogy ezeknek a feltételeknek megfelelő telep épüljön meg, ugyanakkor a későbbiekben felmerülhetnek olyan tényezők, változások (pl. vízhasználat változása), amelyek a tervezettől eltérő működést, problémákat eredményezhetnek. Ez volt a helyzet a vizsgált telepen is, melyet 1976-ban építettek. A tisztító biológiai foszforeltávolításra képes, melyet kémiai kezeléssel egészítenek ki. Megépítése óta több fejlesztést hajtottak végre, a legutolsó 2010-ben ért véget. A beruházások ugyanakkor nem érintették a reaktortérfogat arányokat a szennyvíztisztító biológiai során, csak a recirkulációs ágakat módosították A 2 /O-ról (anaerob, anoxikus és oxikus medence sorba kötve egy belső recirkulációs ággal ábra) UCT (University of Cape Town két belső recirkulációs ággal) szerkezetre (4.26. ábra) ábra. A telep sematikus ábrázolása A 2 /O szerkezet 92

102 4.26. ábra. A telep sematikus ábrázolása UCT szerkezet A szennyvíztisztító időről időre túllépi a számára előírt határértékeket nitrogén és foszfor tekintetében. Ez önmagában is komoly környezeti problémákat okozhat, mindemellett a befogadó víztest az adott vízgyűjtő egyik nagyon szennyezett vízfolyása. A Víz Keretirányelv szerint meghatározott határértéket [106] túllépi a BOI 5, a dikromátos oxigénfogyasztás, az ammónia-nitrogén, a nitrit-nitrogén és a nitrát-nitrogén koncentrációja a patakban. Az összes foszfor koncentrációja a határértéket több mint tízszeresen haladja meg. A foszfor koncentráció határérték túllépésének oka a patak egyik mellék-ágának magas foszfor szennyezettsége. Az elvárt vízminőség 0,2 g P/m 3 lenne, miközben a szennyvíztisztító előtt átlagban 0,5 g P/m 3 -t mértek. Jelen fejezetben a meglévő összes nitrogén és foszfor elfolyó koncentráció határérték túllépésének problémájára keresem a megoldást. Első változatként az egyes reaktorterek optimális arányát keresem, a második vizsgálat során a vegyszeradagolás szabályozásának lehetőségeit hasonlítom össze. Miközben egyértelmű, hogy a vizsgált telep önmagában nem tudja a befogadó víztest minőségét elfogadható szintre lecsökkenteni, vizsgáltam, miképp lehetne a terhelést a legkisebbre csökkenteni és a befogadó szerinti szabályozást milyen módon lehetne megoldani. Ez utóbbi megoldás ma még nem elterjedt, de a nemzetközi szakirodalomban észrevehető az integrált szennyvíztisztítási megközelítés térnyerése. Az általam javasolt megoldásnak abban az esetben van értelme, ha a vízfolyás felső szakaszán is megteszik a szennyezettség csökkentése érdekében a megfelelő lépéseket. A befogadó alapján történő szabályozással az volt a célom, hogy megmutassam, mekkora javulást tudunk elérni, ha nem csak az elfolyó határértékeket tartjuk szem előtt, hanem a befogadóra gyakorolt hatást is. Ez a megközelítés véleményem szerint összhangban van a Víz Keretirányelvben megfogalmazott célkitűzésekkel. 93