Eljárás kidolgozása az eleveniszapos denitrifikáció műveletének kinetikai

Átírás

1 DOKTORI ÉRTEKEZÉ Eljárás kidolgozása az eleveniszapos denitrifikáció műveletének kinetikai optimálására Készítette: Plósz Benedek György okleveles biomérnök Témavezető: Dr. Jobbágy Andrea egyetemi docens BUDAPETI MŰZAKI É GAZDAÁGTUDOMÁNYI EGYETEM Mezőgazdasági Kémiai Technológia Tanszék BUDAPET, 2004

2 RÖVIDÍTÉJEGYZÉK Rövidítés AM BOI BTE CR FKTR K L a UR KOI MCRT MLE ML MLV KR RT TKN Megnevezés Activated ludge Model (Eleveniszap Modell) 5-napos biológiai oxigénigény Biológiai tápanyag-eltávolítás Csőreaktor Folytonos kevert tartályreaktor Oxigén tömegátviteli tényező Kémiai oxigénigény Mean Cell Residence Time (Iszapkor) Modified Ludzak-Ettinger ystem Mixed Liquor uspended olids (Iszap-koncentráció) Mixed Liquor Volatile uspended olids (Eleveniszap illékony hányada) orba kötött reaktor olids Retention Time (Iszapkor) Total Kjeldahl Nitrogen 1

3 1. BEVEZETÉ A környezet védelme érdekében a szennyvíztisztítással szemben támasztott követelmények világszerte egyre bővülnek és egyben szigorodnak is, a hatásvizsgálatok újabb és újabb eredményei nyomán. Ennek megfelelően a N- és P-eltávolítás azért került előtérbe, mivel a befogadó vízterek élővilágát veszélyeztető eutrofizációt okoz. A mindmáig legelterjedtebben alkalmazott eleveniszapos szennyvíztisztításban mind a hatékony nitrogén-, mind a hatékony foszforeltávolítás érdekében a hagyományos aerob medencéken túlmenően, levegőztetés nélkül működtetett anoxikus (NO3 - ) ill. anaerob zónák beiktatása vált szükségessé. A különböző körülmények között lejátszódó folyamatok kinetikai vizsgálata a rendszerek adekvát tervezésében és működtetésében egyaránt fontos. A denitrifikációs folyamatok során a nitrátot főként heterotróf mikroorganizmusok, terminális elektron-akceptorként hasznosítják külső szénforrás felhasználásával. Ezen folyamatok által kijelölt, úgynevezett anoxikus tér megfelelő kialakítása mind a kísérleti, mind pedig a nagyüzemi gyakorlatban összetett problémát jelent. Az elméleti alapok és gyakorlati tapasztalatok alapján egyértelműen megállapítható, hogy az ellenőrizetlenül beoldódó oxigén a biológiai nitrogéneltávolítás irányát és sebességét egyaránt befolyásolhatja. Ennek ellenére ezen biodegradációs folyamatok laboratóriumi méretű kinetikai vizsgálatára és ezúton az oxigén beoldódás hatásának üzemi méretű, reprezentatív előrejelzésére mindmáig nem dolgoztak ki megfelelő kísérleti eljárást. Értekezésemben az anoxikus terekbe a folyadékfelszínen történő oxigénbeoldódás gátló hatását vizsgáltam a denitrifikációs folyamatokra. A rendszer leírására matematikai modellt készítettem, melyet illesztettem a kísérleti eredményekre. A modellel végzett szimulációk rámutattak egyrészt az eleveniszapos rendszerek reaktor-elrendezésének fontosságára, másrészt az egyes paraméterek (biomassza, szubsztrát, felületi beoldódás mértéke) szerepének fontosságára. A nagyüzemi rendszerekre történő javaslatok alátámasztása szükségessé tette, hogy elméleteinket egy folytonos, félüzemi összehasonlító kísérlet keretében is igazoljuk. 1

4 2. IRODALMI ÁTTEKINTÉ 2.1. A biológiai nitrogén-eltávolítás elvi alapjai Nitrifikáció A szennyvizek nitrogéntartalma (TKN - Total Kjeldahl Nitrogen) kommunális szennyvizek esetében általában 100 mg/l érték alatt marad, ipari szennyvizeknél esetenként jó néhány g/les értéket is elérhet. Az aerob tisztítás során - gyakrabban a fehérjék, peptidek, aminosavak biodegradációjának eredményeképpen - e nitrogénmennyiség döntő része ammóniává ill. ammónium-vegyületekké alakul (ammonifikáció). A szabad ammónia (N3) a halakra erősen toxikus, a letális érték a legtöbb esetben 1 mg N3-N/liter (Verstraete et al., 1986), ahol a N3-N a szabad ammónia formában jelenlévő nitrogén mennyiségét jelenti. Nitrifikáció alatt azon bioreakciók összességét értjük, melyek során a vízben oldott ammónia végső soron nitráttá oxidálódik, azaz az ammónium-nitrogén (N3-N) nitrát-nitrogénné (NO3 - -N) konvertálódik (Grady et al., 1999). Ezen átalakításra heterotróf és autotróf baktériumok egyaránt képesek (Painter, 1977). Annak ellenére, hogy több mint száz heterotróf baktériumot találtak alkalmasnak az ammónia nitrit konverzióra (Verstraete & Alexander, 1972), nem tűnik valószínűnek, hogy a természetben - s ezen belül a biológiai szennyvíztisztítókban - kialakuló mikroflóra heterotróf hányada szignifikánsan részt venne a nitráttá történő átalakításban (Focht & Chang, 1975). Másrészt ezek nitrifikációs sebessége több nagyságrenddel kisebb, mint az autotróf mikroorganizmusoké (Martienssen & chöps, 1997). Mindezek következtében a biológiai szennyvíztisztító rendszerekben lejátszódó nitrifikációs folyamatok alapvetően két autotróf mikroorganizmus csoport: a Nitrosomonas és a Nitrobacter nemzetség tevékenységének tulajdonítják. Ezen elképzelésnek megfelelően az ammónia nitráttá konvertálása két lépcsőben megy végbe (Focht & Verstraete, 1977): N 4 + 1,5 O NO O KJ (1) (Nitrosomonas) NO ,5 O 2 - NO KJ (2) (Nitrobacter) N O2 NO O KJ (3) (Nitrosomonas és Nitrobacter) 2

5 A folyamat során felszabaduló energia sejtszintézisre fordítódik. Mivel azonban mennyisége a szaporodás szükségletéhez képest viszonylag csekély, a hozam alacsony. Így a nitrifikáció általában csupán elhanyagolható mértékű iszapszaporulatot eredményez (Verstraete et al., 1986). Műveleti szempontból a bakteriális nitrifikáció legfontosabb vonatkozásai a szén-elimináció igényeihez képest jelentős rendszerbeli biomassza tartózkodási idő vagy iszapkor (MCRT - Mean Cell Residence Time vagy RT olids Retention Time), a viszonylag magas oxigén szükséglet és oldott oxigénszint a p esetleges nemkívánatos csökkenése. Az egységnyi biomassza mennyiségére vonatkoztatott un. fajlagos növekedési sebesség (µ) nagyságát a szubsztrát koncentráció () függvényében a jól ismert Monod-féle összefüggéssel fejezhetjük ki: 1 X dx dt = µ = µ max K + (4) ahol µm - a maximális fajlagos növekedési sebesség, Ks - pedig az un. féltelítési állandó. Kísérleti mérések adatai alapján megállapíthatjuk, hogy a nitrifikáló mikroorganizmusok maximális fajlagos növekedési sebessége (µm) kb. egy nagyságrenddel kisebb, mint a kommunális szennyvíztisztításban résztvevő kevert mikroflórára megadott érték (Peil & Gaudy, 1971; Lawrence & Mc Carty, 1970). Így annak érdekében, hogy a nitrifikáló mikroorganizmusok ne mosódjanak ki a rendszerből, a biológiai szennyvíztisztítóban jóval nagyobb sejttartózkodási időt kell biztosítani, mint amit a szerves anyag lebontás általában igényelne. További különbséget jelent az, hogy míg heterotróf szervezetek esetében az oldott oxigénre megadható Ks érték általában elhanyagolható a reaktorban uralkodó oxigénszinthez képest, a nitrifikáló mikroorganizmusok oxigénre vonatkozó K,O2 értéke jóval magasabb, összemérhető az (N4 + - N) ill. (NO2 - - N) oxidációjára jellemző adattal. Ennek 3

6 következtében a nitrifikálók szaporodási sebességét nem csupán az adott formában jelenlevő oldott N, hanem az oldott O2 koncentrációja is jelentősen befolyásolja, amit a (5) egyenlettel fejezhetünk ki (Grady et al., 1999). O µ = µ N 2 max (1 0,833 (7,2 p)) K + N K + N O O 2 2 (5) Így egy adott nitrifikációs fok eléréséhez szükséges rendszerbeli sejttartózkodási idő (iszapkor) az oldott oxigén-koncentráció növelésével csökkenthető. Ezen kívül maga a nitrifikáció intenzív levegőztetést igényel. A tervezés során a folyamat oxigén igénye a (6) összefüggés szerint számítható (Barker & Dold, 1995; Grady et al., 1999). Oxigén igény ( M + QN ) 4, 57 = [mgo/nap] (6) denit, T Ne ahol M denit, T - a rendszerben denitrifikált teljes nitrát mennyisége [mgn/nap] Q - a befolyó térfogatáram [l/nap] N Ne - az elfolyó nitrát-koncentráció [mgno 3 N/l] A viszonylag csekély biomassza hányadot (MLV - Mixed Liquor Volatile uspended olids) kitevő nitrifikálók tevékenysége következtében az oxigén igény nagymértékben megnövekszik. Természetesen, amennyiben a szennyvíztisztítóban a sejtpusztulás jelentős, a biodegradálható fehérje tartalom és ezzel összefüggésben a nitrifikáció oxigénszükséglete tovább növekedhet, hiszen a baktériumok szárazanyagának 8-10 %-a nitrogén (Grady et al., 1999). zerves anyag jelenléte a nitrifikációt általában kevéssé befolyásolja, ami elsősorban a nitrifikálók autotróf mivoltának következménye. A szén- és nitrogén-asszimilációban résztvevő szervezetek azonban egyaránt fogyasztják az oldott oxigént, így nem kielégítő levegőztetés esetén a nitrifikáció a szerves anyag terhelés növekedése következtében leállhat. 4

7 A denitrifikáció alapjai A denitrifikáció egy olyan légzési folyamat, melynek során a nitrát, mint terminális elektronakceptor nitrit, (nitrogén-monoxid) és dinitrogén-oxid köztitermékeken keresztül redukálódik nitrogénné. A klasszikus értelemben tárgyalt és kizárólag csak prokarióták révén megvalósuló biológiai denitrifikáció (zabó, 1989) alapvető jellemvonása, hogy ennek során a nitrát maga, vagy annak redukciós termékei szerves vagy néhány esetben szervetlen vegyületek oxidációjához terminális elektron-akceptorként szolgálnak. Aerob vagy mikroaerofil körülmények között a denitrifikáció nagyon ritkán, általában csak éppen hogy kimutatható anyagcsereútként jelentkezik. Bár a nitrátoknak ammónia- ill. amino szintig, de legalább nitrit-ion szintig történő asszimilatórikus redukcióját rendkívül sok baktérium képes megvalósítani, mégis magát a szorosabb értelemben vett denitrifikációt csak viszonylag kevés faj tudja kivitelezni. Ezeknek többsége fakultatívan aerob vagy anaerob, nem fermentáló mikroorganizmus (Grady et al., 1999). A legtöbb ismert denitrifikálót Gram-negatív, heterotróf mikroorganizmusként azonosították (Payne et al., 1981). Martienssen & chöps (1999) a nitrát/nitrit-redukciós képesség alapján három csoportba sorolta a denitrifikáló mikroorganizmusokat: (a) a nitrátot csak nitritig redukálni képes fakultatív anaerob, Gram-pozitív mikroorganizmusok; (b) a nitrátot nitrit-akkumuláció nélkül nitrogénné redukálni képes fakultatív aerob, Gram-negatív mikroorganizmusok; és (c) a nitrátot átmeneti nitrit-akkumuláción keresztül nitrogénné redukálni képes, fakultatív aerob, Gram-negatív mikroorganizmusok A denitrifikáció biokémiája A növekedéshez kapcsolódó fiziológiai folyamatokhoz szükséges energia előállításának legfontosabb módja a légzés, melynek során a sejtmembránon az elektrontranszport elektrokémiai proton gradienst hoz létre. A prokarióta sejtmembránban ily módon, a redox potenciál különbség az un. kapcsolási pontokat (coupling-site) képező elektrontranszport fehérjék segítségével alakul át proton elektrokémiai potenciálkülönbséggé, ATP szintézise mellett (White, 1995). 5

8 Egy jellegzetes, a denitrifikációs folyamatok vizsgálata szempontjából talán az egyik legismertebb mikroorganizmus a Paracoccus denitrificans, mely nem fermentáló, Gramnegatív, fakultatív anaerob mikroorganizmus, képes mind aerob, mind nitrátlégzésre (Baumann et al., 1996; Otten et al., 2001). A denitrifikációért felelős enzimek szintézise általában az ehhez szükséges környezeti feltételek esetén történik, míg oxigén jelenlétében gátoltak ezek a folyamatok (Körner & Zumft, 1989). Másrészt pedig nem minden esetben szükséges nitrát és/vagy nitrit jelenléte; az anaerobitás önmagában is kiválthatja ezen fehérjék szintézisét (ochstein & Tomlinson, 1988). Amint az 1. ábrán látható, bár a denitrifikációért felelős enzimeket induktív enzimeknek tekintjük, a citokróm-oxidázok és nitrogén-oxid reduktázok kivételével, a denitrifikáló baktériumokban mind az aerob mind az anoxikus növekedési körülmények között azonos elektrontranszport láncon keresztül történik (White, 1995). Összességében elmondható, hogy a denitrifikáló mikroorganizmusok az aerob légzésben is szerepet játszó piridin nukleotidokat, flavinokat, kinonokat és b-típusú citokrómokat mindkét légzési úthoz felhasználják (Payne, 1981). A denitrifikációhoz a baktériumoknak négyféle speciális enzim szintézisére van szüksége: nitrát-reduktázra (NaR), nitrit-reduktázra, (NiR), nitrogén-monoxid-reduktázra (NcR) és dinitrigén-oxid-reduktázra (N 2 OR) (ochstein & Tomlinson, 1988; White, 1995; Körner & Zumft, 1997; Thöny-Meyer, 1997). Az utóbbi két enzim maximális aktivitása lényegesen nagyobb, mint az első két redukciós lépést katalizálóké, így a legtöbb kinetikai tanulmány ezeket vizsgálja (Kornaros et al., 1996). Fontos megjegyezni, hogy ezeknek az induktív enzimeknek sejtbeli koncentrációja az anoxikus körülmények kialakulását követően 1-4 óra után válik maximálissá (Payne, 1981; Knowles, 1982). 6

9 (a) (b) Periplazma Citoplazma 1. ábra Elektrontranszport utak a Paracoccus denitrificans-ban (a). Az anaerob elektrontranszportlánc a Paracoccus stutzeri-ben (b). (A sötétebb területek az aerob légzési láncot alkotó konstitutív enzimeket jelölik, melyek között megtalálható a NAD dehidrogenáz enzim (D); kinon ciklus (Q, Q 2 ); citokróm bc 1 komplex (Cyt bc 1 ) és citokróm cb terminális oxidáz komplex (Cyt cb)). 7

10 Az enzimek szintézise és bomlása a környezeti feltételek megváltozása nélkül is bekövetkezik a sejtekben. A metabolikus utakat képező speciális enzimek félélet idejét Thurston (1972) néhány órában határozta meg. Az állandó szintézis és bomlás következményének tulajdonítható az aerob növekedést követő anoxikus légzés beindulásának időbeli eltolódása, valamint a megnövekedő köztitermék-képződés is (Wild et al., 1995) A nitrát-reduktáz (NaR) A nitrát-reduktázok membránhoz kötött enzimek, melyek katalizálni képesek a nitrát nitritté történő redukcióját, valamint a folyamatot a membránon keresztüli protonáthelyezéssel kapcsolni, ATP szintézise mellett. Jellemzően molibdént, valamint hemhez kötött illetve szabad vasat és sav érzékeny kenet tartalmaz. A membrán magasabb hőmérsékleten történő feltárásakor az enzim két alegysége (α és β) detektálható. Detergenssel végezve a feltárást egy b-típusú citokrómot tartalmazó harmadik alegység (γ) is kimutatható volt (ochstein & Tomlinson, 1988; Zumft, 1997). Az enzim a citoplazma membrán belső oldalán található a Paracoccus denitrificans baktériumokban. A periplazmán keresztül háromféle aktív transzporttal juthat a nitrát a citoplazmába: könnyített (facilitált) diffúzióval, proton szimporttal és nitrát-nitrit antiporttal. Amennyiben nincs jelen nitrit, és az utóbbi transzportért felelős fehérje inaktív, a nitrát-felvételt proton szimport ellenében végzi a sejt. Az antiportot végző fehérje továbbá hozzájárul a sejten belüli alacsony nitrit-koncentráció fenntartásához, valamint a nitrit membrántranszportjához a periplazmában elhelyezkedő nitrit-reduktázhoz. Ez utóbbi mechanizmushoz azonban a Paracoccus denitrificansnak még szüksége van egy nitrit uniporter fehérjére is (Wu & Knowles, 1994a). Míg a membránkötött NaR enzim csak anoxikus növekedés mellet található a sejtben expresszált állapotban, létezik egy, a periplazmában található NaR enzim, mely oxigén jelenlétében is aktív marad (Zumft, 1997). Ez utóbbi fehérje fiziológiai szerepe az ugyancsak a periplazmában elhelyezkedő nitrit-reduktáz nitrittel történő ellátása az aerob denitrifikáció során, mivel a membránkötött NaR-hoz a transzportutak ilyenkor gátoltak. Ily módon e fehérje nagyban hozzájárul az anaerobitás elmélyítéséhez. 8

11 A nitrit-reduktáz (NiR) A disszimilatórikus nitrit redukciót két fehérje végzi. Az egyik egy - az aktív centrumában réz-iont tartalmazó metalloprotein, míg a másik c- és d-típusú citokrómot tartalmazó, két alegységből felépülő hem fehérje (cd 1 -citokróm-nitrit-reduktáz). A két enzim jól megkülönböztethető, mivel az előbbire jellemző a kék és zöld szín, eltérő tömegű és számú alegységből áll, valamint rezet is tartalmaz. A nitrit-reduktáz enzimek megtalálhatók mind a citoplazmában és a periplazmában, mind a sejtmembránban, a citoplazma és periplazma felöli oldalon. Az enzimreakció termékét tekintve a Paracoccus denitrificans esetében csak nitrogén-monoxid keletkezik, míg a Thiobacillus denitrificans esetében nitrogén-monoxid és dinitrogén-monoxid elegye. A cd 1 - citokróm-nitrit-reduktáz esetében az elhelyezkedése is meghatározza, hogy mi lesz a végtermék. A Paracoccus halodenitrificansban a membránhoz kötött enzim a nitritet dinitrogén-oxidra redukálja, míg nitrogén-oxid a végtermék, amennyiben az enzim a citoplazmában helyezkedik el (ochstein & Tomlinson, 1988) A nitrogén-monoxid-reduktáz (NcR) A nitrogén-monoxid-reduktáz a legkevésbé ismert, denitrifikációt végző enzim volt, és csak az utóbbi évtizedben tárták fel szerkezeti és működésbeli tulajdonságait (Koutny, 2000). Az enzim két alegységből épül fel, melyek közül a kisebbik c-típusú citokrómot, míg a nagyobb két b-típusú citokrómot, valamint nem hemhez kötött vasat is tartalmaz. Gyors katalitikus tulajdonságát a nitrogén-monoxid erősen mérgező hatása, és ezért sejtbeli koncentrációjának nanomoláris szinten tartása indokolja. ejtbeli elhelyezkedését tekintve membránhoz kötötten található (Zumft, 1997) A dinitrogén-monoxid-reduktáz (N 2 OR) A dinitrogén-oxid-reduktáz összetevőit tekintve a b- és c-típusú citokrómok mellett rezet, cinket és nikkelt is tartalmaz. A Paracoccus denitrificansban membránhoz kötötten és a periplazmában (White, 1995) is megtalálható. Az előbbi redukcióhoz kapcsoltan a membránban proton-pumpa is működik, ATP-szintézise mellett (Knowles, 1982). 9

12 A denitrifikációt befolyásoló tényezők Az oxigén szerepe Az általában fakultatív aerob és fakultatív anaerob, nem fermentáló denitrifikáló mikroorganizmus, nitrátot és nitritet is hasznosíthatnak terminális elektron-akceptorként, amennyiben nem áll rendelkezésre oxigén. Ennek oka, hogy az oxigén nagyobb energianyereséget jelent a sejt számára, mint a nitrogén-oxidok redukciója. A denitrifikációban résztvevő minden egyes enzimre nézve különbözik az oxigén szabályozó hatása, és a gátlásnak hat lehetséges mechanizmusa ismert (Wu et al., 1994): - az oxigén és a nitrát verseng az elektrontranszport-láncban az elektronokért (ochstein et al., 1984) - az oxigén gátolja a nitrát membránon történő aktív transzportját (ernandez & Rowe, 1987) - az ubikinon redox potenciálja befolyásolja a nitrát nitrát-reduktázhoz való transzportját (Alefounder et al., 1983) - az oxigén gátolja a denitrifikáló-enzimek szintézisének transzkripciós lépését (tewart, 1988) - az oxigén megelőzi a nitrát-reduktáz membránba történő beépülését (inzercióját) (ackett & MacGregor, 1981) - az oxigén inaktiválja a dinitrogén-oxid-reduktázt (Alefounder & Ferguson, 1982) 10

13 A fenti felsorolásból kiemelendő a membránon történő aktív transzport oxigén általi gátlása, melynek pontos mechanizmusa napjainkban sem ismert. A következtetést a sejtmembrán roncsolása után, oldott oxigén mellett mért változatlan nitrát-redukciós képesség támasztotta alá több különböző fajtájú mikroorganizmus vizsgálatakor: Pseudomonas aeroginosa (ernandez & Rowe, 1987); Paracoccus denitrificans (ears et al., 1993); Flexibacter canadensis (Wu et al., 1994). Néhány denitrifikációra képes baktériumfaj, többek közt a Paracoccus denitrificans (ears et al., 1993) és a Pseudomonas nautica (Bonin & Gilewicz, 1991), oxigén jelenlétében, bár csökkent mértékben, de megtarthatja denitrifikációs képességét, így egyszerre képes oxigén és nitrát redukciójára, ún. korespirációra. Ezt a periplazmában is megtalálható, oxigén által nem gátolt nitrát-reduktáz fennmaradó aktivitása biztosítja, míg a membránkötött nitrát-reduktázra nem juthat el a nitrát a membrántranszport gátlása miatt, így az inaktív marad. A gátlás diszperz sejtes kultúrában már 0,1 mgl -1 oldott oxigén koncentráció mellett is jelentős lehet (Focht & Chang, 1975). Mindezek ellenére léteznek olyan denitrifikáló mikroorganizmusok is, amelyek képesek akár aerob körülmények között is denitrifikálni (Lloyd et al., 1980; Robertson & Kuenen, 1984). Az oxigén denitrifikációs folyamatokra gyakorolt hatása eleveniszapos rendszerek esetén a (7) egyenlettel közelíthető: r D 1 = rd,max (7) [ O2 ] 1+ K O2 ahol r D denitrifikációs sebesség adott oxigénkoncentráció mellett r D,max - denitrifikációs sebesség oxigénmentes közegben [O 2 ] oxigén koncentráció K O2 féltelítési/inhibíciós-állandó (Oh & ilverstein 1999, Meijer et al., 2001). Az anoxikus növekedés oxigén inhibíciós állandóját, K O2 több esetben is egyenlőnek tekintették az aerob növekedés féltelítési állandójával (Oh & ilverstein, 1999), mivel ennek értéke meghatározhatja mind a mikroorganizmus oxigén iránti affinitását, mind a denitrifikációs folyamatok inhibíciójának mértékét. Ezért akár a biomassza anoxikusan 11

14 növekedő frakciójának becslésére szolgáló kalibrációs paraméterként is alkalmazhatjuk (Meijer et al., 2001). A használt K O2 értékek széles intervalluma ismert: 0.38 mgl -1 (Oh & ilverstein, 1999); 0.5 mgl -1 (Makinia & Wells, 2000) és mgl -1 (Meijer et al., 2001). Az egyes denitrifikációs lépések modellezéséhez azonban már szükség van minden egyes inhibíciós állandó, illetve az aerob növekedés féltelítési állandójának külön megállapítására (Wild et al., 1995; Kornaros & Lyberatos, 1998). Az eleveniszapos rendszerek estében a fonalas és flokkulens mikroorganizmusok által kialakított flokkulumokban előfordulnak, az oxigéngradiens mentén részben vagy teljesen anoxikus belső területek is, ahol lehetséges a denitrifikáció (Li & Ganczarczyk, 1986). anel (1988) úgy találta, hogy a denitrifikáló mikroorganizmusoknak lehetősége van az anoxikus növekedésre, amennyiben a flokkulum átmérője meghaladja a 100 µm-t. A fentieket egybevetve felismerhető, hogy az oxigén a denitrifikáció során kifejeződő enzimaktivitásban elsősorban kompetitív inhibitorként játszik szerepet. Tehát a gátlás nem ki/be kapcsolja a denitrifikációs enzimeket, hanem progresszíven erősödik az oxigénkoncentráció növekedés hatására. Mivel a terminális citokrómok aktivitása is nagyban oxigénfüggő, mind az oxigén, mind a nitrogén-oxidok szolgálhatnak különböző oldott oxigén koncentrációknál terminális elektron-akceptorként (Oh & ilverstein, 1999). Körner és Zumft (1989) a Pseudomonas stutzeri denitrifikációs reduktáz-fehérjék szintézisét és aktivitását vizsgálta. Az eredmények azt mutatták, hogy a maximális nitrogén-oxidreduktáz szint csak teljesen anoxikus körülmények mellett alakulhatott ki. A négyféle enzimszintézis beindulásához és leállásához különböző kritikus oxigénszintek voltak rendelhetők. A NaR 5 mgl -1 -es oxigén-koncentráció mellett vált kimutathatóvá. A NiR 0.6 mgl- 1 oxigén-koncentráció alatt érte el a maximális szintet. A N 2 OR-ra jellemző volt, hogy teljesen aerob növekedés mellett is expresszált állapotban maradt. Az N 2 OR enzim sejten belüli szintje 4 mgl -1 -es oxigén-koncentrációtól kezd növekedni. Bonin et al. (1989) a NaR, NiR és N 2 OR enzimek teljes gátlását észlelte 4.05, 2.15 és 0.25 mgl -1 -ot meghaladó, oldott oxigén-koncentráció mellett a Pseudomonas nautica mikroorganizmusok esetén. Diauxi-lag fázist eredményezhet például szakaszosan táplált eleveniszapos rendszerek esetén amennyiben az aerob légzést anoxikus légzés követi. Pseudomonas denitrificans 12

15 tenyészetet alkalmazva ennek időbeni lefutása nagyban függött az aerob szakasz hosszától, illetve a nitrát jelenlététől az aerob légzés fázisában (Liu et al., 1998; Gouw et al., 2001) Az nitrit szerepe A nitrit bakteriosztatikus hatása az enzimek aktív centrumában előforduló fém-ionokhoz való affinitásával magyarázható. Azonban a denitrifikációs folyamatokra gyakorolt gátlása viszonylag csekély, és csak magasabb koncentrációk esetén lehet jelentős, melyet a nitrát, nitrit és dinitrogén-oxid redukciós folyamatok matematikai leírásában a viszonylag nagy (9.48, 8.28 és 16.4 mgnl -1 ) inhibíciós koefficiens jellemez (chulthess v. et al., 1995). A denitrifikáció gyakori kísérője az akkumulálódó nitrit, melynek mennyisége függ a NiR oxigén vagy akár nitrát általi inhibíciójától, valamint a szerves szén hiányától (Martienssen et al., 1997). A szerves szubsztrát típusa szintén befolyásolhatja az akkumuláció mértékét, mely Paracoccus denitrificans esetében metanolt, etanolt vagy ecetsavat alkalmazva nagy eltéréseket mutat (Blasczyk, 1993). Másrészt a sejtkultúrát alkotó mikroorganizmusok összetétele is erősen befolyásolhatja a nitrit-akkumulációt (Martienssen & chöps, 1999) A szerves szén szerepe A baktériumok légzése során a szervesanyagról, mint terminális elektron-donorról az elektronok a légzési transzportláncon keresztül jutnak el az oxigénre vagy nitrátra, mint terminális elektron-akceptorokra. Így a szervesanyag szerepe kulcsfontosságú a denitifikációs folyamatok aktivitásában, melynek hiányában endogén lebontás zajlik a sejtekben. Az oxigén inhibíciós hatását a denitrifikációs folyamatokra a redukcióhoz felhasznált szubsztrát fajtája is befolyásolja (Lie & Welander, 1994). Azonos oxigén-koncentrációk mellett a gátlás ecetsavat hasznosítva a legkisebb, míg glükózt, etanolt és metanolt alkalmazva egyre erősebb. Tiszta Paracoccus denitrificans tenyészet esetén a nitrát-reduktáz aktivitást nem befolyásolta a szubsztrát fajtája, mely a citoplazma-oldalon membrán-kötött enzim hatásának tulajdonítható. Ezzel szemben a periplazmában található nitrát-reduktáz 13

16 szintje és aktivitása erősen függött a szubsztrát fajtájától és redukáltsági fokától (Richardson & Ferguson, 1992) A denitrifikációt megvalósító eleveniszapos rendszerek jellemzői Az eleveniszapos szennyvíztisztítás technológiája Az eleveniszapos szennyvíztisztító rendszerek a világ talán legnagyobb baktériumtenyészetei. Előnyük, hogy a szervesanyag eltávolítását biológiai úton végzik, így abból oxigénnel vagy nitrogén-oxidokkal történő oxidáció révén szén-dioxid, nitrogén gáz, víz illetve új biomassza tömeg keletkezik. Emellett a többlet nitrogén és/vagy foszfor eleveniszapos eltávolítása ugyancsak jelentős ipari gyakorlattá vált az utóbbi néhány évtizedben. A rendszer működési sémája a 2. ábrán látható. Az eleveniszapos rendszerek, mint speciális bioreaktorok leírására a Monod- vagy az Andrews- kinetika összefüggései alkalmazhatók. Ezeknek megfelelően a szubsztrát eltávolítás sebessége a bioreaktorbeli koncentrációjának függvényében változik. A kialakuló szubsztrát gradiens pl. csőreaktor jellegű vagy reaktor-kaszkád rendszerben a baktérium populáció (fonalas-flokkulens mikroorganizmusok) megfelelő arányú jelenlétét erőteljesen befolyásolhatja, másrészt az eltávolítás hatásfoka is változhat az azonos térfogatú, csupán kevertetett rendszerhez képest, általában növekvő tendenciát mutatva. A megfelelő bioreaktor-kialakítás ezért fontos szerepet játszik, mind a biomassza szerkezet (ülepíthetőségi szempontok), mind a kívánt mértékű szennyezőanyag-eltávolítás (az eltávolítás kinetikai kontrolja) elérése során (curas et al., 2001). A biomassza ülepedési tulajdonságai nagymértékben befolyásolják egy telep tisztítási kapacitását. Ennek oka az, hogy amennyiben a biomassza nehezen ülepíthető szerkezete alakul ki a fonalas morfológiájú mikroorganizmus populáció túl nagy, un. elfonalasodás -, a rendszerben kisebb biomassza koncentráció tartható fenn. Kritikus esetben ez a probléma a telep üzemeltetését is veszélyeztetheti. Chudoba et al. (1973) vizsgálatai eredményeként megállapítást nyert, hogy a biomasszát alkotó, un. flokkulens, ill. fonalas morfológiájú mikroorganizmusok eltérő kinetikai tulajdonságai vezetnek ahhoz, hogy a bioreaktor elrendezés befolyásolja az iszapszerkezet kialakulását. 14

17 2. ábr Tisztítandó szennyvíz Nyersiszap Ülepíthetőségi szempontok Előülepítő Nem optimalizált rendszer Tagolt szelektoros rendszer Eleveniszapos rendszer Utóülepítő fonalak hiánya ideális szerkezet elfonalasodás ábra Az eleveniszapos szennyvíztisztítás sémája. Az eltávolítás kinetikai kontrolja Tisztított elfolyó Fölösiszap

18 A fonalasok azonos szubsztráthoz való affinitása nagyobbnak mutatkozott alacsonyabb koncentrációknál, míg nem limitáló esetben fordított helyzet adódott, ami tagolt rendszerek esetében kedvező kinetikai szelekciót eredményez (Jenkins et al., 1993). Az üzemmenet optimálása érdekében tehát az eleveniszapos rendszerekben nagyon fontos szempont a szubsztrátok egy kedvező koncentráció-gradiensének kialakítása. Nagyüzemi rendszerekben a megoldást egy megfelelően méretezett, kezdeti reaktor vagy reaktor-kaszkád, un. szelektor beépítése jelenti (Grady et al., 1999). Megfelelő méretezés eredményeként a szelektorban kialakuló magasabb szubsztrát-koncentrációk szelektív előnyt biztosítanak a flokkulens mikroorganizmusoknak, míg az alacsonyabb koncentrációjú régiókban a fonalas populáció szaporodhat gyorsabban. Végeredményben pedig kialakulhat a megfelelő flokkulum szerkezet. A kialakítás szempontjából a szelektorokat üzemeltethetjük aerob, anaerob és anoxikus körülmények között is. Nem levegőztetett, anaerob és anoxikus szelektorok kialakítását a biológiai N- és P-eltávolítás mellett az tette kedvezővé, hogy a flokkulens morfológiájú mikroorganizmusok kinetikai előnyét ezekben a bioreaktorokban egy úgynevezett metabolikus szelekció is fokozza. A folyamat biokémiai háttere abban rejlik, hogy ezek a baktériumok mind denitrifikációs, mind polifoszfát-hidrolizáló képessége lényegesen nagyobb, mint a fonalasoké (hao & Jenkins, 1989; Blackall et al., 1991). Következésképpen szaporodásuk lényeges előnyökkel rendelkezik az anaerob és anoxikus szelektorokban, biztosítva ezzel a megfelelő iszapszerkezet kialakulását. Másrészt viszont, az eleveniszapos rendszerekben a fonalasok túlzott háttérbeszorulása sem kívánatos, így lényeges szempont ezeknek a tereknek a megfelelő méretezése. Előfordul, hogy az egyes szennyvíz komponensekre vonatkozó határértékek viszonylag alacsonyak, vagy más esetben, a szerves szubsztrátok mennyisége korlátozott a telepre befolyó szennyvíz nitrogén tartalmához képest. Ilyenkor a bioreaktor-kialakítás szempontjából egy különösen fontos, további optimalizációs lépcsőt jelent - az iszap ülepíthetőségi követelmények figyelembe vétele mellett a szubsztrát-eltávolítás kinetikai kontrolja (Jenkins et al., 1993; curas et al., 2001) A hatékonyságnövelés mértékét a reakciókinetika rendűsége befolyásolja, amit az adott szubsztrát-koncentráció féltelítési állandóhoz viszonyított aránya határoz meg. Ennek megvalósítását a kevert térben történő biodegradációval szemben, a kvázi csőreaktorra jellemző eltávolítási hatásfok közelítése 16

19 jelenti reaktor-kaszkáddal. Az eleveniszapos rendszerekben a szükséges szubsztrát profil a beépített szelektor megfelelő tagolásával érhető el. A reaktortagolással az adott eltávolítási hatásfokhoz szükséges biomassza mennyisége is csökkenthető, ami növeli az üzemeltetési hatékonyságot, illetve csökkenti a beruházási költségeket A biológiai tápanyag-eltávolítás (BTE) az eleveniszapos szennyvíztisztításban A biológiai tápanyag-eltávolításra képes eleveniszapos szennyvíztisztító rendszerek jellemző tulajdonsága, hogy a szervesanyag-eltávolítás mellett a N- és/vagy P-eliminációt is meg kívánják valósítani. A flokkulumokba rendeződő mikroorganizmusok optimális üzemeltetés mellett jó ülepedési tulajdonságokkal rendelkeznek, az ülepített szilárd fázist recirkuláltatják a rendszerben, és az iszapkort (RT) az iszapelvételen keresztül szabályozzák. A bioreaktorok működtetését és kialakítását tekintve a BTE rendszerek feloszthatók anaerob, anoxikus és aerob terekre (lásd 3. ábra). 3. ábra. Eleveniszapos, biológiai tápanyag-eltávolítást végző, Bardenpho típusú rendszer. Ezeknek a tereknek a felosztása a felhasznált terminális elektron-akceptorok szerint történik, így az aerob térben ez az oxigén, az anoxikus térben a nitrát-nitrogén, míg az anaerob térben sem oxigén sem nitrát nincs jelen. Az aerob tér szükséges összetevője minden BTE rendszernek, az anaerob tér a foszfor-eltávolítást teszi lehetővé, míg a denitrifikációért az anoxikus tér felelős. A szennyvizek mikrobiális nitrogén eltávolítása a nitrifikáció és a denitrifikáció komplex reakciósorának eredményeképpen történik (Grady et al., 1999). Míg a nitrifikáció aerob biológiai folyamat, a denitrifikáció az anoxikus terekben zajlik. A két műveletet az ún. 17

20 elődenitrifikációs rendszerekben a belső szennyvíz-recirkuláció kapcsolja össze. Az első anoxikus térben mérhető denitrifikációs sebesség viszonylag gyors, mivel a folyamatban a befolyó szennyvíz könnyen biodegradálható szervesanyag tartalma hasznosul. Ezzel szemben a második anoxikus térben ugyanez a sebesség már relatíve lassú, hiszen szinte kizárólag csak endogén szubsztrátot tudnak felhasználni a heterotróf mikroorganizmusok a nitrát redukciójához. Ennek oka az, hogy a rendszer kezdeti, ún. upstream anaerob, anoxikus és aerob tereiben a könnyen biodegradálható szubsztrátok lebomlanak, így a második anoxikus reaktorban a lassan biodegradálható szubsztrátokon kívül nem áll rendelkezésre egyéb terminális elektron-donor. Az utó-levegőztető reaktor szerepe a keletkezett nitrogén gáz víztérből történő kihajtása, másrészt pedig az utóülepítő előtt a szennyvíz oxigénnel való ellátása. Az eleveniszapos rendszerek anoxikus terei a fejezetben tárgyaltaknak megfelelően fontos szerepet játszanak a megfelelő biomassza populáció kialakításában A denitrifikáció megvalósításának műveleti lehetőségei A biológiai nitrogén-eltávolításra képes rendszerek kialakítása során beépítésre kerül egy aerob tér a nitrifikációs folyamatok, illetve egy anoxikus tér a denitrifikáció biztosítására. Többféle reaktor konfiguráció lehetséges, ami nagyszámú működési és üzemeltetési tulajdonságot eredményez. A 4. ábrán az egyik úttörő megoldás, a módosított Ludzak-Ettinger (MLE) féle rendszer látható (Ludzack & Ettinger, 1962). Itt a denitrifikációs sebesség viszonylag gyors, a könnyen biodegradálható szervesanyag felhasználásának tulajdoníthatóan. Amennyiben a rendszer anoxikus szelektort tartalmaz, úgy az első reaktort megfelelően csökkentett térfogattal tervezik. A kiváló nitrifikáció és nagy fokú denitrifikáció eredményeképpen általában alacsony elfolyó nitrát-n koncentráció érhető el. Ennek értékét azonban erősen korlátozza a belső szennyvíz-recirkuláció, ami jellemzően a befolyó térfogatáram 1-4-szerese. A denitrifikáció, illetve a rendszer elfonalasodását megakadályozó pozitív bakteriális szelekció az anoxikus tér tagolásával növelhető. 18

21 4. ábra. A módosított Ludzak-Ettinger (MLE) folyamat. A nitrogén-eltávolítás további hatékonyságnövelését a Bardenpho típusú (lásd 5. ábra) rendszer egy másodlagos anoxikus reaktor valamint egy ezt követő kis levegőztetett tér beépítésével valósítja meg (Barnard, 1976). A másodlagos anoxikus tér feladata, hogy az aerob tér elfolyójában lévő nitrátot endogén metabolizmussal eltávolítsa, szinte teljes nitrogén-eltávolítást biztosítva. Az utóülepítőt megelőző, levegőztetett tér feladata a keletkezett nitrogén-gáz kihajtása a szennyvízből, valamint oxigénnel való ellátása. A túlzott sejtpusztulást megelőzendő a tartózkodási idő ebben a reaktorban minimális (½ óra), ezáltal kizárható, hogy további nitrogén és egyéb anyagok jussanak az elfolyóba. Az első anoxikus és aerob tér nagysága megegyezik az MLE rendszerekével, csakúgy, mint a belső szennyvízrecirkuláció nagysága (Grady et al., 1999). 5. ábra. Négylépcsős Bardenpho folyamat. 19

22 A fentiekben ismertetett két rendszer mellett az eleveniszapos szennyvíztisztításban még számos további, nitrogén-eltávolítást célzó technológia létezik - oxidációs árok, csepegtető test, kötött ágyas rendszerek stb. -, melyek a biomassza egy teljesen új felhasználási lehetőségeit jelentik. Azonban alapvető működési elvüket tekintve vagy nem különböznek vagy távol esnek e dolgozat témájától, ezért doktori értekezésem nem terjed ki ezek elemzésére Az anoxikus bioreaktorok üzemeltetési kontrolja Marten és Daigger (1997) szerint az eleveniszapos rendszerekben kialakított kezdeti denitrifikációs terek, ún. anoxikus szelektorok hatékonyságnövelése az anoxikus iszapkor (RT AX ) és a rátáplálási arány (Food:Microorganism) adott hőmérsékleten való optimális megválasztásával érhető el. Úgy találták, hogy 18 C fok felett a rátáplálási arányt kg BOI kg -1 MLnap -1, míg ez alatt kg BOI kg -1 MLnap -1 (ML Mixed Liquor uspended olids) értékre beállítva biztosítható a biomassza megfelelő ülepedési tulajdonsága. Az iszapkor megválasztásánál mindenekelőtt szükséges figyelembe venni egy felső határt, RT=12 nap, ami felett nem biztonságos az üzemeltetés 18 C fok alatti hőfokokon. A vonatkozó kísérletben továbbá az anoxikus szelektorok megfelelő működtetéséhez a rátáplálási aránynál lényegesen megbízhatóbb paraméternek bizonyult az anoxikus térfogat és teljes rendszertérfogat nagyságának arányában az iszapkorból számolt anoxikus iszapkor, RT AX. Ennek értékét 18 C fok felett 1.0 napnál nagyobbra, míg ez alatt 1.4 napnál magasabbra kellett állítani a megfelelő üzemeltetéshez. Az RT AX megfelelően magas értéken tartása elengedhetetlen az un. túltáplálás elkerülése céljából. A szelektor túltáplálása, illetve nem megfelelő iszapkor alkalmazása a biomassza elfonalasodását vonhatja maga után. A rátáplálás során okozott szubsztrát többlet az elérhető szénforrás aerob térbe történő átmosódását (bleed-through), és ott alacsony szubsztrát koncentrációknál való fogyasztását eredményezi, ami pedig végső soron a fonalas mikroorganizmusnak kinetikai előnyt biztosít a növekedéshez. Az eleveniszapos szennyvíztisztító rendszerek esetén az anoxikus terekben lejátszódó viszonylag lassú denitrifikációs folyamatokra a felületi oxigénbeoldódás okozta negatív hatást 20

23 először Chudoba (1991) ismerte fel. A beoldódó oxigén, a szelektorok kinetikai viselkedését befolyásolja, ami pótszénforrás adagolását teszi szükségessé. Megállapította, hogy egy három részre tagolt anoxikus szelektor utolsó reaktorában a már lassú, endogén légzés, illetve a folyadékfelszínen történő beoldódás sebessége azonos nagyságrendbe esik, így a gátló hatás nagysága is lényegesen nagyobb lesz A denitrifikációs kinetika vizsgálatára alkalmazott korábbi eljárások és rendszerek A takarékos vízfelhasználás, valamint a hosszú csatornarendszerek kiépítése a tisztítótelepre érkező szennyvíz a szerves- és szervetlen nitrogén tartalomhoz viszonyított alacsony biodegradálható szervesanyag koncentrációját eredményezhetik. Ennek következtében a tisztíthatóság hatásfoka hagyományos telepek esetében jelentősen romlik. Ezért különös fontosságú az ilyen bioreaktorok megfelelő konfigurációja, illetve az egyéb zavaró tényezők költséghatékony kiszűrése. Ilyen zavaró körülményt jelent az anoxikus terekbe történő ellenőrizetlen oxigénbeoldódás is, ami a nitrogéneltávolítás denitrifikációs folyamatait gátolja. Az oldott oxigén nitrogéneltávolításra gyakorolt inhibíciós hatását több alkalommal vizsgálták eleveniszap felhasználásával (Lie & Welander, 1994; chulthess v. et al., 1995; chulthess v. & Gujer, 1996; Wild et al., 1995; Wicht, 1996; Kornaros & Lyberatos, 1998; Koch et al., 1999; Zhao et al., 1999; Martienssen & chöps, 1999; Oh & ilverstein, 1999). A laboratóriumi vizsgálatokhoz általában egy zárt légterű, szakaszosan táplált bioreaktort használtak. A biomassza vagy tiszta kultúra volt, vagy eleveniszapos szennyvíztisztítóból származott. Ennek koncentrációja általában nem haladta meg a 2-3 gmlvl -1 -t. A szerves elektrondonor a rendszerben minden esetben többletben volt, kizárva a folyamatok szubsztrátlimitációját. A terminális elektron-akceptorként szolgáló nitrátot és nitritet általában KNO 3,2 formában adták hozzá a rendszerekhez. Az oxigént egy inert vivőgázzal keverve juttatták az elegybe. A vivőgázként általában nitrogént, argont vagy héliumot használtak. A gázkeveréket egy adott térfogatárammal áramoltattak át a folyadékfázison. Ennek eredményeképpen, nem limitált növekedés esetén az elegyben kvázi állandó oxigénkoncentráció volt tartható. 21

24 Összefoglalóan azonban elmondható, hogy ez a módszer nem nyújt elegendő információt, amennyiben az oldott oxigén szerepét folytonos rendszerek anoxikus tereiben vizsgáljuk. Ennek oka az, hogy különböző befolyó szubsztrát-koncentrációk esetén egy adott reaktorelrendezést és keverési intenzitást feltételezve, nagyon eltérő oldott oxigénkoncentrációk alakulhatnak ki az egyes reaktorokban, ami rávilágít az eleveniszapos rendszerek anoxikus tereibe ellenőrizetlenül beoldódó oxigén N-eltávolítási hatásfokra gyakorolt lényegesen összetettebb szerepére. Az oxigén-koncentráció mérésére általában oxigénelektródot vagy polarográfiás módszert használtak. Azonban indirekt módszerként a redox-potenciál (ORP) nyomon követése is széles körben elterjedt technika azoknál a méréseknél, ahol nagyon kis oxigénkoncentrációváltozások történnek. A gáz és folyadék fázis közötti oxigén tömegátviteli tényező, K L a becsléséhez a dinamikus kiszellőztetési (dynamic gassing-out) módszert alkalmazták legtöbbször a korábbi kísérletekben (Van t Riet, 1979). Az eljárás lényege az, hogy a biomassza-mentes közegből egy inert gázzal az oxigént kihajtják, ezt követően a levegőztetést újraindítva, felveszik az oxigén-koncentráció profilt. Az oxigén-koncentráció változás természetes alapú logaritmusát ábrázolva az idő függvényében - a (8) összefüggést felhasználva a görbe meredeksége alapján számítható a transzfer-koefficiens értéke. * * ln( c0 c0 ( t)) = K La t + ln( c0 c0 ( t0 )) (8) 2.4. A kinetikai optimalizáció matematikai megközelítése Folytonos betáplálású és elvételű, biomassza szeparátorral felszerelt, egyszerű kevert bioreaktorban az aktív biomassza növekedése egyedül a szubsztrát felhasználásnak tulajdonítható. Az aktív eleveniszap koncentráció az adott szubsztrátfogyáshoz tartozó anyagmérleg alapján számítható ki (Grady et al., 1999): F ( F F ) ( Y ) X V 0 0 FW e W e µ / B, = (9) F: a befolyó+recirkuláltatott eleveniszap térfogatárama 0 : a szubsztrát befolyóban mérhető koncentrációja F W : az iszapelvétel térfogatárama 22

25 e : a szubsztrát reaktorbeli koncentrációja (F - F W ): az elfolyó térfogatárama µ : a heterotróf mikroorganizmusok fajlagos növekedési sebessége Y : a hozam X B, : a reaktorbeli heterotróf biomassza koncentráció V: a reaktortérfogat A biomassza-szeparátor feladata az, hogy az eleveniszap reaktorbeli tartózkodási idejét megnövelje az oldott anyagokhoz képest. Ezért szükséges a lebegőanyagokra meghatározni egy második tartózkodási időt, az un. iszapkort (Θ c vagy RT olids Retention Time). Definíció szerint ennek értékét a (10) összefüggés adja meg, amennyiben elhanyagolhatónak tekintjük az elfolyóban távozó biomassza mennyiségét: Θ C = X F B, w X V w (10) Adott tisztítási hatásfoknak megfelelő biomassza-elvételt feltételezve, az iszapkor értéke eleveniszapos rendszerekben a X B, V, biomassza mennyiségtől függ. Ennek meghatározásához curas et al, 2001 szerint a fajlagos szubsztrát-eltávolítási sebességet, q (11) összefüggéssel lehet felírni: ( X B, V ) 1 = F ( ) 0 e qe (11) A (11) összefüggés alapján elkészített 6. ábrán megfigyelhető, hogy amennyiben a fajlagos szubsztrát-eltávolítási sebesség reciprokát, (1/q ) ábrázoljuk a szubsztrát-koncentráció, függvényében, úgy az elérendő szubsztrát-eltávolítás és az ehhez tartozó reciprok fajlagoseltávolítási sebesség által kijelölt négyszög területe adja X V ( B, ) F értékét, ahol ( X, V ) az adott tisztítási hatékonysághoz szükséges biomassza mennyisége. A 6. ábrán szembetűnő, hogy ennek értékét és ezáltal a fenntartandó iszapkor nagyságát ill. adott reaktorbeli biomassza koncentráció esetén a műtárgy térfogatát a bioreaktor-kialakítás jelentősen befolyásolhatja. B 23

26 6. ábra. A reciprok fajlagos szubsztrát-eltávolítási sebességek és az adott tisztítási hatékonyság eléréséhez szükséges biomassza mennyiség kapcsolatának bemutatása azonos kinetikai feltételek mellett (a) folytonos kevert tartályreaktorban, FKTR (b) sorba kötött reaktorokban, KR (c) csőreaktorban, CR. 24

27 3. A KUTATÁ CÉLJA A biológiai nitrogéneltávolítás, mint az eleveniszapos szennyvíztisztítás egyik legfontosabb lépése lehetővé teszi, hogy a befogadó vízterek N-terhelését minimálisra csökkentsük. Az eleveniszapos szennyvíztisztítás során ez két lépésben valósítható meg: az ammónia autotrof mikroorganizmusok által történő oxidációja nitritté és nitráttá, melyeket az anoxikus térbe recirkuláltatva heterotróf baktériumok több lépésben inert nitrogéngázzá redukálnak, ez pedig távozik a folyadékfázisból. A takarékos vízfogyasztás illetve a csatornarendszerek nagy távolságokból érkező szennyvizeinek összegyűjtése azonban a szennyvíz biológiai tisztíthatóságát komolyan megnehezíti. Ennek oka az, hogy a hosszú nyomott csatornaszakaszokban a szervesanyag nagy része lebomlik, amely egyébként az eleveniszapos tisztítás során, terminális elektrondonorként fontos szerepet játszik a heterotróf denitrifikációs folyamatokban. A szubsztrát hiány által okozott hatékonyságcsökkenés külső szénforrás adagolásával akadályozható meg, ami a tisztítás és végső soron a fogyasztók költségeit növeli, és ezáltal a vízfogyasztás további csökkenését eredményezheti. A probléma ilyen formában történő elmélyülését elkerülendő, a nitrogén eltávolítást végző eleveniszapos rendszerek anoxikus tereinek optimalizációja jelenthet költség hatékony megoldást. Kutatásaink fő célja így a denitrifikációs terekben lezajló folyamatok kinetikájának vizsgálata, a tervezés és üzemeltetés számára hasznos következmények feltárása volt, melynek során tevékenységünk az alábbi meghatározó tématerületeket érintette:! Egy olyan berendezés kifejlesztése, mellyel - az oxigén kizárása mellett az anoxikus és anaerob folyamatok vizsgálhatók.! Az oxigén gátló szerepének vizsgálata az anoxikus terekben lejátszódó denitrifikációs folyamatokra.! Matematikai modell kifejlesztése a folyadékfelszínen beoldódó oxigén denitrifikációs kinetikára gyakorolt hatásainak nyomon követésére. 25

28 ! A különböző üzemeltetési paraméterek hatásainak matematikai szimulálása a nyitott anoxikus reaktorok üzemének optimálása érdekében.! Folytonos üzemű modellkísérlet elvégzése a beoldódó oxigén hatásainak vizsgálatára. 26

29 3. A ZERO EAD-PACE REAKTOR ALKALMAZÁA ÖZEAONLÍTÓ KÍÉRLETEKBEN 3.1. A kísérleti berendezés A denitrifikációs folyamatok megfelelő vizsgálatához először is szükség volt egy megfelelő berendezés kifejlesztésére, mely képes a rendszert folyamatosan légmentesen lezárva tartani, akár mintavételezés közben is. Az újonnan kifejlesztett (Jobbágy et al., 2000), úgynevezett Nulla-gázterű Reaktor (Zero ead-space Reactor) a 7. ábrán látható. Jól megfigyelhető szerkezeti tulajdonságai a dugattyúval lezárt folyadéktér, illetve a folyadékfelszín alatt található mintavevő csonk. Ennek a kialakításnak köszönhetően, a denitrifikációt gátló oxigén még olyan esetekben is teljességgel kizárható marad a rendszerből, amikor egyébként a mintavétel nyomán levegő szívódhatna be a rendszerbe. 7. ábra. Az anoxikus és anaerob folyamatok tanulmányozására kifejlesztett, ún. Nulla-gázterű reaktor. A kifejlesztett berendezéssel végzett, összesen hat szakaszos a dolgozatban nem teljes terjedelemben ismertetett összehasonlító kísérlet során további két párhuzamos, eltérő kialakítású reaktort is működtettünk egyidejűleg. Ezek közül egyet a folyadékfelszínen lebegő fedéllel történő lefedéssel, illetve egyet fedetlenül üzemeltettünk. Így összehasonlítást nyerhettünk a különböző mértékű felületi oxigénbeoldódás kinetikai hatásaira. 27

30 A kísérletindításkor mindhárom reaktorban egy eleveniszapos szennyvíztisztító telepről származó biomasszát a befolyó, szűrt szennyvízzel elegyítettük, a megfelelő nitrátkoncentrációt KNO 3 oldat adagolásával állítottuk be. A vizsgálatok körülményei a háromféle reaktorkialakítást kivéve mindenben megegyeztek A felületi oxigén-beoldódás hatása a nitrát-eltávolítási sebességre A vizsgálataink során kapott eredmények összhangban voltak kezdeti feltételezésünkkel, miszerint az ellenőrizetlenül beoldódó oxigén szignifikáns eltéréseket okozhat a denitrifikációs folyamatok sztöchiometriai és kinetikai paramétereinek becslése során. A hatást jól szemlélteti a 8. ábrán bemutatott két kísérlet eredménye. 8. ábra. Két kísérlet során mért, jellemző nitrát-fogyasztási görbék. 28

31 Feltételezhető, hogy a kezdeti gyors eltávolítási sebesség a könnyen biodegradálható szerves összetevők lebontásának eredménye, míg a viszonylag lassú fázist kezdetben a nehezen biodegradálható anyagok felvétele, majd az endogén szubsztrátfogyasztás okozza. Az eredmények részletes tanulmányozása nyomán megállapítható, hogy a beoldódó oxigén gátló hatása lényegesen nagyobb volt azokban a periódusokban, amikor a nehezen lebontható szubsztrátok, illetve az endogén metabolízis miatt a rendszerben mérhető denitrifikációs sebesség viszonylag alacsonynak mutatkozott Az oxigén gátló hatásának függése a denitrifikációs sebességtől A hat kísérlet során kapott eredményeket a 9. ábrán foglaltuk össze. Az abszcisszán a nullagázterű reaktorban mért fajlagos denitrifikációs sebességeket, míg az ordinátán az adott nitrátkoncentrációhoz tartozó, a fedetlen és a fedett reaktorokban mért fajlagos denitrifikációs sebességek hányadosát (a gátlást) ábrázoltuk. 9. ábra. Az anoxikus reaktorokba beoldódó oxigén hatása a denitrifikációs folyamatokra. 29

32 A 9. ábrán egyértelműen kimutatható, hogy a beoldódó oxigén nitrogén-eltávolításra gyakorolt gátló hatásának nagysága a nitrát-felhasználási sebesség csökkenésével jelentősen növekvő tendenciát mutat. A mérések alapján megállapítást nyert, hogy a denitrifikációs folyamatok vizsgálatakor komoly eltéréseket okoz az anoxikus terekbe történő ellenőrizetlen oxigénbeoldódás. Másrészt az eredmények arra engedtek következtetni, hogy amennyiben a biodegradálható szervesanyag tartalom korlátozott az ipari méretekben megvalósított eleveniszapos szennyvíztisztítás során úgy vélhetően további, reaktorkialakítást célzó optimalizációs lépések is szükségessé válhatnak az anoxikus terekben lejátszódó denitrifikációs folyamatok sebességének maximalizálásához. Vizsgálataink rámutattak arra, hogy az anoxikusan üzemeltetett bioreaktorokban, a folyadékfelszínen beoldódó oxigén bizonyos körülmények között jelentősen gátolhatja a nitrogén-eltávolítást. Az okok tanulmányozására egy nyitott reaktort üzemeltettünk a fentiekkel gyakorlatilag megegyező feltételekkel. A különbség annyi volt, hogy a szerves szubsztrátot az endogén körülmények mellett üzemelő, fedetlen felszínű anoxikus reaktorba injektáltuk. A kísérlet során mért oldott oxigén koncentrációprofil a 10. ábrán látható. 10. ábra. Az oldott oxigén koncentráció változása a nyitott anoxikus reaktorban. 30

33 A kezdeti fázisban a biomasszához nitrátot adagoltunk, így a redukcióhoz csak endogén szubsztrát forrás szolgált elektron-donorként, mind az anoxikus, mind az aerob növekedéshez. Ennek eredményeként a külső szubsztrát hiánya mellett magas oldott oxigén koncentráció alakulhatott ki a kezdeti szakaszban. A kis mennyiségű, külső szubsztrát reaktorba történő injektálása nyomán, azonnal gyors lebontás indult meg, ami a bioreaktorban mérhető oldott oxigénszint drasztikus csökkenését eredményezte. Ez az alacsony koncentráció mindaddig megmaradt, amíg a szerves szubsztrát nem vált ismét limitálóvá. Ezt követően az oxigénkoncentráció meredeken emelkedni kezdett mindaddig, amíg el nem érte az állandósuló endogén eltávolítási sebesség mellett kialakuló egyensúlyi szintet. A kísérlet alapján megerősítést nyert az a feltételezésünk, hogy az oxigén közel állandó beoldódási sebessége és a különböző oxigén-felhasználási sebességek mellett kialakuló, eltérő oxigénszintek felelősek azért a dinamikus hatásért, melynek eredményeképpen a rendszerben lezajló denitrifikációs folyamatok gátlása nem állandó. 31

34 4. A KIDOLGOZOTT MATEMATIKAI MODELL 4.1. A folyamatok matematikai leírása A fentiekben ismertetett eredmények egyértelműen rámutattak arra, hogy az oldott oxigén anoxikus feltételek melletti jelenlétének és hatásainak leírására az általános gyakorlatnak megfelelően elvégzett vizsgálatok és matematikai megfogalmazások (Wild et al., 1995; Kornaros & Lyberatos, 1998; Oh & ilverstein, 1999) nem adnak teljes körű választ. A további kutatások elsődleges célja ezért, a lejátszódó biológiai folyamatok matematikai leírása volt, egy szimulációs modell keretében, melynek megbízhatóságát alkalmazhatósági kísérleteken keresztül igazoltuk. Így lehetőség nyílt a felületi oxigén-beoldódás valamint a heterotróf mikroorganizmusok aerob és anoxikus növekedésének együttes tanulmányozására. A kifejlesztett modell legfontosabb feladata az anoxikus terekben lejátszódó denitrifikációs és aerob folyamatok leírása volt, melyben az egyedüli oxigénforrást a folyadékfelszínen beoldódó oxigén jelentette. Az 1. Táblázatban feltüntetett folyamatok alapján a szerves szubsztrát felhasználása mind aerob, mind anoxikus úton lehetséges. A modellben felhasznált paraméter értékek a fejezetben található 2. Táblázatban találhatóak. A különböző biológiai folyamatok matematikai leírására a korábbi kutatások (Wild et al., 1995; Kornaros & Lyberatos, 1998) eredményei szolgáltak alapul. Wild et al. (1995) modellje számba vette a nitrát, nitrit és dinitrogén-oxid redukcióját, azonban nem számolt a szerves szubsztrát aerob úton történő felvételével, mivel a szénforrást fölöslegben adagolták a rendszerbe. Ezzel szemben Kornaros & Lyberatos (1998) a nitrát és nitrit redukciója mellett az aerob növekedést is szimulálta. Mindkét modell figyelembe vette az oxigén gátló hatását, de nem írta le a beoldódást, hanem az oldott oxigén szintet egy adott értéknek tekintette, amit kísérletileg állítottak be. Az általunk kidolgozott, dinamikus modellben a denitrifikációs folyamatokat a nitrát, nitrit és dinitrogén-oxid redukciójára felírt kinetikai egyenletek jelentették. A könnyen biodegradálható szubsztrátok koncentrációjának anoxikus alakulását a nyitott, nem levegőztetett reaktorban lejátszódó aerob szubsztrátfelvétel valamint - az AM 1 modellnek 32

35 (enze et al., 1987) megfelelően - a nehezen biodegradálható illetve endogén szervesanyagok hidrolízise egészítette ki. Ez utóbbi folyamat figyelembe vétele különösen fontosnak mutatkozott, hiszen a korábbi kísérletektől eltérően méréseink során választ kívántunk kapni a szubsztrát-hiányos eltávolítás mellett kialakuló körülményekre is. Az oldott oxigén koncentráció változását a nyitott reaktorban, a folyadékfelszínen keresztül történő anyagtranszport és az aerob növekedés folyamatainak eredményeként számoltuk. Az oxigén tömegátviteli tényezőjét (K L a UR ) a nyitott, csupán kevertetett bioreaktorban, szűrt szennyvizet felhasználva, 20 C-on az úgynevezett dinamikus fellevegőztetés -t (Van t Riet, 1979) alkalmazva mértük. A folyadékfelszínen ily módon beoldódó oxigén tömegátviteli tényezőjére (K L a UR ) jellemzően h -1 értékeket kaptunk. A tömegátviteli tényező hőmérsékletfüggését es Arrhenius-koefficienssel vettük figyelembe szimulációink során (Makinia & Wells, 2000). Az oxigén különböző hőmérsékleten kialakuló telítési koncentrációját az alábbi összefüggés alapján közelítettük: 3 2 ( T T ) β * O 2 T = 65 (12) A (21) összefüggéssel a desztillált vízre számított értékek β=0.95 faktorral való korrekciója alapján számoltuk a telítési oxigén-koncentrációt szűrt szennyvízre (tenstrom & Gilbert, 1981). A matematikai modellezéshez a WINPP software-t (Ermentrout, 2002) használtuk fel, ami felhasználóbarát felületével ideális eszköznek bizonyult a kalibrációs, illetve szimulációs vizsgálatokhoz. A számításokat Cvode-féle, nem-diszkrét integrálási módszert alkalmazva végeztük el. A modell paraméter identifikációját iteratív úton, a kezdeti koncentrációk és a µ, K L a UR, Y /X, és b legjobban illeszkedő értékeinek behelyettesítése mellett, a nitrát-, nitrit- és oxigén-koncentrációk mért és a szimulációk során számolt értékei közti különbség minimalizálásával végeztük el. A 4.2. fejezetben ismertetett eredmények azonban rámutatnak arra, hogy a modell kalibrációja korlátozott, mivel az alkalmazott (fél)telítési állandók becslése bizonytalan. 33

36 1. Táblázat Komponens i j Folyamat X X O NO3 NO2 N2O P N2 Folyamat sebessége, r i, ML -3 T -1 1 eterotrófok aerob növekedése 1 1 Y 1 Y Y µ O max, K + K + O 2 2 O 2 X 2 eterotrófok anoxikus növekedése - - (NO 3 NO 2 ) 3 eterotrófok anoxikus növekedése - (NO 2 N2 O) 4 eterotrófok anoxikus növekedése (N2O N 2 ) 5 eterotrófokok sejtpusztulása és lízise 6 A nehezen biodegradálható szervesanyag hidrolízise 7 Az O 2 folyadék felszínen történő tömegátvitel Y 1 Y 1 Y Y Y Y Y Y Y Y fD -1 b X Y Y Y X K -1 1 k O 2 O NO + η 2 3 X Y Y µ K µ K K max, I O I O K 2,2 max, X K 2,3 X η I O I O g 2,2 + η g 2,3 + µ K I O K O K O 2 2 max, K 2,4 + X I O + X η g 2,4 + K O 2 K K NO NO + X 3 2 NO + NO K NO NO N O K K N 2 + I NO I NO O K 2,2 K N 2,3 2 I NO I NO O + + 2,2 2,3 X h + K + K + K + O 2 O 2 O 2 O 2 NO 3 NO 3 X ( ) K * L a UR O2 O 1. Táblázat. A kidolgozott modell sztöchiometriai mátrixa és a folyamatok sebességi egyenletei (Magyarázat: M tömeg; L hossz; T idő). 2 NO NO

37 4.2. Az alkalmazhatóság kísérleti tanulmányozása A kísérlet leírása A beoldódó oxigén denitrifikációs kinetikára gyakorolt gátló hatásainak vizsgálatára, továbbá a kifejlesztett matematikai modell felhasználhatóságának ellenőrzésére összehasonlító laboratóriumi kísérleteket végeztünk. Ezekhez különböző típusú szennyvizeket használtunk fel, különböző kezdeti szervesanyag tartalom (KOI - kémiai oxigénigény):no 3,2 N arányokat beállítva. asonlóan a korábbi kísérletekhez, a Nulla-gázterű Reaktor mellett egy nyitott folyadékfelszínű reaktort is üzemeltettünk. Az egyetlen oxigénforrást itt ugyancsak a folyadékfelszínen beoldódó oxigén jelentette. A beoldódás intenzitását a keverés sebességével, illetve a folyadékoszlop magasságával állítottuk be a K L a UR -t 0.2 h -1 -es értékre. Az első esetben szintetikus, peptont az eltávolítandó nitráthoz képest fölöslegben tartalmazó modell szennyvizet (60 mgl -1 N 4 NO 3, 21 mgl -1 NaCl, 10 mgl -1 MgCl O, 12 mgl -1 CaCl 2 és 28 mgl -1 Na 2 PO 4 ) alkalmaztunk, míg a második kísérlet során előülepített kommunális szennyvizet használtunk fel, szubsztrát limittel A kísérleti eredmények értékelése Az oxidált nitrogénformák fogyása és az oldott oxigén szint alakulása A mérési eredmények, illetve a modellel számolt szimulációs adatok a ábrán láthatók. Az első esetben a szerves szubsztrát fölöslegben volt jelen, így a nitrátkoncentrációkban gyakorlatilag nem volt számottevő eltérés. A viszonylag kis különbség a nitrit-koncentrációk esetén is csak a végső, lassabb redukciós szakaszban mutatkozott, amikor már nitrát nem volt jelen (lásd 11. ábra). 35

38 11. ábra. A nitrát- és nitrit-koncentrációk mért és számított értékei a zárt és nyitott bioreaktorokban többlet szubsztrát felhasználásával. A modell legjobb illeszkedése Y =0.5 mg mg -1, µ =0.2 h -1, MLV 0,nyitott =1 200 mgkoil -1, MLV 0,zárt =1 400 mgkoil -1, Kla UR =0.22 h -1 paraméter értékek mellett. A második kísérlet során ugyancsak kis eltérések voltak kimutathatók a viszonylag gyors, kezdeti szakaszban, míg az endogén fázisban a beoldódó oxigén már számottevő gátlást gyakorolt a nyitott reaktorban lejátszódó nitrát-redukciós folyamatokra. Mindemellett, a nitritkoncentrációkban gyakorlatilag nem volt különbség (lásd 12. ábra). 36

39 12. ábra. A nitrát- és nitrit-koncentrációk mért és számított értékei a zárt és nyitott bioreaktorokban előülepített szennyvíz felhasználásával. A modell legjobb illeszkedése Y =0.76 mgmg -1, µ =0.125 h -1, MLV 0,nyitott =930 mgkoil -1, MLV 0,zárt =990 mgkoil -1, Kla UR =0.22 h -1 paraméter értékek mellett. A fentiekben ismertetett kísérleti megfigyelések a ábrákon látható oxigén profilokkal magyarázhatók. Mindkét esetben a gyors redukciós sebességek mellett kialakuló alacsony oxigén-koncentráció kis mértékű kinetikai inhibíciót eredményezett. Ezzel szemben a jól biodegradálható szubsztrát elfogyásával az oxigén-koncentráció meredeken emelkedett, és viszonylag magas értéken stabilizálódott, amennyiben endogén metabolízis útján történt a redukció. Erre mutat az első kísérlet 80. perce, illetve a második kísérlet 100. perce körül tapasztalt koncentráció-ugrás. 37

40 13. ábra. Az oldott oxigén-koncentrációk mért és számított értékei a nyitott reaktorban szubsztrát felesleg mellett. 14. ábra. Az oldott oxigén-koncentrációk mért és számított értékei a nyitott reaktorban szubsztrát hiányos szennyvíz felhasználásával. 38

41 A denitrifikációs sebességek elemzése A 2.4. fejezetben ismertetett eljárást az alábbi megfontolások alapján alakíthatjuk át a denitrifikációs folyamatok kinetikai optimalizációjának megvalósításához. Definíció szerint az anoxikus tér és a teljes bioreaktor térfogat arányában számított, un. anoxikus iszapkor értékeit a (13) egyenlet szerint határozhatjuk meg: Θ Ax = X B, F w V X w Ax (13) Amennyiben anoxikus bioreaktort üzemeltetünk, úgy a denitrifikációs folyamatok szubsztrátfogyását a nitrát-redukció kémiai oxigénigény ekvivalensével vehetjük figyelembe. Ennek értéke 2.86 gkoign -1, melyet behelyettesítve a (11) összefüggésbe és q N rn X B, = értékét figyelembe véve kapjuk, hogy: ( X B, VAx ) X, = 2,86 F B ( ) N 0 Ne 2,86 rn Az egyszerűsítések elvégzése után jutunk a (15) összefüggéshez: (14) VAx 1 ( ) = N 0 Ne (15) F rn Ahol V Ax /F az anoxikus hidraulikai tartózkodási idővel, τ Αx egyenlő: V Ax τ = Ax F (16) A szakaszos kísérletben eltávolított nitrogén, koncentráció, ( N0 Ne )= N függvényében ábrázoltuk a reciprok denitrifikációs sebességet, 1/r N a 15. ábrán. A nitrogén-eltávolításra szolgáló bioreaktorok hatékonyságának összehasonlítását mind a kísérleti, mind a szimulációs eredményeink értékelése során ezzel a módszerrel végeztük, mivel az adott N értékhez 39

42 tartozó (1/r N ) által kijelölt négyszög területének nagysága maga az anoxikus hidraulikai tartózkodási idő. 15. ábra. A reciprok denitrifikációs sebességek és a kívánt tisztítási hatékonyság eléréséhez szükséges anoxikus hidraulikai tartózkodási idő kapcsolatának bemutatása azonos kinetikai feltételek mellett (a) folytonos üzemű, kevert tartályreaktorban, FKTR (b) sorba kötött reaktorokban, KR (c) csőreaktorban, CR. Adott térfogatáramot és biomassza-koncentrációt feltételezve ez a τ Αx érték arányos az anoxikus iszapkorral. Ennek bemutatásához a (9) egyenletet át kell rendeznünk: X B ( ) Y 0 e, = (17) µ τ Másrészt, a biomasszára vonatkozó anyagmérlegből, itt nem ismertetett módon (Grady et al., 1999) a fajlagos növekedési sebességre levezethető, hogy µ = 1 + b (18) Θ C ahol a b a sejtpusztulás sebességi állandója. A (18) egyenletet a (17) egyenletbe behelyettesítve jutunk el a (19) összefüggéshez: 40

43 X B ( ) Y 0 e, τ = (19) 1 + b ΘC Az összefüggést a nitrogén-eltávolítást végző bioreaktorra felírva, behelyettesítve a NO 3,2 N koncentrációkat, N kapjuk, hogy: X 2.86 Y ( N 0 Ne ), τ = (20) B Ax 1 Y 1 Θ AX + b A (20) összefüggés rámutat, hogy egy adott anoxikus reaktorkonfigurációnál (lásd 15. ábra) adott iszapkort alkalmazva folytonos rendszerek esetén a biomassza mennyisége, X B, τ Ax állandó érték, és arányos az adott iszapkorhoz tartozó elfolyó szubsztrátkoncentrációval. Amennyiben tehát szakaszos kísérletben közel állandó biomassza-koncentráció mellett határozzuk meg egy adott nitrogén-eltávolításhoz és reaktorkonfigurációhoz tartozó anoxikus iszapkort, úgy a hidraulikai tartózkodási időből számíthatjuk ennek értékét a (20) összefüggés más formában felírt egyenlete alapján: τ AX ( ) 1 Y X ( 1+ Θ b ) N 0 Ax Ne = Θ 2.86 Y B, 1 AX (21) Az oldott oxigén-koncentráció által okozott gátlás mértéke jól megfigyelhető a 16a. ábrán bemutatott, az adott nitrát-eltávolításhoz a nyitott és zárt reaktorokban mért denitrifikációs sebességek hányadosain keresztül. Jól látható, hogy a kezdeti, nem limitált szakaszban külső szubsztrát felhasználásával a denitrifikációs sebesség a nyitott rendszerben a nulla-gázterű reaktorhoz képest, 80% körül alakult, míg az endogén fázisban 40-45%-ra esett vissza. 41

44 16. ábra. A beoldódó oxigén gátlása a relatív (a) és a reciprok (b) denitrifikációs sebességekre az eltávolított NO 3,2 N koncentráció függvényében, a szerves szubsztrát limitáló mennyisége mellett. A 16b. ábrán a két rendszerben mérhető nitrát-nitrit-nitrogén eltávolításhoz tartozó reciprok denitrifikációs sebességeket ábrázoltuk. Amint azt a 2.4. fejezetben levezettük, az ábrázolásmód fontossága abban rejlik, hogy a görbe egy adott N-eltávolításhoz tartozó integrálértéke arányos az ehhez szükséges anoxikus iszapkorral (RT). Általánosan megfogalmazva, az alacsony reciprok denitrifikációs értékeknél kis mennyiségű biomassza, illetve adott biomassza koncentráció esetén kis reaktortérfogat szükséges (curas et al., 2001) egy adott nagyságú nitrogén-eltávolításhoz valamint ezek értéke arányosan nő a növekvő reciprok sebességekkel. 42

45 A 16. ábrán továbbá megfigyelhető a külső szubsztráttal elfogyasztott NO 3,2 N értékek közötti különbség is, melynek nagysága a nyitott reaktorban, a külső oxigén felhasználásával eltávolított többlet szénforrás mennyiségére utal. A kifejlesztett matematikai modell által kapott értékek láthatóan jó összhangban voltak a kísérleti eredményekkel. A 2. Táblázat a szimulációk során használt, legjobban illeszkedő paraméter értékeket tartalmazza. Összehasonlításképpen ugyancsak feltüntettük a korábbi modellek (Wild et al., 1995; Kornaros & Lyberatos, 1998) által alkalmazott adatokat is A szimulációs vizsgálatok A vizsgálatokhoz felhasznált paraméterértékek kiválasztása Az alkalmazhatósági kísérletek illetve az elvégzett szimulációk eredményei alátámasztották a kifejlesztett modell alkalmazhatóságát. A további vizsgálatok fő célja a különböző üzemeltetési paraméterek beoldódó oxigénre, illetve ezen keresztül a nitrogén-eltávolításra gyakorolt hatásainak tanulmányozása volt szimulációs számításokkal. Vizsgálataink során a könnyen biodegradálható szubsztrát-koncentráció, a biomasszakoncentráció, a különböző intenzitású felületi oxigén-beoldódás illetve a hőmérséklet hatását tanulmányoztuk. zámításainkat a 2. Táblázatban megadott paraméterek felhasználásával, illetve Y =0.76 és µ =0.125 h -1 értékek behelyettesítése mellett, 20 C-on végeztük. Láthatóan a kifejlesztett modell sok tekintetben figyelembe vette a korábbi paraméter értékekre vonatkozó eredményeket, illetve kiegészítette azokat az általunk vizsgált körülmények pontos leírásához szükséges folyamatokhoz használt paraméterek kalibrációjával. 43

46 Paraméter Definíció Értékek Wild et al Kornaros et al Model µ eterotrófok maximális fajlagos növekedési sebessége, max, [h -1 ] (1.029) K, féltelítési állandó mgl-1, [KOI] K O2 O2 féltelítési állandó az 1 folyamatban, [mgo 2 l -1 ] I K NO2 - inhibíciós állandó az 1 folyamatban, NO2, 1 [mgnl -1 ] K NO3 féltelítési állandó a 2 folyamatban, NO3 [mgnl -1 ] I K O2 inhibíciós állandó a 2 folyamatban, O 2, 2 [mgo 2 l -1 ] I K NO2 inhibíciós állandó a 2 folyamatban, NO2, 2 [mgnl -1 ] K NO2 féltelítési állandó a 3 folyamatban, NO2 [mgnl -1 ] I K O2 inhibíciós állandó a 3 folyamatban, O 2, 3 [mg O 2 l -1 ] I K NO2 inhibíciós állandó a 3 folyamatban, NO2, 3 [mgnl -1 ] K N2O féltelítési állandó a 4 folyamatban, N 2O,4 [mgnl -1 ] I K O2 inhibíciós állandó a 4 folyamatban, O 2, 4 [mgo 2 l -1 ] f d Az aktív biomassza sejttörmelékhez való hozzájárulása, [mg sejttörmelék KOI / mg biomassza KOI] b A heterotrófok sejtpusztulási állandója, 0.02 k h η g η h K x [h -1 ] - - (1.029) idrolízis sebességi állandó, 0.32 [h -1 ] - - (1.05) Az anoxikus növekedés redukciós faktor, dimenziómentes Anoxikus hidrolízis faktor, dimenziómentes A lassan biodegradálható szubsztrát féltelítési állandó, [mg KOI / mg biomassza KOI] Táblázat. A korábbi tanulmányokban és az általunk használt kinetikai paraméterértékek 20 C-on. (A hőmérsékletfüggést figyelembe vevő Arrhenius koefficiensek zárójelben.) Az egyes üzemeltetési paraméterek hatásának vizsgálata A fenti paraméterek felhasználásával számolt szimulációs értékek a ábrán láthatók. Az eredmények bemutatása minden esetben a kapott oxigén-koncentráció illetve - a 16b. ábra analógiájára a reciprok eltávolítási sebességek ábrázolásával történt. Ily módon szemléltettük az oldott oxigén-koncentráció reciprok denitrifikációs sebességekre, végső soron az adott N-eltávolításhoz szükséges biomassza mennyiségre gyakorolt hatását. 44

47 Az első esetben a kezdeti, elérhető szénforrás mennyiségének befolyását vizsgáltuk. Amint az a 17. ábrán megfigyelhető, a könnyen biodegradálható szervesanyag tartalom meghatározza a viszonylag gyors eltávolítás és alacsony oxigén-koncentráció mellett redukálható nitrát mennyiségét. 17. ábra. A könnyen biodegradálható szubsztrát-koncentráció hatása az oldott oxigénkoncentrációra, illetve a reciprok denitrifikációs sebességekre. (Kla UR =0.27 h -1, MLV 0 =1000 mgkoil -1, (NO 3 N) 0 =40 mgnl -1, (NO 2 N) 0 =0.6 mgnl -1 ). A második szimuláció során a különböző biomassza koncentrációk mellett tapasztalható N- eltávolítást vizsgáltuk. A 18. ábrán jól megfigyelhető a biomassza koncentráció szerepe alacsony szerves szubsztrát szint mellett üzemelő anoxikus reaktorokba beoldódó oxigén 45

48 gátló hatásának csökkentésében. Másrészt pedig egyfajta többlet szénforrásként is szolgál a rendszer számára, ami az endogén fázisban növekvő biomassza koncentráció mellett tapasztalható egyre csökkenő oxigén szinteket eredményez. 18. ábra. A biomassza-koncentráció hatása az oldott oxigén-koncentrációra, illetve a reciprok denitrifikációs sebességekre. (Kla UR =0.27 h -1,,0 =185 mgkoil -1, (NO 3 N) 0 =40 mgnl -1, (NO 2 N) 0 =0.6 mgnl -1 ). A harmadik szimuláció során az oxigén különböző intenzitású beoldódása mellett tapasztalható denitrifikációs hatásfokcsökkenést vizsgáltuk. Megállapítható, hogy az egyre alacsonyabb eltávolítási sebességek mellett üzemeltetett, nyitott anoxikus reaktorokba történő 46

49 ellenőrizetlen oxigén beoldódódás megelőzése egyre fontosabb szempont a bioreaktor konfiguráció optimalizálása során (lásd 19. ábra). 19. ábra. A felületi oxigén tömegátviteli tényező nagyságának hatása az oldott oxigénkoncentrációra, illetve a reciprok denitrifikációs sebességekre. (MLV 0 =1000 mgkoil -1,,0 =185 mgkoil -1, (NO 3 N) 0 =40 mgnl -1, (NO 2 N) 0 =0.6 mgnl -1 ). Végül, a negyedik szimuláció a hőmérséklet denitrifikációs folyamatokra gyakorolt hatását mutatja be a 20. ábrán. Megállapítható, hogy csökkenő hőmérsékletek mellett egy adott rendszerben a felületen beoldódó oxigénnek tulajdonítható denitrifikációs hatásfokcsökkenés 47

50 kritikussá válhat, amennyiben a szennyvíz fedetlen anoxikus bioreaktorba befolyó elérhető szénforrás tartalma korlátozott. 20. ábra. A hőmérséklet hatása az oldott oxigén-koncentrációra, illetve a reciprok denitrifikációs sebességekre. (Kla UR =0.27 h -1, MLV 0 =1000 mgkoil -1,,0 =185 mgkoil -1, (NO 3 N) 0 =40 mgnl -1, (NO 2 N) 0 =0.6 mgnl -1 ). A 21. ábra az anoxikus terek megfelelő reaktorkialakításának fontosságát mutatja be a tisztítandó szennyvíz, elérhető, könnyen biodegradálható szervesanyag tartalmának függvényében. Egy kívánt elfolyó nitrát-nitrit-nitrogén koncentrációhoz τ, reaktorbeli tartózkodási időt adott biomassza koncentráció (1 gl -1 ) mellett a reciprok eltávolítási 48

51 sebességek és a megfelelő koncentráció különbségek szorzataként adtuk meg (lásd curas et al., 2001; és a fejezetben tett megfontolások). A tagolt rendszereket a szimulációs számításaink során két, ideális méretű, sorba kötött reaktorral modelleztük. Ennek eredményeképpen az első zóna nagyságát a nem limitált, gyors denitrifikáció lehetősége maximalizálta. A második reaktorban csak endogén metabolízist feltételeztünk, így az elfolyó követelmények mellett ennek reciprok sebessége határozta meg a térrész nagyságát. 21. ábra. Az anoxikus bioreaktor tagolás és a lefedés hatása a kiépítendő bioreaktor nagyságára a kezdeti könnyen biodegradálható szubsztrát-koncentráció függvényében. Az eltávolítási követelmény minden esetben 35 mg Nl -1. (Kla UR =0.27 h -1, MLV 0 =1000 mgkoil -1, (NO 3 N) 0 =40 mgnl -1, (NO 2 N) 0 =0.6 mgnl -1 ) Az 21. ábra tanulsága szerint a reaktorkialakítás típusa elhanyagolhatóvá válik magas, befolyó szubsztrát-koncentrációk esetén. Az alacsony szubsztrát-ellátottságú tartományban azonban az anoxikus reaktorok folyadékfelszínének befedése jelentős hatékonyságnövelő megoldást jelentett. Ez a típusú optimalizáció ugyancsak meggátolhatja a folyadék hőveszteségét, elősegítve a magasabb hőmérsékleteken való eltávolítást. Amennyiben a 49

52 felvehető szervesanyag mennyisége a köztes tartományban van, az anoxikus terek megfelelő reaktortagolása szignifikáns hatékonyságnövelést tesz lehetővé. Ez meglévő, nem kielégítő eltávolítást megvalósító rendszerek esetén költséghatékony intenzifikálást illetve telepek létesítésekor jelentős reaktortér megtakarítást eredményezhet. 22. ábra. Az anoxikus bioreaktortagolás és lefedés hatása a kiépítendő bioreaktor nagyságára a kezdeti könnyen biodegradálható szubsztrát-koncentráció függvényében. Az eltávolítási követelmény minden esetben 35 mg Nl -1. (Kla UR =0.27 h -1, MLV 0 =4 000 mgkoil -1, (NO 3 N) 0 =40 mgnl -1, (NO 2 N) 0 =0.6 mgnl -1 ) Ugyancsak megfigyelhető volt, hogy a megfelelő reaktortagolás magasabb biomassszakoncentrációkat alkalmazva a legfontosabb költség hatékony optimalizációs megoldást jelenti, mind fedett, mind fedetlen esetben (lásd 22. ábra). A 4 gl -1 -es kezdeti biomassza koncentráció esetén ennek megfelelően az anoxikus terek lefedése még alacsony kezdeti szubsztrát koncentrációknál is csekély hatékonyság-növelési lehetőséget nyújt. Ennek oka az, hogy az endogén fázisban mind a nyitott, mind a zárt rendszerek esetén viszonylag magas denitrifikációs sebességek tapasztalhatóak, és emiatt az oldott oxigén gátló hatása is lényegesen kisebb lesz. 50

53 5. FOLYTONO ÜZEMŰ KÍÉRLET 5.1. A kísérlet célja A fentiekben szakaszos kísérletek, illetve matematikai szimulációk felhasználásával alátámasztottuk azon feltételezésünket, hogy a hagyományosan alkalmazott, fedetlen rendszerekben a nagy szubsztrát-eltávolítási sebességek mellett lejátszódó denitrifikációs folyamatok kinetikai előnyt élveznek, mivel ilyenkor az anoxikus térben mérhető, egyensúlyi oxigén-koncentráció viszonylag alacsony. A korábbi vizsgálatok alapján (Chudoba, 1991; Marten & Daigger, 1997), illetve saját eredményeinket felhasználva (Jobbágy et al., 2000; Plósz et al., 2003) a nagyüzemi rendszerekre vonatkozó javaslatok további alátámasztása érdekében tanulmányunkat egy folytonos, félüzemi összehasonlító kísérlettel is kiegészítettük (Jobbágy et al., 2004) A kísérleti berendezés A kísérlet során két rendszert üzemeltettünk, melyek az anoxikus szelektorok kialakításában tértek csak el. Így a rendszerek elejére egy tagolt (A-rendszer) és egy tagolatlan (B-rendszer) anoxikus szelektor beépítésre került. Amint az a 23. ábrán megfigyelhető, az A-rendszerben a szelektor hármas tagolását alkalmaztunk, mely reaktorok térfogata egyenként 0.5 l, 0.5 l, 1 l volt. A referenciaként üzemelő, B-rendszerbeli denitrifikációs bioreaktor térfogata (2 l) megegyezett az A-rendszerbeli anoxikus össztérfogattal. A kísérlet céljára beépített bioreaktorok nem akadályozták meg a felületi oxigénbeoldódást. A kezdeti anoxikus teret két aerob reaktor követte, melyek össztérfogata 5 l volt. A nitrifikáció során keletkező nitrát és nitrit az utóülepítőből, a visszaáramoltatott iszappal együtt került az anoxikus reaktorokba. Az iszapot a rendszer utolsó reaktorából vettük el, napi rendszerességgel. 51

54 23. ábra. A folytonos kísérleti rendszer sematikus képe Alkalmazott eljárások és módszerek A rendszereket modell szennyvízzel tápláltuk, mely szerves szénforrásként peptont tartalmazott. Továbbá a befolyóba tápláltunk 60 mgl -1 N 4 NO 3 -ot, 21 mgl -1 NaCl-ot, 10 mgl -1 MgCl O-ot, 12 mgl -1 CaCl 2 -ot, 28 mgl -1 Na 2 PO 4 -ot valamint az oldatot a kívánt nitrátkoncentráció beállítása érdekében KNO 3 -tal egészítettük ki. Így biztosítottuk az anoxikus terekben a megfelelő - recirkulációval kiegészülő - nitrát-forrást. Mivel a kísérlet fő célját a rendszer működése szempontjából a szubsztrát ellátottság hatásának vizsgálata jelentette, ennek koncentrációját a befolyó nitráthoz képest különböző értékekre állítottuk be. Az adaptációs periódust követő első szakaszban a szubsztrát-ellátottságot viszonylag alacsonyan tartottuk (lásd 24. ábra), míg ezt követően a denitrifikációs igény alapján megemeltük ennek értékét. Az egyes paraméterek pontos koncentrációját az alábbi módszerekkel állapítottuk meg: a nitrát, nitrit és ammónnia koncentrációkat fotometrálással; a széntartalom kémiai 52

55 oxigénigényét kénsavas-bikromátos kezelés után titrimetriásan; a biomassza szárazanyag tartalmát 0.45 µm-es szűrőn történő elválasztás, és szárítószekrényben tömegállandóságig szárítást követően analitikai artorius mérlegen lemérve. Az egyes bioreaktorokban kialakuló oxigén-koncentrációt, hőmérsékletet és p-t Aktivit elektródákkal határoztuk meg. 24. ábra. A tagolt és a referencia rendszerben befolyó szervesanyag tartalom és az iszapkor kapcsolata Az eredmények A biomassza koncentrációt a befolyó minőségének megfelelően egy adott rendszerben a fölös-iszapelvételen keresztül végső soron a megválasztott iszapkor értékek határozzák meg. Az iszapkort a rendszer üzemeltetése során a betáplált szénforrás függvényében úgy állítottuk be, hogy a biomassza-koncentráció gl -1 értékek között legyen tartható. Másrészt a bioreaktorok működtetése szempontjából (lásd 25. ábra) a legfontosabb a biomassza megfelelő iszapülepedési tulajdonságainak fenntartása. Amint az az iszapülepedési indexeket bemutató, 25. ábrán jól látható, a főbb adatok gyűjtését megelőzte egy 20 napos adaptációs periódus, melynek végét a két rendszerben tapasztalható azonos működési körülmények stabilizálódása jelentette. Az alkalmazott szárazanyag tartalom mellett kialakuló iszapülepedési index a 20. nap után mindkét rendszerben kedvezően alakult. 53

56 A kezdeti időszakban érdekes megfigyelni, hogy a 10. és 20. nap között az A-rendszerbeli ülepedési tulajdonságok a tagolt, anoxikus szelektor megléte ellenére rosszabbak voltak, mint a referencia rendszerben. Ez alapvetően a korábbiakban már ismertetett jelenségnek, a szubsztrát aerob térbe történő túlzott átmosódásának volt tulajdonítható. A nem kielégítő levegőztetés (dugulás) által kiváltott alacsony hatásfokú nitrifikációs folyamatok ugyanis nem eredményeztek elegendő redukálható nitrátot. Ennek következtében a betáplált szubsztrát nem megfelelő mennyiségben használódott fel a denitrifikációs folyamatokban, így az aerob terekben kialakuló alacsony szubsztrát koncentrációk szelektív előnyt jelenthettek a fonalas populációnak. A probléma elhárítása érdekében a levegőbetáplálást a 10. napon a referencia rendszerhez képest azonosra növeltük, melynek eredményeképpen a 3.7 napos iszapkor érték mellett üzemelve 10 napot vett igénybe az iszapszerkezet átalakulása. 25. ábra. A tagolt és a referencia rendszerben mért ülepedési index és az átlagos iszapkor értékek. Az adatgyűjtés megkezdése után kapott további eredményeket a ábrákon összegeztük. A nem levegőztetett reaktorokban az oxikus körülmények jelentős változásait mutatja be a 26. ábra. A folytonos üzemű, tagolt rendszerre jellemzően az oldott oxigén-koncentráció az első anoxikus reaktorban a kísérlet során végig alacsony értéken maradt, köszönhetően a külső szénforrás biztosította, gyors mikrobiális metabolízisnek. asonlóan, a második 54

57 reaktorban is rendre viszonylag alacsony értékek voltak mérhetőek, bár a befolyó szervesanyag-koncentráció drasztikus csökkenése egy szignifikáns egyensúlyi koncentrációemelkedést okozott. Erre jó példaként szolgálnak a 23. napon mért értékek (vö ábra adatait). A befolyó szervesanyag KOI-ban mért koncentrációját vetettük össze az egyes reaktorokban kialakuló oldott oxigén-koncentrációval a 27. ábrán. Az A-rendszer első reaktorában mérhető, viszonylag alacsony oldott oxigén szint egyértelműen a magas szubsztrát-felvételi sebességeknek tulajdonítható. 26. ábra. A kísérleti rendszerek anoxikus reaktoraiban mért oldott oxigén-koncentráció. Ezzel ellentétben, mind az A-rendszer harmadik reaktorában, mind a B-rendszer tagolatlan, anoxikus terében viszonylag magas oxigén-koncentrációk adódtak, amennyiben a befolyó szubsztrát-koncentrációt alacsonyan tartottuk. A befolyó szennyvíz elérhető szénforrás tartalmának hatása a 27. ábrán egyértelműen megfigyelhető. 55