Csatornaszag megszüntetése a szennyvíz gyűjtésénél.

Átírás

1 Csatornaszag megszüntetése a szennyvíz gyűjtésénél. Bevezetés Somodi Ferenc 1 Radács Attila 1 - Dr Kárpáti Árpád 2 1- Bakonykarszt Rt., Veszprém, Pápai u Veszprémi Egyetem, karpatia@almos.vein.hu A szagos illékony anyagok környezetbe való kijutásának a visszaszorítása a szennyvízbe történő vegyszeradagolással, valamint a gázfázis kellő izolációjával, esetleges tisztításával lehetséges. Ez különösen a közcsatornánál fontos, de a szennyvíz előtisztítás, az iszapkezelés és a komposztálás során is szükséges lehet a környezet szagterhelésének a csökkentésére. A közcsatornánál szóba jöhet még az említett megoldásokon túl a napjainkban különösen reklámozott baktérium és enzimkészítmények használata is, melyek azonban elsősorban nem a szulfid keletkezésének a megakadályozásával, hanem a csőfal lerakódásainak, s így biológiai aktivitásának a csökkentésével hatnak. Az átemelők, csatornaszemek gázterébe helyezhető hasonló, vagy akár kémiai szulfid megkötő hatáson alapuló készítmények ugyancsak elvi lehetőség, használatuk azonban ma még nem kellően kialakult, ezért azok részletezésétől eltekintünk. Szagemisszió ellenőrzése, szabályozása A szennyvízcsatorna szag-emissziójának ellenőrzésére, vagy szabályozására számos, már korábban kialakított, bevált módszer is rendelkezésre áll. A 1. táblázat egy rövid áttekintő ezekről. 1. táblázat: A kénhidrogén keletkezésének szabályozása a szennyvízcsatornákban A módszerv általános alapelve Meghatározó intézkedések Szulfát redukáló körülmények A szennyvíz megfelelő ellátása: megakadályozása - levegővel - tiszta oxigénnel - nitráttal 2. Káros következmények Szulfidok vegyszeres kicsapatása: megakadályozása - vas (II)-szulfáttal - vas(iii)-kloriddal 3. A biológiai folyamatok módosítása - ph növelés lúg adagolásával - klór adagolása - hidrogén-peroxid adagolása - ózon adagolása 4. Mechanikus módszerek - Nagy sebességű átöblítés - Biofilm mechanikus eltávolítása 5. Más módszerek - Turbulencia csökkentése a gázoldalon - Korróziómentes felületek védőbevonata - A ventilláció szabályozása

2 Nincs egyértelmű, általános módszer annak a behatárolására, hogy szulfát redukció, vagy fermentáció okozza-e a közcsatorna bűzös hatását adott esetekben. Ennek megfelelően az 1. táblázat módszerei közül nem alkalmazható egyik sem általánosan a szaghatás csökkentésére. A szulfidok vegyszeres kicsapatása például nem csökkenti az illó szerves anyagok okozta szagokat. Az 1. táblázat módszerei között az 1. pont alatt felsoroltak a leginkább alkalmazhatók a rothadás, s azon keresztül a büdös szaghatás csökkentésére. Ettől függetlenül mindegyik módszer alkalmassága egyértelműen a helyi adottságok, körülmények függvénye. Vegyszerekkel történő szagcsökkentés a szennyvízgyűjtő rendszereknél Napjainkban a szennyvízgyűjtő hálózatok folyamatosan növekednek, amely egyértelműen a szennyvizek berothadásához, szag- és korróziós problémáihoz vezet. Mint szóba jöhető lehetőség ezzel párhuzamosan a vegyszerek felhasználása is folyamatosan nő a felmerülő problémák csökkentésére. A vegyszerek felhasználásáról természetesen a vegyszergyártók és forgalmazók szolgálnak elsődlegesen információval. Azok műszaki és kereskedelmi ismertetői bemutatják a különböző vegyszereknek a szennyvíz szulfid koncentrációjának szabályozására történő alkalmazhatóságát. Ezzel párhuzamosan kialakult egy általános hit is, mely szerint az oldott szulfidtartalom csökkentésével jó szagmentesítés is biztosítható. Sajnos ez általánosan egyáltalán nem igaz. Sokféle vegyszert alkalmaztak napjainkig a rothadás csökkentésére, visszaszorítására. Lehetséges egyszerűen oxigén, vagy akár levegő használata is erre a célra, bár az utóbbi egyáltalán nem praktikus. Az oxigén javítja az aerob lebontást, gátolva az anaerob folyamatokat, melyek a szulfid, és az egyéb illatos komponensek keletkezését eredményezik. Bár az oxigén kémiailag is oxidálhatja a kénhidrogént és talán más illatos szennyvízkomponenseket is, a kémiai oxidáció sebessége katalizátor nélkül nagyon kicsi (Kotronarou - Hoffmann, 1991). Ezért a szulfid biológiai oxidációjának elősegítése az elsődleges hatása. A nitrát alternatív elektron akceptor sokféle aerob mikroorganizmus számára. Ennek megfelelően csökkenti a redoxpotenciál zuhanását az oxigén elfogyása után a szennyvíz csatornájában, megakadályozva ott az anaerob folyamtok elmélyülését. A célra leggyakrabban alkalmazott termékek a vas és kálcium-nitrát, melyet folyadék formájában forgalmaznak. Mind az oxigén, mind a nitrát az aerob lebontást támogatja. Ezzel azonban a szennyvíz biológiailag könnyen bontható szerves anyagainak a biomasszává, szennyvíziszappá történő átalakítását eredményezi. A vas-sók a vas-(iii)-klorid, vagy néha a vas-(iii)-nitrát egyidejűleg az oldott szulfid kicsapatására is alkalmasak. Ezzel a megoldással a hidrogénszulfid gázfázisba jutása akadályozható meg, amely a szag és korróziós problémák alapvető oka. A szulfid vas-sókkal történő teljes eltávolítása a szennyvíz ph-jának is függvénye. Olyan esetben, ha a berothadt szennyvíz szagát nem a kénhidrogén, hanem egyéb illó szerves komponensek okozzák, a vassókkal történő szagtalanítás nem biztos, hogy eredménnyel jár. A vas-(iii)-sók egyértelműen oxidálószerek. Nem bizonyított ugyanakkor, hogy a vas-(ii)-sók gátlólag hatnának a szulfid, vagy más illékony származékok keletkezésére a szennyvízben. Ezeknek nagy valószínűséggel csak a szulfid kicsapatásában van szerepük. Erősebb oxidálószerek, mint hidrogénperoxod, Na-hipoklorit, klór-dioxid és káliumpermanganát felhasználására is sor került a berothadás csökkentésére. Ezek a vegyszerek gyorsan oxidálják a szulfidot, és más redukált illatanyagokat, mint pl. a merkaptánokat. A klórozott melléktermékek keletkezésének a veszély miatt azonban a klór alapú vegyszereket 2

3 számos országban nem különösebben kedvelik. Azokat rendszerint csak a különösen büdös folyadékok, mint pl. a recirkuláltatott iszapvíz kezelésére használják. Az oldott formában beszerezhető oxidálószereket, vagy vegyszereket, melyek tárolása egyszerű, hasonlóan az adagolásukhoz, s így gyors beavatkozásra adnak lehetőséget a rendszer különösebb műszaki átalakítása nélkül, általánosan kedvelik a gyakorlatban. Ezeknél az egyetlen kedvezőtlen tényező a jelentős költségük. Nagy szennyvízmennyiség esetén a folyamatos vegyszeradagolás igen jelentős fajlagos költség lehet, hasonlóan növelve a szennyvíztisztítás általános költségét is. Rothadó környezet kialakulása a szennyvízcsatornában. A szennyvízcsatornában kialakuló mikrobiális közösség összetételét a rendelkezésre álló elektron akceptor határozza meg. Ez egyértelműsíti, hogy a biológiai átalakításban milyen termékek keletkeznek. Oxigén és nitrát esetében széndioxid, nitrogén és víz keletkezik az oxikus és anoxikus lebontás során. Ezek hiányában a szulfát és széndioxid kerül felhasználásra először elektron akceptorként. Az előző átalakítása során keletkezik a kénhidrogén, majd a szulfát elfogyását követően a merkaptánok, illó savak és más redukált szerves származékok. Az utóbbiak közül sok igen bűzös. Az ilyen termékek felgyülemlése a szennyvízben egyértelműen a rothadás jele. A szennyvizekben gyakran nagy a szerves anyag tartalom (BOI 5 ), s ugyanakkor oxigén és nitrát pedig alig van. Az aerob és anoxikus lebontási folyamatok ezért gyorsan elhasználják az utóbbi komponenseket, ami anaerob környezet kialakulását eredményezi. Az oxigénkoncentráció sebességének csökkenése az aerob respiráció és az oxigénbevitel sebességének a függvénye. Az oxigén felvételi sebesség (OUR) általában 2-20 mg/l h között alakul az átlagos szennyvíz hőmérsékleten (Pomeroy, 1990). Ez azt jelenti, hogyha nincs oxigénbevitel a szennyvízcsatorna vízébe, a lakossági szennyvíz csak néhány órás időtartamra maradhat aerob. A mai szennyvízgyűjtő rendszereknél szükségszerű tehát, hogy anaerob környezet alakuljon ki annak a központi gyűjtőágaiban. A háztartási szennyvíz anaerobbá válása ugyanakkor nem jelenti szükségszerűen annak a gyors berothadását is. A friss nyers szennyvíz megfelelően zárt környezetben hosszú ideig stabil marad, rothadása nem jelentkezik. Az 1. ábra a kénhidrogén koncentráció alakulását mutatja egy átlagos nyers szennyvízben, 20 o C-on történő tárolása során. Az első 24 órában láthatóan viszonylag kevés szulfid keletkezik. Mivel a szennyvizek gyűjtésénél, szállításánál az átlagos hidraulikus tartózkodási idő rendszerint kevesebb, mint 24 óra, a rothadás kialakulása ilyen kis sebességgel nem okozna különösebb problémát. A szulfid azonban a szennyvízgyűjtő hálózatban a tapasztalatok szerint sokkal nagyobb sebességgel keletkezik. Az 1. ábra azt mutatja, hogy a főgyűjtővezetékben a lakossági szennyvíz szulfid koncentrációja hogyan változik a tartózkodása során. A fő gyűjtő vezetékekre Pomeroy (1990) állapított meg egy összefüggés a szulfid keletkezési sebessége, a hőmérséklet, valamint a szennyvíz kémiai oxigénigénye függvényében. Φ se = M b KOI 1,07 (T-20) Ahol : Φ se = a szulfidnak biofilmből a folyadékáramba történő áramlása (g/m 2 h), M b = 0,228 x 10-3 a kénhidrogén keletkezésének kedvező feltételek esetén, KOI = a szennyvíz kémiai oxigénigény (mg/l), T = hőmérséklet ( o C). 3

4 Az összefüggés a szulfidra: C t = Φ se A/Q = Φ se (2 L / u r) Ahol C t = a szennyvíz szulfid koncentrációja (g/m 3 ), A = gyűjtő vezeték belső falfelülete (m 2 ), Q = szennyvíz áram nagysága (m 3 /h), L = gyűjtő vezeték hossza (m), r = gyűjtő vezeték átmérője (m), u = a folyadékáram sebessége (m/h). 1. ábra: Szulfid keletkezése a nyers szennyvíz elkülönített tárolásakor 2. ábra: Szulfid keletkezése a szennyvíz gerincvezetékeiben. Az 1. és 2. ábrák ugyanolyan összetételű szennyvíz különböző körülmények között történő berothadását mutatják. Az eltérés oka a két esetben, a szennyvízcsatornában jól elszaporodott, döntően biofilmben rögzült kén metabolizáló mikroorganizmusok jelenléte. Látható, hogy az ilyen mikroorganizmusok a nyers szennyvízben még csak kisebb részarányban vannak. Az is látható az adatokból, hogy a berothadáshoz két feltétel szükséges. A szigorúan anaerob környezet, és a megfelelő fermentációra és szulfát redukcióra képes mikroorganizmus tömeg (koncentráció). Ha bármelyik feltétel hiányzik a berothadás nem alakul ki. A gravitációs szennyvíz főgyűjtő vezetékeiben az üledékben mind a szigorúan aerob, mind a fakultativ anaerob (fermentáló) mikroorganizmus csoportok is kellően nagy számban jelen vannak. A természetes levegőzés ugyanakkor folyamatos oxigénellátást biztosít a szennyvíznek Ez gyakran elegendő az aerob respiráció fenntartásához, stabilizálásához a vizes fázisban. Ha valamilyen fizikai okok, vagy egyéb gátló tényező akadályozza a szennyvíz levegőzését, az oxigén elfogyása gyors berothadáshoz vezethet az üledék visszaoltása miatt, 4

5 hiszen ilyenkor mindkét korábbi feltétel teljesül. A szagproblémák jelentkezése gyakran jó előrejelzése a komolyabb veszélyek fennállásának is, mint amilyen egy részleges eldugulás. A berothadás azonban közvetlenül a beüzemelést követően a szennyvízcsatornákban általában nem jelentkezik. Még anaerob környezet is kialakulhat az oxigénbevitel hiánya eredményeként, miközben ott a fermentáló és szulfátredukáló mikroorganizmusok mégsem eredményeznek jelentős berothadást. Mivel az anaerob mikroorganizmusok lassan szaporodnak, több hónap is eltelhet, amíg a rendszerben komoly berothadás alakulhat ki (lagfázis). A kénhidrogén termelés sebessége lassan nőhet akár egy éven keresztül is a maximális értékének eléréséig. A berothadás ennek megfelelően akkor csökkenthető jelentősen, ha az említett két alapfeltétel valamelyikét, vagy akár mindkettőt egyértelműen meg lehet szüntetni. Berothadás csökkentése nitrát adagolással Hatásmechanizmus A nitrát megakadályozza az anaerob folyamatokat a szennyvízben. Általában folyadék formájában adagolják a szennyvíz áramba. Fontos az adagolás szabályozása, hogy nyomnyi mennyiségben mindig maradjon a szennyvízben, de ne kerüljön túladagolásra. Az utóbbi ugyanis egyrészt költségnövelő, másrészt kedvezőtlen hatású a későbbi szennyvíztisztítás szempontjából. A 3. ábra olyan ellenőrzött kísérletek eredményeit mutatja, melyet zárt csatornában történő szennyvíz cirkulációval végeztek. A rendszert először mindig friss szennyvízzel töltötték fel, adott nitrát mennyiséget adagolva ahhoz, majd vizsgálták a nitrát időbeni fogyását, és a kénhidrogén koncentrációjának növekedését. Amíg kevés nitrát jelen volt a szennyvízben, a szulfid koncentráció minimális maradt, de az elfogyását követően a szulfid képződés nagy sebességgel megindult. 3. ábra: A nitrát hatása a szulfid képződésére a szennyvízcsatornában. 1. vizsgálat - S 2-2. vizsgálat - S 2-3. vizsgálat - S 2-4. vizsgálat S 2-1. vizsg.- NO 3 -N 2. vizsg.- NO 3 -N 3. vizsg.- NO 3 -N 4. vizsg.- NO 3 -N Amikor elégtelen mennyiségű nitrátot adagoltak a rendszerbe, a szulfid keletkezése igen nagy sebességgel indult be hamarosan az adagolást követően. A legkedvezőtlenebb esetben, a szennyvízben mintegy 6 óra után hasonló szulfid koncentrációt értek el, mint amikor nem 5

6 történt nitrát adagolás (kontroll - 16 mg/l). Ez jól bizonyítja, hogy az alul-adagolás bizony sokszor nem vezet eredményre. A vizsgálatoknál a szulfid koncentráció és az adagolt nitrát mennyiség között nem volt különösebb összefüggés, holott ez elvileg sztöhiometrikusan számolható (Jobbágy et al., 1991; Bentzen et al., 1995). A túlzott nitrát dózis szükségtelenül növeli a fajlagos vegyszerköltséget. Vita tárgya, hogy a nagy maradék nitrát koncentráció zavarhatja a szennyvíztisztítás folyamatait is, például iszap felúszást eredményezve az előülepítőben, különösen ha az előülepítés előtt a fölösiszappal keverik a nyers vizet. Nitrát igény A szennyvíz nitrát tartalmának beállításához az anoxikus respiráció sebességét kell számításba venni. A kommunális szennyvizekre, melyeknél a szennyvíz csatornában a lebegő iszap és biofilm együttes tevékenysége folyik, 2mg/l h, illetőleg 700 mg/m 2 h oxigén felvételi sebesség tapasztalható (Pomeroy, 1990). Feltételezve, hogy ugyanazok a heterotróf mikroorganizmisok felelősek a nitrát oxigénjének felvételéért is, mint az oxigénéért, a fenti értékek nitrát fogyasztási segességre is átszámíthatók. 1 mg nitrát-n 2,86 mg oxigénnel egyenértékű. Ennek megfelelően a szennyvízcsatorna vizes és biofilm fázisában 0,7 mg NO 3 - N/l h, illetőleg 250 mg nitrát-n/m 2 h. Ezekkel a fajlagos értékekkel a gyűjtőcsatorna nitrát igénye a következőképpen számolható: M VSS = π L R VSS (D 2 /4) M VSA = π D L R VSSA M összes = M VSS + M VSA = 0,00025 π D L (0,7 D + 1) Ahol: M VSS = a szennyvíz nitrát igénye a csatornában (kg NO 3 -N / h, M VSA = a biofilm nitrát igénye a csatornában (kg NO 3 -N /), M összes = összes nitrát igény (kg NO 3 -N / h), R VSA = a nitrát respiráció fajlagos sebessége a szennyvízben ( kg NO 3 -N / m 3 h), R VSS = a nitrát respiráció fajlagos sebessége a biofilmben (kg NO 3 -N / m 2 h), D = a csatorna belső átmérője (m), L = a csatorna hossza (m). A heterotróf mikroorganizmusok aktivitása tömegegységre vonatkoztatott fajlagos oxigénvagy nitrát felvételi sebességgel is megadható. Egy átlagos lakossági szennyvíz esetében a vizes fázis lebegőanyag koncentrációja 300 mg / l körüli, melynek csak 80 %-a a szerves hányad. Ennek megfelelően a tömeg fajlagos nitrát fogyasztási sebesség 0,003 mg NO 3 -N / mg iszap szerves anyag x h. Hasonló számítás végezhető a biofilmre is, feltételezve, hogy a biofilm átlagosan 0,5 mm vastagságú, és a sűrűsége 1 g/cm 3, minden négyzetméternyi biofilm 0,5 kg nedves biomasszát tartalmaz. A biofilm jellemző szárazanyag tartalma az ilyen szennyvizes rendszerekben általában 5 % körüli, aminek a 80 %-a a szerves anyag (biomassza) tartalom (Characklis- Marshall, 1989). Ennek alapján minden négyzetméternyi biofilm felületben mintegy 20 g szerves biomassza található. Ennek megfelelően a fajlagos nitrát felvételi sebesség a biofilmben 0, 013 mg NO 3 -N / mg biofilm szerves anyag x h. Ez láthatóan a lebegő iszapénak több mint négyszerese. A fenti adatokat szennyvízcsatornák respirációs sebességére mérték, de azok közelítőleg hasonló nagyságúak, mint amilyen a szennyvíztisztítókban is mérhető. A 0,003-0,12 g NO 3 - N / g iszap szerves anyag x h fajlagos értéket az eleveniszapos rendszerek denitrifikációjának a tervezésére is ajánlják, mint fajlagos sebességet. Ennél alig nagyobb fajlagos denitrifikációs 6

7 sebességet mértek a fluid ágyas denitrifikáló reaktorokban is (Cooper - Wheeldon, 1981). Általánosan elfogadott, hogy a kellően adaptált biofilmnek nagyobb a fajlagos denitrifikációs kapacitása, mint a nyers szennyvízben lebegő mikroorganizmus tömegnek. Ez a fajlagos az iszap (elsősorban a biofilm) kellő adaptációjával, s az utóbbi megvastagodásával a közcsatornában jelentősen nőhet. Egy megfelelően aktív szennyvízcsatornában összességében elérheti akár a 20 mg / l h fajlagos értéket is (Pomeroy, 1990). A 300 mm-nél kisebb átmérőjű gerinccsatornákban, azok falán viszonylagosan nagyobb mennyiségű (tömegű) biofilm alakul ki, mint amennyi a folyadékfázis lebegőanyag tartalma. Ilyenkor a nitrát-igényben a biofilm igénye a nagyobb hányad. Nagy átmérőjű szennyvízcsatornáknál mindkét iszapfázis jelentős mértékben hozzájárul a nitrát igényhez. Ezt jól mutatják a 4. és 5. ábrák. 4. ábra : 1 km-es csatorna szakaszban jelenlévő iszaptömeg annak átmérője függvényében. 5. ábra: A lebegő és filmben rögzült biomassza nitrát igénye a közcsatornában. Egy 400 mm átmérőjű, 3 km hosszúságú szennyvízcsatornánál 15 o C-os hőmérsékleten a számítható nitrát igény 29 kg/d. Ebből 6,4 kg a vizes fázis, és 22,6 kg a biofilm nitrát igénye. 150 g NO 3 -N / l koncentrációjú vegyszer felhasználásakor ez 200 l / d vegyszerigényt jelent. Szabályozás igény A gyakorlatban a közcsatornákban a szennyvíz hőmérséklete és összetétele dinamikusan változik. Ennek megfelelően az aktuális nitrát igény az adott rendszerre nem okvetlenül egyezik a számított átlagos értékkel. Részben ezért, a nitrát adagolást szabályozni kell. Programozható szabályozók (PLC - vezérlés) használatos általában a feladatra. Ezekkel a nitrát adagolásának változása időben programozható. A mindenkori dózist a szennyvízhozam 7

8 napi mennyiségi ingadozásának, összetételének és hőmérsékletének, és egyéb helyi tényezőknek megfelelően célszerű változtatni. A hőmérséklet hatását az alábbi összefüggés alapján javasolják figyelembe venni: K T = Θ (20-T), ahol K T = hőmérsékleti korrekció, T = hőmérséklet ( o C), Θ = hőmérsékleti tényező. Mivel a biomassza mennyisége és aktivitása a gyűjtő-csatornában időben a folyadéksebességgel elvileg nem változik, a nitrát igény is viszonylag állandó. Ennek megfelelően a nitrát adagolás közelítőleg állandó maradhat a vízhozam fluktuációja ellenére is. A gyakorlatban azonban kis mértékű változtatásra szükség van, mert a vízhozammal a szennyvíz más paraméterei is változnak. A hosszú tartózkodási idejű gyűjtőcsatornáknál például a könnyen felvehető oldott BOI elfogyásával a nitrát felvétel sebessége is lelassul. Ezt követően a nitrát igény sebességét az endogén légzés, vagy a lebegő tápanyag hidrolízise, fermentációja határozza meg. A nitrát felvételi sebesség felére, ötödére is csökkenhet az induló értéknek (US EPA, 1991). Ha ilyen esetben a szennyvízhozam nő, több könnyen hasznosítható szerves anyag áll rendelkezésre a denitrifikációra, ami megnöveli a nitrát igényt. Másrészről azokban a csatornákban, ahol rövid az átlagos hidraulikus tartózkodási idő, a berothadást megelőző adaptációs időtartam (lag-fázis) nőhet meg. A csökkenő vízhozam ugyanakkor kevesebb oldott oxigén behozatalát is jelenti, amely ezért az adaptációs időért döntően felelős. Ilyenkor szükségszerűen növelni kell a nitrát mennyiségét a berothadás elkerülésére. Lehetséges teljesen automatikus kiépítés is a nitrát adagolására, megfelelő folyamatos mérőműszerek segítségével. Ilyen esetben egy kis oxigén-felvételi sebesség mérő vizsgáló egység is kiépíthető egy mellékáramban az aktuális nitrát felvételi sebesség mérésére, illetőleg az annak alapján történő szabályozásra. A csatorna távolabbi pontján elhelyezett mérőműszer nitrát koncentráció jele alapján ugyanakkor a szabályozás visszacsatolással is történhet. Mind a nitrát adagolás szabályozása, mind annak vezérlése esetén a szakaszos folyadékáram komoly problémákat okozhat. A nitrátot a szennyvíz áram szállítja a csatornában. Ha az áramlás leáll, le kell állítani a nitrát adagolását is. Ugyanakkor a csatornában a biológiai tevékenység nem áll le, ami miatt a nitrát abból elfogyhat, s berothadás jelentkezhet. Szagcsökkentés és fajlagos költsége A nitrát az anaerob környezet megszűntetésével biztosítja a rothadás leállítását. Ilyenkor valamennyi redukált szagos vegyület keletkezése megszűnik. Egy adott esetben például a nitrát adagolása hiányában a szennyvízcsatornában 6 órás átlagos tartózkodási idő alatt mg/l szulfid keletkezett. Eközben a szagerősség OU / m 3 értékről OU / m 3 értékre nőtt. Nitrát adagolásakor kevesebb mint 0,1 mg/l szulfid keletkezett a csatorna vizében, és ekkor a szagerősség is csak OU / m 3 lett. Ez mintegy 99 %-os csökkenést jelentett mind a szulfid koncentrációjában, mind a szag erősségében (Yang - Hobson, 2001). A nitrátadagoló szivattyú, a vegyszertározás és a dózisszabályozás költségigénye elég jelentős. Az üzemeltetési költség ugyanakkor döntően csak a vegyszer költsége. Egy 3 km-es, 0,4 m átmérőjű csatorna átlagosan 29 kg NO 3 -N / d vegyszerigényt jelent. A már említett 150 g NO 3 -N / l-es koncentrációjú vegyszerből ez napi 200 l vegyszerigény. Az utóbbi költsége a vegyszer árából a napi vízmennyiség figyelembevételével szennyvíz térfogatra vonatkoztatott fajlagosként is kiszámolható. 8

9 Berothadás csökkentése oxigén (folyékony) adagolásával A tiszta oxigén szennyvízcsatornákba történő adagolásával a bűzkibocsátás csökkentése ugyanúgy elérhető, mint a nitrát adagolásával, hiszen hatása ugyanúgy a biológiai oxidáció révén érvényesül, mint a nitráté. Az oxigén kénhidrogén csökkentő hatása is az anaerob folyamatok megakadályozásán keresztül érvényesül. Oxikus környezetet biztosít a mikroorganizmusoknak, s ezzel a szulfid képződését visszaszorítja. A szulfid hiányában kisebb lesz az egyéb illatos komponensek emissziója is, illetőleg azok a csatornában bekövetkező biológiai átalakítások során maguk is beépítésre kerülhetnek az iszapba. Mint már megállapítást nyert, a szerves anyag átalakításának a sebessége éppen az oxigénnel a legnagyobb. Ez azt jelenti, hogy azzal a szennyvízben lévő könnyen felvehető, hasznosítható oldott tápanyagokat a mikroorganizmusok nagyobb mértékben fogják immobilizálni, lebegő anyaggá, iszappá alakítani oxigénnel, mint oxigén nélkül. A szulfid koncentrációja az erősen berothadt szennyvizeknél a 15 mg/l értéket is meghaladhatja. Ilyen esetben minimálisan az ezzel egyenértékű oxigénigénnyel kell számolni. A szulfid ugyanis már minimális oxigénellátottság esetén is szulfáttá oxidálódik a szennyvízben. Egy mól szulfid oxidációjához két mól oxigén kell, ezért egy mg S 2- két mg oxigént igényel (2mg O 2 /mg S 2- ). Nagyon berothadt vizeknél ez jelentős oxigénigény is lehet, ezért fontos, hogy adott esetre a szennyvíz várható szulfid tartalmát a szennyvízhozam függvényében kellő pontossággal behatárolják. Mennyisége a lakos-egyenérték 1 g/fő d fajlagos értékéből, valamint a víz szulfát tartalmából adódik. Az első 100 l/fő d vízfogyasztásnál 10 mg/l, ami a fajlagos vízfogyasztás csökkenésével fordított arányban nő. Kénvegyületeket tartalmazó ipari szennyvizek esetén azok berothadása eredményeként a szulfidkoncentráció értelemszerűen a fentieknél sokkal nagyobb értékre is nőhet. Ehhez adódhat a víz szulfát tartalmából keletkezett szulfid is, éppen a redukáló körülmények s a redukcióhoz rendelkezésre álló könnyen felvehető szerves tápanyag koncentrációja függvényében. A víz szulfát tartalmából eredő többlet ugyanakkor elvileg a vízfogyasztástól, s az adott nyersvíz szulfáttartalmától függő állandó érték. Ezt azonban valójában azért nem kell figyelembe venni, mert a felhasználása a keletkező szulfid oxigénigényével egyenértékű könnyen felvehető tápanyag oxigénigényét távolítja el egyidejűleg. Az oxigén, vagy nitrát adagolása nélkül kialakuló szulfidkoncentrációt a csatornaszakasz végén mérni lehet. Az adott csatorna szakaszban azon túl várható oxigénigényt azonban csakis az adott szennyvízzel végzett respirációs mérések alapján lehet egészen pontosan behatárolni. Pontosítani kell ehhez az oxigénigény időbeni alakulását, kimérve azzal a gyorsan hasznosítható tápanyagok mennyiségét is a szennyvízben. Ennek ismeretében lehet a tényleges értéket becsülni a folyadék fázis és a biofilm együttes oxigénigényére. Az üledék oxigén átjárható rétegének az oxigénfogyasztását a legnehezebb becsülni. Igazán pontos oxigénigényt csakis mindezek figyelembevételével lehetne számolni. Ez azonban szinte lehetetlen. Marad ezért az oxigénigény előzetes közelítő becslése, s a gyakorlatban, utólagosan történő pontos beállítása, mint ahogy az a nitrát esetében is történik. Az oxigénfelvétel sebessége egyébként a már korábban többször hivatkozott 20 mg/l h maximum körül várható. A könnyen bontható tápanyag elfogyása után a tiszta oxigén adagolásakor is lelassul az oxigénfelvétel sebessége, de ez jóval kisebb mértékű, mint a nitrát esetében. Az oxigénből ezért valamivel a nitrát egyenérték fölötti mennyiség adagolására van szükség. Az oxigén adagolásának a nitrátéval szemben van egy kellemetlen korlátozó tényezője, az oxigén vízoldhatósága. 9

10 A folyékony oxigén oldhatóságát figyelembe véve (48 mg/l légköri, 94 mg/l egy atmoszféra túlnyomáson) a különböző gyűjtőrendszereknél (gravitációs, illetőleg mintegy 0,4 atmoszféra túlnyomást figyelembe véve az adagolási ponton) 48-66,4 mg/l oldott oxigénkoncentráció alakítható ki folyékony oxigén adagolásakor a gyűjtő-, szállító-, szennyvízcsatornában. Ez tehát minimálisan 2,5-3,5 órára (átlagos hidraulikus tartózkodási időre) biztosíthatja az oxikus környezetet a csatornában. Természetesen a szennyvíz összetételétől, állapotától, s a csatorna típusától, állapotától függően ez lényegesen hosszabb időtartam is lehet. Ha ez nem elegendő egy adott rendszernél, a több ponton történő adagolás lehet a megoldás. Oxigénadagolás szabályozása Az oxigénbevitel szabályozása az oxigénnél elvében a nitrátéval teljesen megegyező. Ennél az előbb említett adagolási korlátozás a csővezetékben kialakuló gázbuborékok miatt veszélyes az átemelő szivattyúra. Az oxigénbevitel nyomását a szivattyú nyomómagasságával kellően össze kell hangolni. Ha az oxigén bevezetése ennek figyelembevételével az átemelő, vagy nyomásfokozó szivattyú után történik, a kisebb gázbuborékok kialakulása sem jelent még különösebb veszélyt. A folyékony oxigén nem okoz ph változást a csővezetékben, tehát korroziós problémákat sem. Ettől függetlenül az adagolását a folyadék áramoltatásának megfelelően reteszelni célszerű. Oxigénadagolás beruházási és üzemeltetési költségei A beruházás ennél az anyagnál nem szivattyúval történő adagolás, hanem megfelelő nyomásreduktorral történő szabályozás kiépítését igényli. A gáztároló tartályok kiépítésére mindig szükség van, hiszen ezt az anyagot sokkal zártabb, ellenőrzöttebb szállítással lehet csak biztosítani. A gázbevitel ezeken túl megfelelő diszpergáló, vagy diffúziós rendszer kiépítését is jelenti. Az üzemeltetés költsége ennél is egyértelműen az adalék, nevezetesen az oxigén ára. Erre vonatkozóan a nitrát esetében számított fajlagos vegyszerigényből (oxigénre átszámított érték), és a folyékony oxigén árából, valamint szállítási költségéből lehet a mindenkori költséget pontosítani. Vas-só adagolásával történő szabályozás Működési elv A szennyvíz rothadási folyamatai szulfid keletkezését eredményezik. Az utóbbi szabad kénhidrogén, annak disszociációs termékei (HS - és S2-), valamint fémszulfid (MeS) formájában lesz jelen a folyadékfázisban. A rothadás legkellemetlenebb hatását a szabad kénhidrogén okozza. Ez meg is szüntethető, ha azt a többi formává, különösképpen fémszulfiddá alakítják. A legtöbb nehézfém szulfid rosszul oldható a vízben. Különösen a vasszulfid ilyen, amelynek a vas-hidroxidnál és vas-karbonátnál is sokkal rosszabb az oldhatósága. Ezért is használják elsősorban a vas-sókat a szulfid kicsapatására a szennyvízből. Az oldatban maradó szulfid koncentrációját a vasszulfid oldhatósági szorzata határozza meg. A vas-sók a rothadás megakadályozására kétféleképpen használhatók. Adagolhatók a rothadó szennyvízhez, az oldott szulfid kicsapatására, de hozzáadhatók a szennyvízhez még a rothadás megindulása előtt is. Az utóbbi esetben a szulfid a keletkezésével egyidejűleg ki is csapódik. Amikor a vas-sókat a berothadás előtt hozzáadják a szennyvízhez, azokból oldhatatlan hidroxid és karbonát képződik először. Azok oldhatósága részben a víz savasságától, részben az oldott hidrogén-karbonát tartalmától függ. A ph függésüket a 6. ábra mutatja. 10

11 6. ábra: Vas-hidroxid és -karbonát oldhatósága a ph függvényében. A különböző összes adagolt vas ion dózis felhasználásakor a vizes fázisban maradó szulfid koncentrációt a ph függvényében a 7. ábra mutatja. Látható, hogy az oldott szulfid mennyisége a vízben gyakorlatilag nullára csökkenthető kevés oldott vasfelesleg biztosításával. Ez legbiztonságosabb a 7-8 ph közötti tartományban. A bemutatott összefüggések az egyszerűsített ionegyensúlyt ábrázolják, azonban a vas-hidroxidnak és szulfidnak bonyolultabb, komplex formációi is lehetnek. Ezek azonban nem befolyásolják lényegesen a 7. ábrán látható összefüggés alakulását. Viszonylag nagyon kevés vas-többlet szükséges miattuk csak az oldott szulfid teljes kicsapatásához. A gyakorlat azt azonban egyértelműen igazolta, hogy a vassal történő szulfid kicsapatás nagyon érzékeny a közeg phjára. 7. ábra : Az adagolt vas mennyiségének és a szennyvíz ph-jának hatása az oldatban maradó szulfid mennyiségére. Szükséges vegyszer (Fe 3+) mennyiség Olyan esetben, amikor 9,2 mg oldott szulfidot tartalmazó szennyvízből próbálták kicsapni a szulfidot, és 0,5-2-szörös sztöchiometrikus mennyiségben használtak ahhoz vas-kloritot, a hatást 30 perc reakcióidő után vizsgálták. Az eredményeket a 8. ábra mutatja. Jól látható az adatokból, hogy a vas igen szelektív a szulfid kicsapatására. Ha vas ionokat adnak egy szulfidot nem tartalmazó szennyvízhez, vas-karbonát, -hidroxid és egyéb komplexek keletkeznek abban. Ennek egy része esetleg nem oldódik vissza, és képez sót a később keletkező szulfiddal a továbbiakban. Ha ilyen friss vízhez a csatornába történő belépési ponton adagolták a vas-kloritot, 120 %-os sztöchiometrikus mennyiség kellett a csatornában keletkező szulfid teljes eltávolításához. Éppen ezért a vas adagolásának igénye pontosításához 11

12 először is azt kell tudni, mennyi szulfid keletkezett, vagy fog keletkezni a csatornában. Ha a várható mennyiségét (koncentrációját) ismerik, a szükséges Fe 3+ ion mennyiség a következő képlettel számítható: C Fe = α β C H2S illetőleg C Fe < α β C S ahol: C Fe = a szükséges Fe3+ ion koncentráció (g/m 3 ), α = konstans (a vas és szulfid iontömegének hányadosa = 56/34), β = konstans (1 ha a vas adagolása a szulfid keletkezését követően történik, 1,5, ha a szulfid keletkezését megelőzően történik), C S = a szennyvízben rendelkezésre álló összes kén mennyisége (átlagos lakossági szennyvíznél mg/l), C H2S = szulfid koncentráció (mg/l). 8. ábra : Vas-szulfid kicsapatása vas-klorittal (Yang - Hobson, 2001). A vas-(iii)-sók adagolása oldott formában, és a mérsékelt szulfid koncentráció megjelenését követően a legeredményesebb. Ilyenkor erősen túltelített környezet jön létre, gyors vasszulfid kiválással. Ez a szennyvíz színének a változását is eredményezi (sötétszürke, fekete színbe megy át). Ha az Fe 3+ ionokat szulfidot nem tartalmazó szennyvízbe adagolják, a szulfid keletkezését követően csak egy bizonyos túltelítődés után kezdődik meg a csapadék kiválása. A szükséges túltelítődést a lebegőanyag koncentráció, s annak jellege is befolyásolja. Ilyen esetekben van szükség a többlet-kicsapószer adagolásra. Az aktuális vegyszerigényt legjobb laboratóriumi mérésekkel ellenőrizni, vagy a gyakorlatban próbálgatással beállítani. Szabályozás igény Mint a nitrát adagolásánál. A vas-sóénál is általában vezérléssel történik egy előzetesen beállított program szerint a vegyszeradagolás. Ezt a gyakorlati tapasztalatok alapján rendszerint megfelelően be lehet állítani. Folyékony vas-só termékek esetében nincs szükség az adagolást megelőző beoldásra, hígításra, így azok közvetlenül a vegyszer-szállító tartályból is adagolhatók. Ezeknél a vegyszereknél a problémát a vegyszertartály korrózióvédelme jelenti, ezért is kedvező az ilyen megoldás. A vas-sók jelentős korróziója az adagolásnál további figyelmet is igényel. A vegyszer kismértékű ph csökkenést okoz a szennyvízben, de a szennyvíz azért általában semleges marad azt követően is. Megfelelő elkeveredés hiányában azonban helyileg kis ph értékek is kialakulhatnak. Ha például a szennyvíz-szivattyú váratlanul leáll, s a vegyszeradagoló tovább működik, az adagolási pont körül előfordulhat erős lesavanyodás is. Ez a csővezetékben, vagy a szennyvíz szivattyúban is komoly korróziót, károkat eredményezhet, ha a vegyszeradagolás a folyadékátemelés, vagy nyomásfokozó előtt van beépítve. Ilyen esetben célszerű folyadékszivattyú leállásakor automatikusan letiltani a vegyszeradagolást is. 12

13 Szagcsökkentés és költségigénye A vas-sók kénhidrogén keletkezést, vagy szagos komponensek keletkezését csökkentő hatásmechanizmusa nem ismeretes. A vas-sók a szerves kénvegyületekkel sem reagálnak. Ezért várható lenne, hogy a vas(iii) adagolás nem mindig nyomja el a szagok keletkezését. A vas-sók adagolása ugyanakkor a szennyvízcsatornákban váratlan eredményekkel is szolgált a szag csökkentésében. A 9. ábra a különböző mennyiségű vas(iii)-só adagolás hatására történt hidrogén-szulfid és szagcsökkentést szemlélteti rothadó szennyvíz csatornába történt vegyszeradagolás esetén. A két érték egymással láthatóan egyenes arányban változott. Ugyanilyen eredményeket kaptak akkor is, ha a vas(iii)-sót friss szennyvízhez adagolták a berothadásának a megakadályozására (Yang - Hobson, 2001). 9. ábra: A kénhidrogén koncentráció és a szagerősség közötti összefüggés a szennyvíz vassóval történt adagolását követően A 9. ábrából az is leolvasható, hogy minden egyes ppb kénhidrogén koncentráció eltávolítása 9,8 OU / m 3 szagcsökkentést eredményezett. Hasonló, de kevésbé egyértelmű (nagyobb szórású) összefüggést mértek a kénhidrogén és a szagerősség között az anaerob rothasztó gáza, valamint a vegyszerrel nem kezelt rothadó közcsatorna szennyvize esetén is. Nem ilyen azonban az összefüggés, ha a keletkező szagok nem a szennyvíz rothadásából származnak (biológiai szennyvíztisztítás), vagy ha a kénhidrogén koncentrációja nagyon alacsony. A lineáris összefüggés egy egyszerű magyarázata, hogy a kénhidrogén szagküszöb koncentrációja 0,1-0,25 ppb. Ha tehát a kénhidrogén adott mennyiségét eltávolítják, megfelelő szagkoncentráció is eltávolításra kerül. Ez a vélemény azonban ellentmond annak az igen általános véleménynek, mely szerint a kénhidrogén szagküszöb értéke 0,5 ppb (Vincent-Hobson, 1999). Lehetséges, hogy más, szagos komponensek szinergikusan hatnak a kénhidrogén érzékelésére. Más szavakkal a jelenlétük esetén a kénhidrogén érzékelésére az emberi orr fokozottan érzékennyé válik a keverékeik esetén, mint egyedül kénhidrogén jelenlétében. Ha a kénhidrogén a domináns, elképzelhető, hogy a többi szaganyagok szinergens hatása fontosabb hatás, mint azok tényleges hozzájárulása a szagerősséghez. Ezért jelentkezhet a szagcsökkentés arányosan a kénhidrogén mennyiség csökkentésével csaknem az utóbbi teljes elfogyásáig. Onnan kezdve azután már a többi szagos anyag tényleges hatását lehet csak érzékelni. A feltételezés ugyan magyarázza a tapasztalatot, de egyértelműbb mérésekkel eddig még nem igazolták. A vas-sók adagolásához is megfelelő folyadékszállítás, és vegyszertárolás szükséges, mint beruházási költség. A korrózióveszély azonban a nitráténál drágábbá teszi annak a kiépítését 13

14 azonos kapacitás esetén. Az üzemeltetési költségek ennél is a vegyszerárból adódnak. Egy 3 km hosszú és 0,4 m átmérőjű szennyvízcsatornában átlagosan 200 kg/d vas-klorid adagolás szükséges. Ennek az árából is kiszámolható a fajlagos vegyszerköltség a szállított szennyvíz mennyiség ismeretében. A rothadás csökkentése vas-nitráttal. A nitrát, valamint a vas eltérő módon csökkenti a rothadási hajlamot, és egymást követően hatnak. Ennek megfelelően a vas-nitráttal még kedvezőbb hatás érhető el. Elméletileg a nitrát igény 55 %-ával, illetőleg a vas igény 45 %-ával is biztosítható ugyanaz a hatás Fe-III-nitrát felhasználásakor. A gyakorlatban mégsem ezt az eredményt tapasztalták. Mint korábban már elhangzott, ha a nitrát dózis a csatornában nem elegendő, a szulfit termelés a nitrát elfogyása után igen nagy sebességgel jelentkezik, így a nitrát megtakarítás előnyét elveszíti. Ugyancsak kedvezőtlen, hogy a vas hatása a nitrát elfogyását követően csak megkésve jelentkezik, mint a korábbiakban utaltunk arra, és az a 10. ábrán látható. Ez a szaghatás bizonyos áttörését jelenheti. Ennek megfelelően a vas-nitrát adagolása esetén az elméletileg várható megtakarítás sajnos nem érhető el. A tapasztalatok szerint maximálisan is csak 5-15 %-os vegyszer megtakarítás lehetséges. Ha azonban a vas(iii)-nitrát szükséges mennyiségét adagolják (100 %), nagyobb biztonsággal várható a megfelelő szagcsökkentés, mint akár kálcium-nitrát, vagy vas-klorid esetében. 10. ábra : Szagcsökkentés vas-nitrát alkalmazásakor Szagcsökkentés a ph növelésével. Mivel a folyadékfázis szabad kénhidrogén tartalma a ph növelésével, lúgosítással (mészhidrát vagy NaOH) is csökkenthető, ugyanez igaz a szag-emisszióra is. A folyadékfázisban a kénhidrogén/hidrogénszulfid/szulfid egyensúlyt a következő összefüggések határozzák meg: H 2 S HS - + H + K 1 = 7,94 x 10-8 HS - S 2- + H + K 2 = 1 x H 2 S (%) = 100 / (1 + (K 1 /10 -ph ) + (K 1 K 2 / 10-2pH )) Az egyenletek alapján az oldat szabad kénhidrogén koncentrációja erősen ph függő. Miközben 6,5-ről 8,5-re növekszik a ph, annak a koncentrációja mintegy huszadára csökken. A 11. ábra a kénhidrogén koncentrációját mutatja a folyadékfázisban, az elméleti összefüggés és gyakorlati mérési adatok alapján (Hobson, 1995). Láthatóan valójában a kénhidrogén koncentrációja a ph csökkenésével kevésbé ugrásszerűen nő, mint azt az elméleti összefüggés jósolja. A vizsgálatok alapján ez az eltérés a kisebb turbulenciájú rendszerekben jelentősebb 14

15 (Yang - Hobson, 2001). A jelenséget azzal magyarázták, hogy a folyadékfelületről folyamatos széndioxid diffúzió is van a gázfázisba, ami a folyadékoldali filmrétegben lokálisan nagyobb ph érték kialakulását eredményezi, mint amilyen a belső víztömegben van. Ez a korábbiaknak, vagy a kénhidrogén formák egyensúlyának megfelelően kisebb hidrogénszulfid emissziót eredményez a gázfázisba. A gyakorlatban ez azt célszerűsíti, hogy adott hidrogénszulfid emisszió csökkentéséhez az elméletileg számíthatónál nagyobb ph csökkentést biztosítson a vegyszeradagolás. A ph szagcsökkentő hatása azonban a szag eredetétől, vagyis az azt előidéző komponensek összetételétől, részarányától is függ. Ha a kénhidrogén a döntő szagot okozó anyag, akkor az elméletileg számítható hatás várható. A 12. ábra ezt a kénhidrogén által okozott hatáscsökkentést mutatja a ph függvényében. Ilyenkor közelítőleg lineáris összefüggés várható a szagcsökkentés, és a kénhidrogén koncentrációja között. 11. ábra : A folyadékfázis kénhidrogén koncentrációjának változása a ph függvényében 12. ábra. A ph hatása a kénhidrogén emisszióra és szaghatásra. Szag csökkentése hidrogénperoxid adagolással A szulfid oxidációja természetesen drasztikusabb oxidálószerekkel is elképzelhető. Közülük legegyszerűbb a hidrogén-peroxid felhasználása volna, azonban annak az ára is túl magas ahhoz, hogy a gyakorlatban szóba jöhessen. 8,5 alatti ph-nál a hidrogén-peroxid elemi kénig oxidálja csak a kénhidrogént, fölötte az oxidáció szulfátig történik. A gyakorlatban ennél a vegyszernél is túladagolásra van szükség. A reakció viszont viszonylag gyors, mintegy perc alatt a peroxid 90 %-a elreagál, de további perc alatt a teljes vegyszermennyiség eltűnik a vizes fázisból. Adagolása általában mg/l dózisban történik. A hidrogénperoxid előnyei az egyéb szulfidszabályozó megoldásokhoz képest: 15

16 - gravitációs és nyomás alatti rendszerekben egyaránt használható, - a vegyszeradagoló viszonylag egyszerű, olcsó, - az oxidáció melléktermékei veszélytelenek, - a túladagolás is kimondottan kedvező a szennyvíznek az oxigénbevitelével. Biológiai tenyészetek és enzimkészítmények hatása a szagképződésre Ez a megoldás eredeti célját illetően semmiképpen nem szagcsökkentésre szolgál. A csatornarendszerbe bevitelre kerülő mikroorganizmus és enzimkoncentrátumok feladata a lerakódások fellazítása, feloldása, s ezzel a csatornák elzsírosodásának a csökkentése. Áttételes hatása mégis van a szulfidképződésre is. Ez annak az eredménye, hogy a csőfal, mint biofilm reaktor mintegy letisztításával, aktivitás csökkentésével a szulfidképződést is csökkenti időszakosan. Ennek a megoldásnak a különösebb elemzése nélkül is megállapítható azonban, hogy a szagképződés elsősorban az azt okozó komponensekre, vagy azok keletkezésére gyakorolt közvetlenebb és folyamatosan biztosított behatásokkal érhető el. Ezek mindenképpen a vegyszeres kezelés, illetőleg az oxigénbevitel. Összefoglalás A szennyvízcsatornában kialakuló bűzös gázfázis csökkentése megszüntetése többféleképpen is elérhető. A gyakorlatba elsősorban a nitrát, valamint vas-sók alkalmazása, illetőleg a forszírozott oxigénbevitel lehet a leghatásosabb. A kénhidrogén azonban az átemelőknél a dolgozókra fokozott veszélyt fejt ki. Ezen túl gyakran az átemelők hihetetlen sebességű korrózióját is eredményezi. Az első eset veszélyét munkavédelmi előírásokkal lehet minimalizálni. Az utóbbi már nehezebb feladat, mert az átemelő mintegy szulfid-oxidáló reaktorként működik, melyet reaktortechnikai oldalról kell értékelni. Ez utóbbira ugyan véleményünk szerint hatástalanok az aknákba helyezhető szulfid megkötő, immobilizáló készítmények, kémiai reagensek, vagy molekuláris bezárás alapján ható segédanyagok, a csatornaszemek bűz emisszióját azonban ezek is számottevően csökkenthetik, különösen ha az elhelyezésük, s a csatornaszem kialakítása is alkalmas a kellő elnyelési hatásfokuk biztosítására. Hivatkozások Bentzen G., Smith A. T., Bennett D., Webster N. J., Reinholdt F., Sletholt E. and Hobson T. (1995) Controlled dosing of nitrate for prevention of H 2 S in a sewer network and the effects on the subsequent treatment processes. Wat. Sci. Tech. 31 (7) Characklis, W.G. and Marshall, K. G. (1989) Biofilms. John Wiley & Sons, London Cooper, P.F. and Wheeldon, D.H.V. (1981) Complete treatment of sewage in a two-fluidised bed system. In: Biological Fluidised Bed Treatment of Water and Wastewater, (P.F. Coopoer and B Atkinson eds.), Ellis Horwood Ltd, London Jobbágy A. (1991) Sewer system odor control by nitrate addition. Int. Symp. Enviromental Biotechnology. Ostende, Belgium apr (1) Kotronarou, A. and Hoffmann, M.R. (1991) Catalytic auto-oxidation of hydrogen sulphide in wastewater, Enviro. Sci. Techno. 25, Pomeroy, R.D. (1990) The problem of hydrogen sulphide in sewers. The Clay Pipe Development Association (A. Boon ed.) 2 nd edition. US EPA. (1991) Nitrogen Control. Technomic Publishing Company Inc., Lancaster. Vincent, A. and Hobson, J. (1999) Odour Control. CIWEM Monographs on Best Practice No 2, Terence Dalton Publishing, London. Yang, G. - Hobson, J. (2001) Use of chemicals for septicity and odour prevention in sewer networks. In Odours in Wastewater Treatment: Measurement, Modelling and Control. Ed. Stuetz, R. - Bernd Frechen, F. IWA Publishing, London,

17 Szagok és keletkezésük a közcsatornákban. Bevezetés Somodi Ferenc 1 Radács Attila 1 - Dr Kárpáti Árpád 2 1- Bakonykarszt Rt., Veszprém, Pápai u Veszprémi Egyetem, Veszprém, Egyetem u A szennyvíztisztítókból kikerülő szagos gázkomponenseknek is kellemetlen hatása lehet a környezet lakóira, mégis elsősorban a városokban levő csatornahálózat szaghatása az, amely a környező lakosságot elsődlegesen irritálja. Az utóbbi években az ilyen jellegű panaszok száma növekszik. Részben ez annak is a következménye, hogy a tisztítókhoz közelebb kerültek a házak, lakások, de a lakosság környezetminőség igénye is növekedett, különösen a privatizált vízművekkel szembeni elvárásaikat illetően. A csatornahálózatban jelenlevő, vagy abból a csatornaszemeknél, átemelőknél kikerülő szagos anyagok magában a szennyvízgyűjtő hálózatban keletkeznek. A probléma azoknak a légkörbe kerülése, amely azonban nehezen kerülhető el. Az ilyen anyagok keletkezését kell elsősorban meggátolni. Szabályozásuk éppen a keletkezés minimalizálásával, valamint a vizes fázisból történő kijutásuk csökkentésével lehetséges. Mind a biológiai folyamatok, mind a fizikai evaporáció számtalan paraméter függvénye, melyekkel azok befolyásolhatók. Szagos szennyezők, jelentkezésük, érzékelésük a szennyvízcsatornáknál A szag az a jellemző, melyet a gyakorlatban általánosan érzékelünk. Mértéke, vagy fajtájának pontosítása mégis talán a legkevésbé tisztázott kérdés. Legnagyobb problémája, hogy a szag általunk érzékelt jele szubjektív, időben változó, s így abszolút mértékként nehezen alkalmazható. Sokféle egyéni és környezeti tényező befolyásolhatja. Az érzékelés folyamatát két lépcsőre lehet bontani az alábbiak szerint (Frechen, 1994): SZAGANYAG Érzékelés Értelmezés SZAG MEGÍTÉLÉS (fiziológiai) (pszichológiai) A szag fiziológiai érzékelése személyenként eltérő (Gostelow et al., 2001). A szagerősség érzékelése nem lineáris annak koncentrációjával (Gardner - Bartlett, 1999). Az emberi szagérzékelési küszöbérték a különböző anyagokat illetően igen változó (1. táblázat), részben az adott anyag kémiai természete, részben az érzékelő kora, egészsége és egyéb állapotjellemzői függvényében. A korral a szagérzékenység romlik, de hasonlóan gyengébb a dohányzó, vagy a beteg embereknél is (Griep et al., 1997). A szagérzékelést egy korábbi szag érzékelése is befolyásolja. Az érzékelő hozzászokhat egy illathoz, és felismerési érzékenysége arra növekedhet. Az ilyen adaptáció ideje azonban az illatanyag koncentrációjától és kémiai szerkezetétől is függ. A különböző illatok zavarhatják is a másik pontos érzékelését, de érzékenyebbé is tehetik a receptort a másik komponensre (szinergizmus) (Gardner - Bartlett, 1999). A fiziológiai szagérzékelés azt jelenti, hogy a szag erősséget érzékeljük, attól függetlenül, hogy kellemes, vagy kellemetlen az adott komponens (Gostelow et al, 2001). A zavaró szagok rendszerint veszélyes, kellemetlen környezetet jelentenek. A szennyvízből keletkező szagok 17

18 általában a szerves anyag biológiai lebomlásának eredménye. Bár az ilyen szagok közvetlenül nem jelentenek nagyobb gondot, kapcsolódásuk a rothadó anyaghoz mindenképpen jelzi, hogy az olyasvalami, melyet legjobb elkerülni, hiszen a rothadó anyag mindenképpen környezeti kockázat. 1. táblázat: Különböző szennyvízkomponensek szagérzékelhetőségének küszöbértéke Anyagok Vegyület Szagérzékelés Szag küszöbérték (ppb) Kénvegyületek Kénhidrogén Rothadt tojás 0,5 Metil-merkaptán Rothadó káposzta, fokhagyma 0, Etil-merkaptán Rothadó káposzta 0,02 Kéndioxid Csípős, szúrós, savas Dimetil-szulfid Rothadó zöldség 0,12-0,4 Dimetil-diszulfid Rothadó, bűzös, orrfacsaró Tiokrezol Görény, avas Nitrogén Ammónia Éles, csípős vegyületek Metil-amin Rothadó hal 0,9-53 Etil-amin Ammóniás 2400 Dimetil-amin Hal Piridinek Elviselhetetlenül irritáló Szkatol Fekália, undorító 0,002-0,06 Indol Fekália, undorító 1,4 Savak Ecetsav Borecet 16 Butirsav Avas 0,09-20 Valeriánsav Édes 1, Aldehidek Formaldehid Keserű, csípős, fojtó 370 és ketonok Acetaldehid Gyümölcs, alma 0,005-2 Butiraldehid Avas, édes 4,6 Izo-butil-aldehid Gyümölcs 4,7-7 Valer-aldehid Gyümölcs, alma 0,7-9 Aceton Gyümölcs, édes 4580 Butanon Zöldalma Szagok osztályozása Az ember által érzékelt szagok rendszerint nem egyetlen komponens, hanem rendszerint egyedi komponensek keverékének az eredménye. Ennek megfelelően az összetételük azok eltérő illékonysága, diffúziós sebessége miatt ugyancsak folyamatosan változhat. A szennyvízhez kapcsolódó szag-emisszió is nagyon összetett illó anyag kompozíció eredménye (1. táblázat Hvitved et al., 2001). A kénhidrogén a legfontosabb komponense az ilyen gázkeverékeknek, azonban a vele együtt jelentkező (esetenként ipari kibocsátásból származó) illó komponensek az előbbiénél kellemetlenebb szaghatást is eredményezhetnek (Vincent - Hobson, 1999). Szagpanaszok a szennyvíz gyűjtése és tisztítása kapcsán Bár a szag-emisszió nem közvetlenül közegészség-kockázat, a lakosság közérzetét számottevően befolyásolhatja (Brennan, 1993), sőt áttételes pszichológiai stresszt is eredményezhet (Wilson et al., 1980). Talán éppen ennek a következménye a szennyvíz és 18

19 iszapfeldolgozó telepek kedvezőtlen lakossági megítélése. Az utóbbi évtizedekben a szaghatással kapcsolatos panaszok száma jelentősen változott. Az utóbbi időben általános gondot jelent a szennyvízgyűjtő csatornahálózat fokozódó szag-emissziója. Ez részben a csatornázás extenzív fejlesztésének, részben a túlméretezésnek, vagy hidraulikus alulterheltségnek és egyidejű fajlagos szerves anyag terhelés növekedésnek a következménye. Szaganyagok keletkezése a szennyvízcsatornában A közcsatorna feladata a szennyvíz tisztító telepre, vagy befogadóba történő szállítása. Általános, hogy nem veszik figyelembe, hogy a közcsatorna emellett kémiai és biológiai reaktor is. A biológia vonatkozásában, az abban kialakuló redox körülmények meghatározó fontosságúak (Jobbágy et al., 1994). Aerob körülmények esetén a keletkező szag jelentéktelen, s a közegészségügyi és korróziós veszély is minimális. Ilyen csatornarendszerben a biológiailag könnyen bontható komponensek még a szennyvíztelepre érkezés előtt átalakításra, átalakításra, immobilizálásra kerülnek (iszappá alakulnak). Az anaerob környezet kialakulása az előzővel szemben sokféle probléma, szag, egészségügyi kockázat, korrózió jelentkezését eredményezi. Ezekről a problémákról korábban általában úgy gondolták, hogy a keletkező kénhidrogén következménye. Addig még kevesen vizsgálták a szerves anyag egyidejűleg bekövetkező változását a közcsatornában. A szennyvízben végbemenő biológiai folyamatok nagyon összetettek, és többféle fázisban egyidejűleg következnek be. A folyadékban lebegő szilárd fázisok, a biofilmben, a fenéküledékben, valamint a közcsatorna csőfalának és gázterének a érintkezési felületén. Az anyagcsere ezek között a fázisok között is lejátszódik, de az már végképpen ciklikusan, változó sebességgel történik. A gázfázis a fentiek közül a lakosság légkörével is kommunikál (cserélődik), ugyanakkor az anyagszállítás eredményeként valamennyi komponense a szennyvíztisztítóba és a befogadóba is ugyanúgy bejut. Az anyagforgalomnak ez a kapcsolatrendszere látható az 1. ábrán. 1. ábra: Szennyvízszállítás és átalakulás a lakossági szennyvíz-rendszerekben. 19

20 A közcsatorna szagképző biológiai átalakításai A közcsatorna rendszer a biológiai átalakulások rendkívül komplex környezete: - A szennyvízben mind a szennyező komponensek, mind a mikroorganizmusok időben és térben eltérő és változó széles skálája van jelen. - A mikrobiológiai folyamatok egyidejűleg a rendszer különböző fázisaiban - szuszpendált vizes, biofilm, üledék és a gáz fázissal érintkező csőfal felület - játszódnak le. - A mikrobiológiai folyamatok előrehaladása egyidejűleg a különböző fázisok kapcsolatával valósul meg, miközben fázisonként is gyakran változó aerob és anaerob körülmények alakulnak ki. - A tápanyagok kicserélődése (mind az elektron donor szerves anyag, mind az elektron akceptorok - oxigén, nitrát), valamint a mikroorganizmusok kicserélődése ezek között a fázisok között folyamatos. A különböző alrendszerekben bekövetkező szagos anyag termelés ennek megfelelően azok redox körülményeinek vizsgálata alapján értékelhető. Mikrobiológiai folyamatok. A szennyvízcsatornában a heterotrófok tevékenysége a meghatározó. Ezek a szerves anyagot kettős céllal hasznosítják: részben szénforrásként sejtjeik építéséhez (asszimiláció), másrészt elektron donor, vagyis energiaforrásként az építéshez, és fenntartáshoz szükséges energia biztosításához (2. ábra). A szerves anyagban rejlő, vagy tárolt energia a mikroorganizmusok lebontási tevékenysége (szerves anyag oxidációja) révén válik hozzáférhetővé. A megfelelő külső elektron akceptor, mely redukálódik a folyamatban, vagy az oldott oxigén (aerob folyamat), vagy a nitrát (anoxikus folyamat), vagy a szulfát (anaerob folyamat). Az energiatermelő tevékenységet respirációnak hívják, és csakis külső tápanyagforrás (elektronakceptor) rendelkezésre állása esetén realizálható. 2. ábra: A szerves anyag főbb átalakítási folyamatai a közcsatornában. 20

21 Aerob és anoxikus heterotróf átalakítások. Az aerob respiráció során a szerves molekulák az oxigénnel víz, széndioxid és szervetlen anyagok keletkezése közben bomlanak le. A szerves szén széndioxiddá alakul, miközben a vizes fázisból gázfázisba kerül. Bár ammónia is termelődik a lebontásnál, és az aerob ammonifikáció során, általában az nem okoz szag-problémát. Ennek a fő oka, hogy az ammóniának viszonylag nagy az érzékelési küszöb értéke (40 ppb körüli), és kevéssé illékony a semleges ph tartományban. Ennek megfelelően az aerob heterotróf folyamatok nem szagtermelők. Az oxidáció sebessége oldott oxigén bősége esetén is igen eltérő lehet a szennyvízben, a heterotróf baktériumok koncentrációja és aktivitása, valamint a szennyvíz szerves anyagainak biológiai lebonthatósága függvényében. Az oxigénfelvétel sebességét 2-20 mg O 2 /l h tartományban mérték a közcsatornában (Matos - de Sousa, 1996, Hvitved-Jacobsen - Wollertsen, 1998). A biológiailag legjobban bontható molekulák, melyek gyakran a legillékonyabbak is, pl. a kis molekulatömegű illó savak (VFAs), ezért a bontás során először kerülnek felhasználásra. Ennek megfelelően az ilyen anyagok, melyek bekerülnek a közcsatornába a lakossági fogyasztásból, vagy szennyezésből, illetőleg abban magában keletkeznek a szerves anyag hidrolízise eredményeként, legtöbbször megfelelően eltávolításra is kerülnek ugyanott a heterotrófok oxikus anyagcseréje folytán. Az oxigén hiánya esetében a nitrát a lehetséges következő elektron-akceptor. A nitrát persze csak talajvíz beszivárgás, vagy mesterséges adagolás révén kerülhet a csatornarendszerbe. A szerves anyag aerob és anoxikus átalakítása csaknem teljesen megegyező. Ennek megfelelően az anoxikus körülmények esetén sem jelentkeznek a közcsatornában szagproblémák. A nitrát adagolása a szennyvízbe ennek megfelelően a szagcsökkentés széles körben alkalmazott megoldása. Anaerob heterotróf folyamatok a közcsatornában. A közcsatorna szagtermeléséért döntően ezek a felelősek. Anaerob körülmények között a respiráció és a fermentáció szimultán folyamatok a mikroorganizmusok energiaigényének a biztosítására (2. ábra). A respirációval ellentétben a fermentáció nem igényel külső elektronakceptort. Ennél a szerves anyag olyan oxidatív és reduktív átalakításokon megy keresztül, melyeknél a szerves karbon maga az elektron donor, illetőleg az elektron akceptor is. A szerves anyag fermentációval történő részleges lebontása során kis molekulatömegű illó savak és széndioxid is keletkezik. Az aerob respirációval összehasonlítva a fermentáció minimális energiát termel, ugyanakkor a fermentációs termékek részben a szulfát redukáló baktériumok révén annak az oxigénjével, mint elektron akceptorral hasznosításra is kerülhetnek (Nielsen - Hvitved-Jacobsen, 1988). Ekkor a szulfátból szulfid keletkezik. Szulfát hiányában a metanogén baktériumok hasznosíthatják a kis tömegű illó savakat energianyerésre, s egyidejű metántermelésre. A közcsatornában uralkodó körülmények változásával azonban mint már bemutattuk, a fermentációval termelt illó savak az aerob és anoxikus zónákban gyorsan hasznosításra is kerülhetnek. A fermentáció a szennyvízcsatornában három különböző vizes fázisban is bekövetkezhet. Részben magában a szennyvízben, részben a csatornafalon kialakuló biofilmben, valamint a fenéken összegyűlő üledékben (3. ábra). A szulfátredukáló baktériumok lassú szaporodásúak, s ezért elsősorban a biofilmben és az üledékben dominálnak, ahova a szulfát a szennyvízből 21

22 bediffundálhat (Hvitved-Jacobsen et al., 1998.b.). A biofilm ciklikus leszakadásának eredményeként azonban a szulfátredukció kisebb mértékben jelentkezhet a szennyvíz fázisban is. A metanogén folyamatok csak szulfát hiányában indulnak be, és ezért az üledék mélyebb rétegeiben alakulhatnak ki. A biofilmet a szulfát rendszerint teljesen átjárja. 3. ábra: A gravitációs szennyvízcsatornában kialakuló körülmények sematikus ábrája. A szennyvízcsatornában jelentősebb üledékréteg hiányában az anaerob folyamatok általában csak az illó savak és széndioxid termelésig mélyülnek el, miközben a szulfát redukció eredményeként éppen az utóbbiak hasznosításával kénhidrogén termelés válik dominánssá (Kitagawa et al., 1998; Tanaka - Hvitved-Jacobsen, 1999). Mind az anaerob respiráció (szulfát respiráció), mind a fermentáció azonban szagos anyagokat termel, egyidejűleg játszódva a megfelelő körülmények között. A szulfát respiráció terméke a kénhidrogén egyértelműen káros szag-termelő. A szerves tápanyag és a jelenlevő mikroorganizmus rendszer összetétele függvényében a fermentáció végtermék listája ugyanakkor meglehetősen széles. A 4. ábrán láthatóan az aerob és anaerob átalakítások kölcsönhatása eredményeként ugyanakkor a szagos végtermékek keletkezése csökkenhet. 4. ábra: A szerves anyagok anaerob/aerob átalakulásai a szennyvízelvezető csatornákban. 22

23 Anaerob úton keletkező illó szerves anyagok a szennyvízcsatornában Az anaerob folyamatok során mind szervetlen gázok, mind illó szerves anyagok is keletkeznek. Az előbbi típusú, kellemetlen komponensek az ammónia és a hidrogén-szulfid. Közülük az utóbbi a kellemetlen szaghatásán túl egészségileg is káros, és korróziót is okoz. Az emberi orr a jelenlétét mintegy 0,001 ppm koncentráció körül érzékeli ppm koncentráció tartományban orra, szemre, torokra, már erősen irritáló, míg 100 ppm körül már komoly légzési problémákat eredményez ppm között a halál néhány percen belül beáll a kénhidrogénes levegő belégzése esetén. Fontos megállapítani, hogy 50 ppm körül megszűnik a jellemző szaga, és fölötte az ember nem érzékeli a szagát (ASCE, 1989). A szennyvízcsatorna gázfázisának jellemző szagát okozó szerves komponensek folyadékfázisbeli koncentrációja Hwang és társai (1995) mérései alapján a 2. táblázatban látható. Mint a korábbiakban látható volt, a szerves anyagok bontásának illó sav származékai, melyek elsősorban a szénhidrátok lebontási végtermékei, a közcsatornák kifolyó vízében nem igen jelentkeznek (Hwang et al., 1995). A merkaptánok döntően a fehérjék lebomlásából származnak. Ugyanez igaz a nitrogéntartalmú illékony származékokra is. 2. táblázat: A szennyvíztisztítóba érkező szennyvizek kén- és nitrogén-tartalmú illékony komponensei (Hwang és társai, egyedi szennyvíz) Komponens Átlagos koncentráció, µg/l Koncentrációtartomány, µg/l Kén-hidrogén 23, Szén-diszulfid 0,8 0,2-1,7 Metil-merkaptán Dimetil-szulfid 10, Dimetli-diszulfid 52, Dimetil-amin Trimetil-amin 78 - N-propilamin 33 - Indol 570 Szkatol Bár a 2. táblázat behatárolt lakossági szennyvíz adatait mutatja, koncentráció értékei több szempontból is érdekesek. A kénhidrogénnel összehasonlítva, a vizsgált komponensek közül sok hasonlóan jelentős koncentrációban van a folyadék fázisban. Megjegyzendő azonban, hogy az adatok a szennyvízben mért koncentrációk. A fölötte kialakul gázfázis összetétele egészen eltérő is lehet. Thistletwayte és Goleb (1972) a gáz összetételét is vizsgálták. Olyan szennyvízcsatornából vették a gázmintát, amelyben 4 órás volt a folyadék maximális tartózkodási ideje. Belépő koncentrációja mg BOI 5 /l, hőmérséklete 24 o C volt. A gázfázisban lévő komponenseket négy csoportba osztották (3. táblázat). Nemcsak a kémiai összetételüket, de a kialakuló koncentrációjukat is figyelembe vették. Az ammóniát nem sorolták ebbe a négy kategóriába : 1/ Széndioxid, CO 2 ; 2/ Szénhidrogének és klórozott szénhidrogének; 3/ Kénhidrogén, H 2 S; 4/ Szagos szerves származékok (merkaptánok, aminok, aldehidek, illó savak). 23

24 3. táblázat: A szennyvízcsatorna gázterének összetétele Thistletwayte és Goleb (1972) mérései alapján (anaerob szennyvízcsatorna száraz időszakban) Csoportbesorolás és komponensek Koncentrációtartomány Szén-dioxid, CO 2 0,2-1,2 % 2. Szénhidrogének és klórozott szénhidrogének a. Szénhidrogének, döntően alifás, C6-C14 és elsősorban C8-C12 (benzin komponensek) 500 ppm-ig b. Klórozott szénhidrogének, elsősorban triklór-etilén és etilén-diklorid, kevés szén-tetrakloriddal ppm 3. Kénhidrogén, H 2 S 0,2-10 ppm 4. Illó szerves anyagok a. Szulfidok (döntően metil-merkaptán és dimetil-szulfid, kevés etil-merkaptánnal) ppb b. Aminok (döntően tri- és dimetil-amin, kevés dietil-aminnal) ppb c. Aldehidek (döntően butiraldehid) ppb A fenti táblázat a mérési adatokat illetően nem pontosította az ipari szennyvizek részarányát, hozzájárulását. A 3-4. csoportba tartozó komponensek az anaerob lebomlás eredményei. Valószínűsíthető, hogy a 4. csoportba tartozó anyagok koncentrációi a kénhidrogén koncentrációval arányosan alakulnak, megközelítőleg annak az ötven - százszorosát adva a gázfázisban. Ez is azt mutatja, hogy a kénhidrogén koncentrációjának mérése önmagában nem elegendő a jelentkező szag mértékének a megítéléséhez, jelenléte azonban a gáz anaerob állapotának az egyértelmű indikátora. Szagos anyagok emissziója a közcsatorna szennyvízéből A szennyvízgyűjtő hálózat tervezése és üzemeltetése nagymértékben felelős a kialakuló anaerob körülményekért és ahhoz kapcsolódó szag-problémákért. A 4. táblázat áttekintést ad a fontosabb rendszerjellemzőkről, és a kapcsolódó szag-keletkezésről. Ha sem oxigén, sem nitrát nincs a szennyvízben, egyértelműen anaerob körülmények alakulnak ki, és a szulfát marad az egyedüli elektron akceptor. A respirációs folyamatok mellett (4. táblázat) a fermentáció anaerob folyamatai is meghatározóak ilyenkor az illó szerves anyagok keletkezésében. 4. táblázat: Elektron akceptorok és a megfelelő körülmények a mikrobiális redox folyamatok esetén a szennyvízcsatornában Környezeti feltételek Elektron akceptor Tipikus csatornaállapot Aerob +O 2 Részlegesen töltött gravitációs csatorna. Levegőztetett, nyomott csatorna. Anoxikus -O 2, +NO 3 Nyomott csatorna nitrát adagolással. Anaerob -O 2, -NO 3, +szulfát (+CO 2 ) Teljesen töltött gravitációs csatorna, vagy kis lejtésű gravitációs csatorna

25 Az illó, szagos anyagok kipárolgása a víz fölötti gázfázisba a környezeti problémák alapvető oka, folyamata. Mindaddig, amíg egy ilyen komponens a vizes fázisban marad, annak a szagproblémája nem jelentkezik. Fontos talán azt is figyelembe venni, hogy az ilyen anyagok a szennyvíz anaerob körülményei között tovább is bomolhatnak. A kénvegyületek közülük biológiailag jól bonthatók, míg ugyanez nem mondható el a nitrogén tartalmú illó vegyületekről (Hwang et al., 1995). A szennyvízgyűjtő rendszerben a fentiek miatt a szagos anyagok esetén két transzport lehetőséget kell elemezni: - az adott komponens vízből a gáztérbe történő transzportját, - valamint a közcsatorna gázterének cseréjét a környező atmoszférával, ahol a szagproblémát az okozhatja. A fentiek vizsgálatához több tényezőt és folyamatot is vizsgálni kell a szennyvízcsatornánál: - a szennyvíz ph-ját és hőmérsékletét, - a szennyvíz turbulenciáját a csatornában, - a csatorna levegőztetését, - a szóba jöhető kémiai és biológiai folyamatokat (pl. a csőfalon, melyek befolyásolhatják a csatorna gázterébe kerülő anyagmennyiségeket). A szennyvízcsatornákban a szagos anyagok tekintetében a gáz és folyadék fázis között az egyensúly általában nem állhat be, hiszen a csatorna gáztere valamilyen mértékig mindig levegőzik. A gázfázis koncentrációja ezért kisebb az egyensúlynak megfelelő értéknél. A különböző komponensek gázfázisba történő átmenetét mégis a gáz - folyadék egyensúly törvényei szabályozzák. Az A jelű illékony komponens gáz - folyadék egyensúlyát legáltalánosabban a Henry törvény írja le a következőképpen: p A = y A P = H A x A ahol p A = az A komponens parciális nyomása a gázfázisban (atmoszférikus nyomáson), P = összes nyomás (atmoszférikus), H A = Henry állandó - A komponensre - (atmoszféra / (mólhányad)), x A = az A komponens koncentrációja a folyadék fázisban (mól / (összes mól)), y A = az A komponens koncentrációja a gázfázisban (mól / (összes mól)). Az 5. táblázat néhány szagos és nem szagos komponens Henry állandóját és forráspontját mutatja be. 5. táblázat: Néhány szennyvízbe kerülő, vagy ott keletkező szagos összetevő 25 o C értékre vonatkozó paraméterei. (Más komponensekre az ilyen adatok Thibodeaux (1979) és Sander (2000) munkáiban találhatók.) Anyag Vegyület Atmoszférikus Henry állandó, H A, Forráspont, o C (atm (mol hányad) -1 ) Illó kénvegyületek Metil-merkaptán Etil-merkaptán Allil-merkaptám 69 Menzil-merkaptán 195 Dimetil-szulfid Duimetil-diszulfid Tio-krezol Nitrogénvegyültek Metil-amin -6,4 0,55 Etil-amin 17 0,55 Dimetil-amin 7 1,3 Piridin 115 0,5 25

26 Indol 254 Szkatol 265 Illó savak Ecetsav 118 0,063 Butirsav 162 0,03 Valeriánsav 118 0,025 Aldehidek és ketonok Acetakdehid 21 5,88 Butiraldehid 76 6,3 Aceton 56 1,9 Butanon 80 2,8 Szervetlen gázok Kénhidrogén, H 2 S -59,6 563 Ammónia, NH ,843 Nem szagos csatornalevegő komponensek Nitrogén, N 2-195,8 86,5 Oxigén, O ,8 Széndioxid,CO 2-78,5 1,64 Metán CH 4-161,5 40,2 Szénhidrogének Pentán C 5 H ,4 Hexán C 6 H ,5 Heptán, C 7 H ,9 Oktán C 8 H , A táblázatban láthatók azok a szénhidrogének és adataik is, melyek az ipari forrásokból, valamint az utcákról az esővízzel kerülhetnek a közcsatornába. A Henry állandó szükségszerűen csak a nem disszociáló molekulák illékonyságára vonatkozik. Az ammónia semleges ph-n gyakorlatilag teljesen ionos (disszociált) formában van jelen a szennyvízben, így tenziója sem jelentkezik. Más a helyzet a kénhidrogénnel, amelyik a semleges ph-nál jelentős részarányában disszociálatlan molekulák formájában van jelen, így tenziója, illetőleg koncentrációja a gáz fázisban is jelentős. A közeg lúgosodása csökkenti a kénhidrogén szagos komponensek levegőbe történő kijutását, mivel a gáz - folyadék fázishatáron történő transzport is meghatározóan befolyásolja. Kénhidrogén keletkezésének előrejelzése a közcsatornáknál A korábbi megállapításoknak megfelelően, bár a kénhidrogén koncentrációja önmagában nem jellemző a kialakuló szag erősségére valamennyi szennyvízcsatorna rendszerben, az mégis kellő információt szolgáltat a szennyvíz berothadt állapotára. A szennyvíz kénhidrogén koncentrációja is láthatóan nem közvetlenül arányos a gázfázisban kialakuló koncentrációval. Ettől függetlenül a szennyvíz kénhidrogén tartalma a jelentkező szagproblémák megfelelő indikátora, vagy előrejelzője lehet. Más probléma, hogy a gázfázisba kerülő kénhidrogén egy része ugyanakkor a szennyvízcsatorna falán a gázfázisban az oxigénnel kellően ellátott folyadékfilmben kénhidrogénné is alakulhat. Más része a folyadékfázisban kerül megkötésre a jelenlévő fémionok révén a kialakuló ph függvényében. Ezt jól szemlélteti az 5. ábra (Hvitved- Jacobsen - Nielsen, 2000). Normális körülmények között a kénhidrogén koncentrációja a szennyvízcsatorna vizében, ha szagproblémák nem jelentkeznek, 0,5 mg S/l alatt van. A jelentéktelen, közepes, illetőleg nagy szagirritáció a 0-0,5, 0,5-3, és 3-10 mg S/l koncentráció tartományban jelentkezhet 26

27 (Hvitved-Jacobsen - Nielsen, 2000). Mivel a kénhidrogén keletkezéséhez a szulfát anaerob redukciója szükséges, egyértelműen ilyen körülmények vannak a kénhidrogén szagú szennyvizekben. A kénhidrogén keletkezés sebességét azonban emellett több tényező is befolyásolja. 5. ábra: A szennyvízhálózatban végbemenő kén ciklus fő folyamatai, kénhidrogén termelése, megkötése és szag-emissziója. Szulfát jelenléte A szulfát többnyire mindenféle szennyvízben jelen van 5-15 mg S/l fölötti koncentrációban. Ezek az értékek biztosítják, hogy a viszonylag vastag biofilmekben a szulfid keletkezését a szulfát koncentráció ne limitálja (Nielsen - Hvitved-Jacobsen, 1988). A szennyvízcsatorna iszapjában azonban, ahol a szulfát a mélyebb rétegekbe is bejut, a szulfát redukciót, vagy szulfát redukáló kapacitást a folyadékfázis szulfát koncentrációja is befolyásolja. Különleges, ipari szennyvizeknél egyéb kéntartalmú anyagokból is keletkezhet a szulfát, melyeket a szulfát redukáló baktériumok tápanyagként hasznosíthatnak (Nielsen, 1991). Biológiailag bontható szerves anyag mennyisége és minősége. Ez a szulfátredukció szerves tápanyaga. Jól bontható élelmiszeripari szennyvizeknél a legkönnyebben hasznosítható szerves anyagok felhasználásával lényegesen nagyobb szulfátredukáló sebesség is elérhető, mint a háztartási szennyvizeknél. A kis vízfogyasztású térségekben azonban azok szerves anyag tartalma (KOI - BOI 5 ) is elég nagy lehet a folyamat hasonló gerjesztéséhez (Nielsen - Hvitved-Jacobsen, 1988). Hőmérséklet - ph A szulfátredukáló baktériumok is érzékenyek a hőmérsékletre. Aktivitásuk minden o C hőmérséklet-szökkenéssel az 1,13-ad részére csökken., ami azt jelenti, hogy 10 o C hőmérséklet növekedés hatására 3,0-3,5-szörösére nő. Az üzemi vizsgálatok alapján azonban úgy tűnt, hogy a korábban mért faktor csupán 1,03 ( o C-onként) (Nielsen et al., 1998). A 27

28 szulfátredukáló baktériumok 5,5-9 ph között életképesek. Különösebb inhibíciót azonban a 9-10-es ph tartományban sem tapasztaltak. Felület / térfogat arány a nyomott fővezetékekben. A szulfid döntően a biofilmben keletkezik. Ennek megfelelően a nagyobb átmérőjű, nyomott szennyvízvezetékekben a fajlagos kénhidrogén termelés kisebb, mint a kis átmérőjű csövekben. Áramlási sebesség a nyomott fővezetékekben. A szulfid termelés sebessége a biofilm vastagság függvénye. Ha egy csővezetékben az áramlási sebesség 0,8-1 m/s, csak vékony biofilm (jellemzően µm) alakulhat ki. A nagy folyadéksebesség azonban a diffúziós kettős réteg vastagságát csökkenti, növelve azzal a tápanyag-forgalmat a biofilm - víz fázishatáron, ami a fentiek hatás ellenében hat Norsker et al., 1995). Anaerob tartózkodási idő a szennyvízgyűjtő hálózatban. Ez meghatározóan befolyásolja a keletkező szulfid mennyiségét, koncentrációját. A tartózkodási idő a napi ingadozó szennyvízhozammal fordított arányban változik, de az esőzések is lényegesen befolyásolják azt. Kénhidrogén fogyasztás a csatornahálózatban. Mint a 7. ábrán látható, több hidrogénfogyasztó folyamat is csökkentheti az aktuális kénhidrogén koncentrációt a vízben. A gázfázisba történő transzportját ugyanakkor a csatornahálózat levegőztetése befolyásolja, ami a csőfal felső pontján eredményez kénhidrogén oxidációt. A szennyvíz nehézfém tartalma, elsősorban vastartalma is jelentős szulfidmennyiség megkötésére képes. Kénhidrogén keletkezés sebességének előrebecslése A kénhidrogén keletkezésének, illetőleg annak a sebességének a leírására többféle egyszerű, empirikus egyenletet is megadtak a közleményekben a gravitációs szennyvízcsatornák és nyomott fővezetékek esetére (Hvitved-Jacobsen - Nielsen, 2000). A számítás lehetőségét összegző kutatók azokon túl a kénhidrogén keletkezésének sebességét a biokinetika felhasználásával is modellezték az utóbbi években. Bár az alkalmazott modell a szóba jöhető folyamatok komplikáltságát igen leegyszerűsítve kezeli, komoly fejlődést jelent. Próbálja ugyan az aerob és anaerob körülményeket egyaránt, vagy akár ciklizálva is kezelni, mégis ma még nagyon leegyszerűsített modellje a szennyvízcsatorna hálózatban kialakuló tényleges folyamatoknak. Elvében természetesen az eleveniszapos szennyvíztisztítás kinetikai modelljéhez hasonló. Ugyanazokat a tápanyagokat és folyamatokat használja, s a kinetika kezelése is ugyanolyan Peterson-mátrixal történik (Hvitved-Jacobsen - Volertsen, 2001). Mint azonban a korábbi részek bemutatták a szennyvízcsatorna biológiai folyamatainak modellezésénél túlzottan sok paraméter figyelembe vételére lenne szükség, melyek az esetek többségében ismeretlenek, ma még csak nagyon ideálisnak tekinthető csatornarendszerekben számítható kellő pontossággal az aktuális kénhidrogén koncentráció a csatornahossz mentén. Helyette általában ma még helyszíni mérési adatokra kell rendszerint támaszkodni. A szag jelentkezését természetesen előbb utóbb közvetlenül is érzékelhetjük. 28

29 Összefoglalás A szagok keletkezése a közcsatornában láthatóan természetszerű, s megszüntetése a létrejöttét eredményező körülmények kiküszöbölésével, illetőleg külső, vegyszeres beavatkozással lehetséges, ha az a vegyszer egyszerűen csak oxigén, vagy levegő is. Irodalomjegyzék ASCE (1989) Sulphide in wastewater collection and treatment systems, ASCE (American Society of Civil Engineers) manuals and reports on engineering practice 69, pp 324. Brennan, B. (1993) Odour nuisance. Water Waste Treat. 36, Frechen, F.-B. (1994) Odour emissions of wastewater treatment plants recent German experinces. Wat. Sci. Tech. 30. (4) Gardner, J.W. - Barlett, P. N. (1999) Electronic nose: principles and applications. Oxford University Press, NY Gostelow, P., Parsons, S.A. and Stuetz, R.M. (2001) Odour measurements for sewage treatment works. Water Res. 35, Griep, M.I., Mets,T.F., Collys,K., Vogelaere,P., Laska,M., Massart,D. (1997) Odour perception in relation to age, general health, anthropometry and dental state. Arch. Gerontology Geriatrics, 25, Hvitved - Jacobsen, T. - Vollertsen, J. (2001) Odour formation in sewer networks. In Odours in Wastewater Treatment: Measurement, Modelling and Control. Ed. Stuetz, R. - Bernd Frechen, F. IWA Publishing, London, Hvitved-Jacobsen, T. and Nielsen, P.H. (2000) Sulphur tranformations during sewage transport. In: Environmental Technologies to Treat Sulfur Pollution principles and engineering (P. Lens and L.H. Pol, eds.), IWA Publishing, London, pp Hvitved-Jacobsen, T., Vollertsen, J. and Nielsen, P.H. (1998) A process and model concept or microbial wastewater tranformations in gravity sewers. Water Sci. Technol. 37(1), Hvitved-Jacobsen, T., Vollertsen, J. and Tanaka, N. (1998) Wastewater quality changes during transport in sewers an integrated aerobic and anaerobic model concept for carbon and sulphur microbial tranformations. Wat. Sci. Tech. 38(10), (read text pp ) or errata in Water Sci. Technol. 39(2), Hwang, Y., Matsuo, T., Hanaki, K., and Suzuki, N. (1995) Identification and quantification of sulfur and nitrogen containing odorous compounds in wastewater. Water Res. 29(2), Jobbágy A., Szántó I., Varga Gy. And Simon J. (1994) Sewer system odour control in the Lake Balaton area. Wat. Sci. Tech. 30 (1) Kitagawa M., Ochi T. and Tanaka S. (1998) Study on hydrogen-sulfide generation rate in pressure mains. Wat. Sci. Tech. 37. (1) Matos, J.S. and de Sousa, E.R. (1996) Prediction of dissolved oxygen concentration along sanitar sewers. Water Sci. Technol. 34(5-6), Nielsen P.H. (1991) Sulfur sources for hydrogen sulphide production in biofilm from sewer systems. Wat. Sci. Tech. 23, Nielsen, P.H., Raunkjaier, K. and Hvitved-Jacobsen, T. (1998) Sulphide production and wastewater quality in pressure mains. Wat. Sci. Tech. 37 (1), Norsker NH., Nielsen PH. And Hvitved-Jacobsen T. (1995) Influence of oxigen on biofilm growth and potential sulfate reduction in gravity sewer biofilm. Wat Sci. Tech. 31. (7) Sander, R. (2000), Henry s law Constants. In: Chemistry WebBook, (W.G. Mallard and P.J. Lindstrom (eds.), NIST Standard Reference Database Number 69, National Institute of 29

30 Standards and Technology, USA, webook.nist.gov/chemistry. Tanaka, N. and Hvitved-Jacobsen, T. (1999) Anaerobic transformations of wastewater organic matter under sewer conditions. In: Proceedings of the 8 th International Conference on Urban Storm Drainage (I.B. Joliffe and J.E. Ball, eds.), Sydney, Australia, August 30 September 3, 1999, Thibodeaux, L.J. (1979) Chemodynamics Environmental Movement of Chemicals in Air, Water and Soil, John Wiley & Sons, pp Thistlethwayte, D.K.B. and Goleb, E.E. (1972) The composition of sewer air. Proc. 6 th International Conference on Water Pollution Research, Israel, June 1972, Vincent, A. and Hobson, J. (1999) Odour Control. CIWEM Monographs on Best Practice No 2, Terence Dalton Publishing, London. Wilson, G.E., Huang, Y.C. and Schroepfer, W. (1980) Atmospheric sub-layer transport and odor control. J. Environ. Eng. Div., Proc. Am. Soc. Civil Eng. 106,

31 A szennyvizek szerves anyagai és szervetlen növényi tápanyagai újrahasznosításának lehetőségei. Bevezetés Kárpáti Árpád Veszprémi Egyetem, Környezetmérnöki és Kémiai Technológia Tanszék A lakossági szennyvizek sokféle növényi és állati eredetű, de az ember által részben átalakított szerves anyagot tartalmaznak. Mellettük mintegy 5-8-szor kisebb koncentrációban vannak azokban a növényi élet számára elengedhetetlen ammónium, valamint foszfát. A növények makro-tápanyagai közül a kálium ugyanakkor az előzőekhez képest a szükségesnél lényegesen kisebb arányban van csak a szennyvízben. A szennyvizek szerves anyagainak egy részét (cukrok, fehérjék, zsírok) az anaerob mikroorganizmusok metánná és széndioxiddá tudják alakítani, ami azok energiatartalmának az ismételt hasznosítására elvileg lehetőséget ad. A kis koncentrációjuk miatt azonban a gyakorlatban a közvetlen út a hideg vízben igen lassú átalakulási sebesség miatt nem gazdaságos. Az aerob mikroorganizmusok velük szemben a szerves anyagot a környezeti hőmérsékleten is (10-25 o C) mintegy 50 %-ban széndioxiddá alakítják, s az oxidációnál nyert energiával a további hányadból saját sejtanyagot építenek ki. A szerves anyag oxidációja persze tovább mélyülhet, hiszen a sejtek "éheztetésével" (relatív szerves anyag ellátottságuk), elhalásával az élő sejtállomány csaknem teljesen felemészthető. Az iszapba ilyenkor már csak a bonthatatlan részek és sejtfalmaradványok kerülnek. A gyakorlatban éppen az eredeti formájú, vagy alig átalakított lebegő szerves anyag, valamint az intenzíven szaporodó, energiadús biomasszaként szeparálható oldott részek anaerob átalakításával (mezofil iszaprothasztás) nyerhető ki fajlagosan a legtöbb energia a szennyvíz szerves anyagaiból. Fontos azonban kiemelni, hogy a cellulóz és lignin az említett aerob átalakítás során változatlan marad, s az anaerob átalakítás is csak a cellulóz minimális hányadát tudja metanizálni. A döntően a papírral a szennyvízbe kerülő lignin ezzel szemben mindegyik folyamatban bonthatatlan. Ennek megfelelően az utóbbiak energiatartalma is csak a maradék iszap elégetésével hasznosítható. Az iszapégetés azonban csak hatásos víztelenítést követően lehet energetikailag nyereséges. Füstgázai ugyanakkor további veszélyt jelenthetnek a környezetre. Az iszapégetés ezért csakis szigorúan ellenőrizhető, központi égetőművekben engedélyezhető. A komposztálás során ezzel szemben a cellulóz és lignin a gombák, sugárgombák révén lebomlik, majd talán elsődlegesen kémiai folyamatok, polikondenzáció utján biológiailag stabil huminsavakká, humusszá alakul (Kárpáti, 2002). Ez utóbbiak a talajmátrix azon szerves komponensei, melyek a talajszerkezet és ioncserélő kapacitás (ammónium és egyéb tápanyag-pufferoló képesség) tekintetében különösen előnyösek. A humusz lebomlási sebessége a talajban olyan lassú, hogy a ciklusidejét, vagy átlagos tartózkodási idejét a talajban évre becsülik. Ebből láthatóan igen fontos természeti tartalékunk, melyet azonban az intenzív növénytermesztés (üvegházas öntöző kultúrák) akár nélkülözni is képes. A nitrogén és foszfor tápanyagok eltávolítása a szennyvízből a szerves anyagéval részben ugyan kapcsolódik (biomassza N és P tartalma, illetőleg denitrifikáció), döntően azonban az 31

32 ammónium nitráttá, a foszfátnak pedig oldhatatlan foszfáttá történő átalakításán alapul. Az első még továbbra is újrahasznosítható növényi tápanyag lenne, de a denitrifikáció révén elemi nitrogénné alakulva már annak az újrahasznosíthatósága is elvész. Valójában csak az iszapból az anaerob rothasztás során ammónia (eredeti TKN tartalom %-a), valamint az iszapban maradó, ennél is kisebb hányad az, ami ténylegesen újrahasznosítható. Sajnos a mai gyakorlatban még csak az utóbbi egy része kerülhet vissza a növénytermesztésbe. Az iszapvíz még túl híg (0,5-1,5 g/l) a gazdaságos kihelyezhetőséghez. Ez csak a hígtrágyák mintegy ötször ilyen töménységénél gyakorlat. Ott is inkább a hulladéktól való megszabadulás kényszere a megújuló tápanyag visszaforgatásának a valódi oka. Bár a lakossági és állattartási tápanyag és emésztési hulladékok növényi tápanyagainak újrahasznosítása az emberiség évezredes gyakorlata, a mai modern életvitelnél a szennyező anyagok igen nagy mértékű hígítása látszólag csaknem teljesen kizárni látszik annak a lehetőségét. Ami a legegyszerűbb, az iszapmaradék komposztálása (humifikálás) is egyre inkább háttérbe szorul a modern műtrágya felhasználás következtében. A komposztelhelyezés tekintetében a hagyományos növénytermesztésben hasonlóan a hígtrágya példájához hosszabb távon valószínűleg a kényszerűség hatása fog érvényesülni. Sokkal kedvezőbb lehet ugyanakkor a komposzt kertészeti hasznosításánál a gazdaságosságosság. Ez azonban csak a komposztálás szigorú ellenőrzésével, minőségbiztosításával érvényesíthető. Megújuló tápanyag és energia újrahasznosítási lehetőség a szennyvizeknél A kérdéses hulladékok, szennyvizek részben a lakosság részére történő tápanyag alapanyagok előállítása, részben azok feldolgozása, illetőleg a termékek fogyasztása eredményeként keletkeznek. A növényi alapanyag termelésének a melléktermékei, hulladékai a növényi maradványok, melyek rendszerint maguk is újrafelhasználásra kerülnek, etetésre, almozásra, vagy közvetlen energia előállításra, tüzelésre, fűtésre. Egy részük az állattartás hulladékvonalán trágya formájában jelentkezik. Más részük közvetlenül a termőhelyen kerül vissza a talajba annak a művelése kapcsán, s jelent ismételten hasznosuló energiát, szerves tápanyagot a talaj mikroorganizmusainak, életközösségének. A szalma és fűrészpor, a kívánatosnál nagyobb nedvesség és nitrogéntartalmú szerves hulladékok komposztálásának segédanyagaként (többlet szerves szénforrás), biológiailag stabilizált formában, humuszként is visszakerülhet a talajba (Kárpáti, 2002). A növénytermesztés szilárd hulladékainak az energetikai hasznosításával rendszerint semmilyen gond nincs, hiszen azok szárított formában bármikor elégethetők, s minimális hamu maradványuk nagy kálium tartalmú talajtápanyag. Ugyanez igaz az egyre nagyobb mértékben termesztett energianövények égetésére is. A hamumaradék a szennyezettségétől függően a jövőben keverőkomponense lesz mind a természetes talajjavítóknak (komposzt, stb.), mind a műtrágyáknak. Gondot okoz ugyanakkor a trágyaként jelentkező részük, ami már az állattartás vonalán jelentkezik. Részben álaga, részben összetétele miatt. A trágyában a szalma mellett a fehérje és zsírtartalmú termékek állati hasznosítás utáni maradéka is benne van. A cukrok teljesen hiányoznak belőle, a rostos részeket alkotó cellulóz azonban többnyire változatlanul oda kerül. A fehérjék eredeti nitrogén tartalmának a döntő része (csaknem teljes mennyisége) is oda jut (vizelet, széklet). Ennek a vegyesnek tekinthető hulladékformának a termőtalajba történő elhelyezése ezredévek gyakorlata. A klasszikus állati trágyákkal (ló, marha) a talajvizek károsítására előzetes stabilizálásuk és kis nitrogéntartalmuk miatt nem 32

33 igen kerülhetett sor, hiszen a terméket előbb kiégették, mintsem a talajvizet károsíthatták volna. A trágya közvetlen égetése a fenti komponensei miatt lehetetlen. Bár bizonyos speciális állati trágyákat néhány országban szárítva tüzelésre is használják, ez a lehetőség inkább a kivétel. A megfelelően biztonságos trágyaégetés a szennyvíziszap égetésénél is bonyolultabb berendezésigényt és ellenőrzést jelentene. Ugyanakkor napjainkban az állattartás intenzifikálása eredményeként helyenként igen nagy trágyamennyiségek keletkeznek. Többsége sertés, marha, csirke, pulykatrágya, melyeknek az összetétele, állaga is nagyon eltérő. Hasznosításukra egyértelműen a mezőgazdaság, a növénytermesztés ad lehetőséget. Megjelent az elmúlt évtizedekben a trágyának a hígtrágya változata is, amelyet azonban a tárolási, újrafelhasználási költség csökkentése érdekében napjainkban igyekeznek minimalizálni. A sertéshizlalásnál azonban ez nem egyszerű feladat. A hígtrágya ugyanakkor különleges folyékony hulladék, melynek több mg/l oldott szerves anyag, valamint ammóniumtartalma van. A hígtrágya fő gondja, hogy a vizelettel döntően abba kerülő rész az elfogyasztott nitrogénnek mintegy 80, és foszfátnak 50 százalékát koncentrálja. Ezért ilyen tömény. Hiába lehetséges a sertéstrágyánál a megfelelő fázis-szeparáció, attól még a folyadékrész problémái mit sem csökkennek. Az a nitrogénterhelés döntő részét olyan koncentrációban tartalmazza, ami a növényzet kiégetését, s egyben a talajok veszélyes túladagolását, s azzal együtt a talajvíz szennyezését is okozhatja. A hígtrágya a növényzetre csak hígítva kerülhet, különben csak a vegetációs időszakon kívül helyezhető ki. Az utóbbi egyébként a szilárd trágyára is érvényes. A mezőgazdasági termékek feldolgozásának hulladékai igen sokfélék. Ez abból adódik, hogy közvetlen emberi fogyasztásra történő előkészítésük is sokféle. A feldolgozási veszteség egy része szilárd formában visszatartható, újrafelhasználható, de nagyobb része rendszerint a szennyvízbe kerül. Az egyes iparágakban a nyersanyag függvényében más-más cukor, keményítő, fehérje és zsírhányad kerül a technológiák elfolyó vizeibe. Fizikai előtisztítással a zsír számottevő része (például a húsiparban) visszatartható, annak a hasznosítására azonban nem igen jelentkezik igény. Ezt a zsírt nagy energiatartalma miatt ugyanakkor igen jól lehetne hasznosítani mind a biogáz előállításnál, mind a komposztálásnál. A foszfolipidekből maradó foszfátszennyezés sem jelent ezeknél problémát. Más a helyzet az említett iparágnak a szennyvízből fizikai úton eltávolíthatatlan, emulgeált fehérje anyagaival. A fehérjék nagyobb hányada csak fizikai-kémiai (vegyszeres) kezeléssel szeparálható a vízből. A szénhidrátok az oldhatatlan cellulózt kivéve ilyenkor is a vízben maradnak. Ezért a tömény cukros, keményítős vizek jelentik a kisebb gondot, hiszen a zsírokhoz hasonlóan, sőt azokénál még nagyobb sebességgel metanizálhatók. A cellulóz azonban csak igen kis mértékben bontható anaerob úton (Kárpáti, 2002). A fehérjék biogázosításakor azonban az ammónium és kénhidrogén döntően a vízbe kerül. Tenziójuknak megfelelően (ph-tól függően) kisebb részük a gázfázisban is jelentkezik. Éppen az utóbbi miatt lehet szükség esetenként a biogáz kéntelenítése. Ez napjainkra in-situ is lehetséges, de általánosan alkalmazott a szulfid vas-sókkal történő kicsapatása is, a metanizációra gyakorolt toxicitás csökkentésére. Az utóbbi megoldás azonban további iszapszennyezést eredményez a szilárd maradékban. A folyadék rész elhelyezése nagy ammónium koncentrációja, terhelése miatt gond, amiért is Európa ilyen maradékokkal súlyosan terhelt térségeiben a trágyarothasztás iszapvízének az ammónium tartalmát további szennyvíztisztítással lényegesen csökkenteni kell (Piccinini, 2003). 33

34 A döntően városokba települt élelmiszerüzemek azonban ma még a higiénés követelmények miatt adott távolságon belül (például az üzemben) szilárd hulladékaik, vagy iszapmaradékaik anaerob rothasztóját nem építhetik ki. A feladatot ezért bárkinek átengednék, legyen az trágya-biogáz üzem, kommunális tisztító iszaprothasztója, vagy célorientált biometanizáló külső vállalkozó is. A nitrifikáció / denitrifikáció meglehetősen drága. Az ammónia anaerob rothasztók iszapvízéből szeparáltan történő eltávolítását ugyanakkor a gyakorlat még nem alkalmazza, sem a trágya, sem a lakossági szennyvíziszap rothasztásánál. Az előzőt hazánkban azért, mert az egyetlen nyírbátori üzem kivételével nem is működik még ilyen telep, az utóbbi azért, mert az elsődleges aerob tisztítósoraik még úgy-ahogy alkalmasak a megfelelő nitrogéneltávolításra, vagy legalább is nem, vagy nem jelentősen büntetik őket a túlszennyezésért. Az élelmiszer-feldolgozó iparok (hús, tej, gyümölcs, és egyéb konzerv, üdítő, bor, sör, keményítő, stb.) szennyezőanyagainak egy részét, a fizikai, vagy fizikai-kémiai előtisztítás után is a szennyvízben maradó hányadát, hazánkban általánosan a lakossági szennyvíztisztítóknak kell eltávolítani a szennyvízből. Ilyen tekintetben ezért az élelmiszeripar és a lakosság szennyvíztisztítása szinte minden országban szervesen összekapcsolódik. Nálunk az említett iparágak szennyvíz előtisztításánál keletkező szennyvíziszap biometanizációját is szükségszerűen a lakossági szennyvíztelepek anaerob rothasztói biztosíthatják. A kicsapó-szerekkel bevitt fémszennyezés azonban ezeknél iszapszennyezést jelent, elhelyezési problémákat generál (nehézfém tartalom). A vegyes iszapmaradékoknak a mezőgazdasági elhelyezése ma már mindenütt fokozottabban korlátozott. A legfőbb gond valamennyi rothasztásnál szükségszerűen a fehérjékből (szennyvíziszap fehérjéiből is) a rothasztóban keletkező ammónium. Ez a kommunális tisztítók iszapjainak rothasztásánál az iszap elősűrítésétől függően 0,5-1,5 g/l koncentrációban lesz az iszapvízben. Ipari fehérjehulladék együttes metanizációjakor az a többszörösére is nőhet. Ez ugyan ritkán okoz ammónium toxicitást a rothasztókban (kellő adaptáció), az iszapvíz visszaforgatásával azonban a kommunális telep elsődleges biológiai sorának (anaerob és/vagy anoxikus és oxikus) a nitrogénterhelését annyira megnövelheti, hogy az előírt nitrogéneltávolítást már nem tudja biztosítani (túlzott N:C arány). A húsfeldolgozás hulladékának a közegészségi okokból történő sterilizálása, feldolgozása ugyanakkor további hulladék, szennyezés-forrás. Az ennél keletkező szilárd, valamint tömény folyékony hulladékok ammónium problémája is egyedülállóan különleges. Higiénés okokból minden fejlettebb országban szükségszerűen működik ez az állati-fehérje feldolgozó (ATEV) iparág. A húsipari feldolgozás során az állati alapanyagnak átlagosan valamivel több, mint egyharmada hulladékként jelentkezik (Ziskó, 2003). Ezt az anyagmennyiséget fertőzésveszélye, fehérje és zsírtartalmának bomlandósága miatt csakis központilag irányított, kellően ellenőrzött begyűjtéssel és feldolgozással lehet biztonsággal "kármentesíteni". A korábbi évtizedekben a 130 o C hőmérsékleten történő sterilizálás, majd a zsír- és víztelenítést követően a fehérje tartalmú szilárd anyag szárítása, olyan terméket biztosított, ami értékesíthető fehérje tartalmú állati tápanyag-kiegészítő volt. Ez a termék a BSE kór miatt ma csak kutyák és macskák tápanyagainak a gyártásához jöhet számításba. Ez azt is jelenti, hogy az adott iparágban az állati trágyákénál jóval nagyobb nitrogéntartalmú, bár fajlagosan valamivel kisebb tömegű szilárd hulladék keletkezik, aminek az elhelyezése, hasznosítása megoldatlan. Szerencsére az állati hulladékok zsírterméke végső esetben energetikailag akár közvetlenül is hasznosítható (ipari tüzelés). 34

35 Az állati hulladék feldolgozásánál a főzés, majd szárítás során jelentős mennyiségű ammónia, illetőleg szerves-amin kerül a gőz kondenzációjakor vizes fázisba. Még nagyobb az ilyen ammóniás víz hozama a korszerű, nedves feldolgozásnál, amikor a fizikai szeparációt követően a fehérje tartalmú vizes fázist a szárítást megelőzően bepárlással elősűrítik. Az ilyen kondenzvizek mintegy 2-3 g/l koncentrációban tartalmazzák az ammóniumot. Ezek összetételükben hasonlóak a hígtrágyákhoz. Szeparált elhelyezésük, hasznosításuk azonban a fennálló jogszabályok miatt, a feldolgozó üzem veszélyes jellege okán (a 130 o C-os előkezelés és gőz-sterilizáció ellenére) nem engedélyezett. Ma csakis a szennyvíztisztítás, vagy a komposztálás vonalára kerülhetnek, ami ott okoz rendkívüli komplikációkat. Ez a helyzet minél előbbi generális szennyvíztisztítási technológiaváltást követel az ATEV szennyvizeinek a tisztításánál. A lakossági fogyasztás hulladékai a harmadik szennyezőanyag típus. Ezeknek a közcsatornába kerülő része a korábbiaknál jóval hígabb lesz, hiszen a személyes kiválasztási maradékok maximálisan 2-3 liternyi mennyisége abban literre hígul (modern ivóvízellátás, vízgazdálkodás). Ez a lakossági szennyvízben mg/l ammónium koncentrációt eredményez. A hígulás meghatározó oka a többi, nagy mennyiségű személyes használatú víz elhelyezésének a kényszere. Erre azonban csakis megfelelő szennyvízgyűjtés és tisztítás után kerülhet sor, s akkor is nagy kérdés, hogy az hova (befogadó) lehetséges. Felvetődik ennek kapcsán, hogy a szennyvíztisztítási technika fejlődésének kihasználásával, közvetlen környezetünk öntözővíz igényének a növekedését nem lenne-e célszerű kevésbé központosított megoldásokkal kompenzálni. A lehetőségek mindig az adott környezet talajadottságain, vízigényén, valamint a modern berendezések üzemi és higiénés biztonságán múlnak. Jelenleg talán az egyetlen korlátozó tényező a keletkező iszap stabilizálásának, helyi hasznosításának a látszólag nem eléggé biztonságos lehetősége. Talán a központosított iszapfeldolgozás megszervezése, vagy a lokális, természetes növényzettel támogatott biológiai iszapstabilizálás lehet megfelelő megoldás a biztonság javítására. Az növényzetes szennyvíztisztítást Ausztriában egyébként 100 lakosegyenérték terhelés alatt (ritkán lakott térségek) a szennyvíz tisztítására a legkedvezőbb megoldásnak vélik. A központosított szennyvíztisztítás szilárd maradékának (szennyvíziszap) az elhelyezése a környezetszennyezés további lehetséges forrása. Az napjainkban eléggé ellenőrizetlenül hulladéklerakókba, esetleg további feldolgozás után a mezőgazdasági területekre kerül. Ezek mindegyike nagyon érzékeny mind a nitrogén-, mind a foszfor-szennyezésre, vagy terhelésre. Elvileg a növényzet nitrogén és foszfor igénye szerint szabad csak adagolni ezeket a tápanyagokat. Az ammónium-maradék újrahasznosításának lehetősége, korlátozó tényezői Az előzőekből is láthatóan napjaink meghatározó problémája, hogy a nagyobb ammónium tartalmú hulladékok újrahasznosítását a szükséges (gazdaságosan hasznosítható) területek hiánya, a lakossági szennyvizek ammónium tartalmáét pedig annak a kis ammónium koncentrációja limitálja. Kivétel talán a házi szennyvíztisztítók esete a tanyasias térségekben, ahol az öntözhető földterület korlátlanul áll rendelkezésre (Kárpáti, 2001). Itt is korlátozó lehet azonban a geológiai adottság, a talajminőség, talajvízszint és egyéb körülmények. 35

36 A talaj túlterhelése egyébként valamennyi szennyvíztípus esetében a nitrogén és foszfor tekintetében jelentkezhet, a víz és szerves anyag mennyiség ahhoz képest mindig növelhető lenne. A trágyák mezőgazdasági hasznosításának ezen túl csak az lehet a problémája, ha gazdaságosan elérhető közelségben nincs alkalmas mezőgazdasági terület ammónium tartalmuk megkívánt dózisban történő kihelyezéséhez. Mivel a megoldást a vizek nagyobb távolságra történő szállításának a költsége korlátozza, a folyadékok olcsó koncentrálása (például a membrán-szeparáció - RO) is változtathat a jövőben valamelyest a helyzeten. Napjainkban a műtrágyák termőföldre történő szállítása és kiszórása még sokkal olcsóbb, gazdaságosabb, mint a folyékony trágyáké, koncentrált ammónium tartalmú folyadékoké. A nagy ammónium koncentrációjú vizek ezen túl a növényekre semmiképpen nem öntözhetők közvetlenül, csak a vegetációs időszakot követően a talajra. Ez utóbbi növénykárosító hatás egyébként a többi nagyobb ammónium tartalmú szennyvíz, és a hígtrágya kihelyezésénél is fennáll. Ez persze megfelelő térfogatú és biztonságú (talajszigetelés) tározó kiépítését igényli, a folyamatos, egyenletes hulladékkeletkezés miatt. Ez további jelentős költség. A folyadékelosztás egyébként csőrendszerrel a legolcsóbb, de az is költség, s ezért a kihelyezés távolságát hasonlóan korlátozza. A trágyarothasztás folyamatos üzem, melynél a keletkező folyékony maradék időszakos tározásának az igénye is ugyanúgy jelentkezik ezért, mint a hígtrágyáknál. A talajvíz szennyezésére tehát mindenképpen az ammónium a legveszélyesebb, hiszen mind ammónia, mind nitrát formájában történő talajvízbe történő szivárgása egyaránt káros. Könnyen belátható ezért, hogy a trágyák és szennyvíziszapok napjainkban különösen támogatott bioenergia termelésére történő hasznosításának egyik oka az energiatermelésen túl az ammóniaterhelés csökkentése is (Piccinini, 2003). A szerves anyag részleges elgázosítása lehetőséget teremt az ammónium vizes fázisból történő későbbi eltávolítására. Éppen ezért a biogáz gyártás folyékony, ammóniás maradékai ammóniumtartalmának a szállíthatóságot biztosító koncentrálása, vagy elemi nitrogénné történő olcsó átalakítása lesz a közeljövő meghatározó fejlesztési feladata. Az előbbi látszik jelenleg nehezebbnek, annak ellenére, hogy a membránok fejlesztése is ugrásszerű. A kémiai lehetőségeit illetően az ammónia kicsapatása (MgNH 4 PO 4 - MAP, vagy struvit) nem tűnik biztatónak, hiszen ilyen nagy mennyiségű, drága magnézium talajban történő elhelyezésére semmi szükség. A nagyobb (néhány g/l) ammónium tartalmú szennyvizekből az ammóniumot sztrippeléssel is el lehet távolítani. Az ilyen szennyvizekből lúgos ph-nál a molekuláris ammónia viszonylag könnyen kidesztillálható, sztrippelhető, majd ismételten elnyelethető, s ezzel koncentrált formába hozható. Az elnyeletés különböző vegyszerek vizes oldataival is lehetséges. Elképzelhető (NH 4 )CO 2, NH 4 OH, NH 4 NO 3, (NH 4 ) 2 SO 4 formában is. A koncentrált nitrogén tartalmú növényi tápanyag oldatok nagyobb távolságra is szállíthatók lehetnek. Ilyenkor a széles körben felhasználásra kerülő műtrágyák nitrogén tartalmának a helyettesítésére hasznosíthatók. Gondosan ügyelni kell azonban az ammónia- és/vagy nitrátnitrogén és a többi meghatározó növényi tápanyag megfelelő koncentrációjára, arányára az öntözővízben, valamint a kijuttatott tápanyagmennyiségek dózisára is. A vegetációs időszakon kívül természetesen nagyobb koncentrációban történő kihelyezés is lehetséges, a dózisra azonban olyankor is ügyelni kell. A túltrágyázás a talajvíz szennyezésének a veszélyével jár. Az ilyen tápanyag visszaforgatás hiányossága azonban az optimális tápanyagellátás nehéz biztosíthatósága. A káliumot, a homokos talajok esetében külső forrásból kell biztosítani, ami egyidejű műtrágyázást is jelent. A fahamu beoldása ugyan megoldás lehetne, de ez további technológia és ellenőrzés igény, amit a felhasználói 36

37 környezet nehezen tud biztosítani. És talán éppen itt válik egyértelművé a műtrágyázás célszerűsége, mert annál a tápanyagigénynek megfelelően könnyebb ma még a kezelőszer kompozíciót beállítani. A komposzt esetében éppen ezért a káliumpótlást ma már kezdik a fahamu bekeverésével is biztosítani. Az ammónium fizikai, vagy kémiai úton ma még gazdaságosan elválaszthatatlan mindegyik fenti koncentráció tartományban. Pedig az ilyen kinyerése, majd koncentrált folyadékként, vagy szilárd termékként történő újra elosztása, s az intenzív növénytermesztés nitrogén igényének a vele történő biztosítása lenne ideális. Helyette napjaink gyakorlata mind a húsipari, mind az ATEV üzemek esetében a vegyes, netán vegyszeres szilárd fehérjés hulladékok komposztálással történő bérfeldolgoztatása. Ez a megoldás a szalmával történő nagymértékű hígítás esetén jónak tűnik, bár a vegyszerhulladék változatlanul a termékben marad. A helyes komposztálásnak ugyanakkor a fertőtlenítő hatása számottevő, jó esetben megfelelő a fertőzésveszély elhárítására (Kárpáti, 2002). A szennyvíztisztítás vonalán a fentiek miatt az elmúlt évtizedek során hatásos technológiák kerültek kifejlesztésre a szennyvízből történő nitrogén-, és foszforeltávolítás fokozására. Az egyik legújabb, ígéretes eredmény az iszapvízből történő szeparált nitrogéneltávolítás (SHARON-Anammox) (Kárpáti, 2003; van Dongen et al., 2001). Sajnos ezzel az ammónium a lényegesen hígabb lakossági szennyvizekből azonban nem távolítható el a megkívánt koncentrációig. A nitrogén-mentesítésre javasolt új SHARON-Anammox megoldás maradékában az ammónium-, és nitrát-tartalom ugyanakkor olyan kicsi, hogy a folyadék a talajokra akár folyamatosan is kihelyezhető. Ha teljes nitrogéneltávolítás lenne ezen túl valahol a cél, tehát nem a mezőgazdasági elhelyezés, hanem az élővízbe vezetés, ilyen nitrogén-mentesítést egy további, minimális kapacitású hagyományos aerob utótisztítással biztosítani lehet. További kérdés azonban a tisztított víz sterilitása, ami mind a mezőgazdasági öntözés, mind a felszíni befogadókba történő bevezetés esetén kritérium. Ez az ilyen tisztítást követően akár hideg sterilizálással (UV fertőtlenítés) is biztosítható. Nitrogéneltávolítás fokozása a rothasztó iszapvízének szeparált kezelésével Biológiai lehetőségek Napjainkban az NH 4 -N, illetőleg redukált, vagy oxidált nitrogéntartalom csökkentésére az általános gyakorlatban még csak a hagyományos nitrogéneltávolítást, a nitrifikációt / denitrifikációt alkalmazzák. A lakossági szennyvíztisztítók ennek megfelelően a szennyvizek ammónium tartalmának a döntő részét, %-át, így alakítják elemi nitrogénné az alábbi összegző reakcióegyenlet szerint: 2NH ,5O 2 +szerves anyag N 2 + 3H 2 O + 2H + A nitrátból nitrogénjének a szerves szén felhasználásával történő redukcióját ilyenkor heterotrof biomassza végzi komoly fajlagos iszaphozammal. A maradék nitrogén tápanyag inkább nitrát formájában marad a tisztított vízben, mintsem ammóniaként. A már említettek szerint a kommunális szennyvíztisztításnál csak az anaerob rothasztó iszapvize ammóniumtartalmának, ami a telep teljes nitrogénterhelésének csak mintegy % -a (amely a szerves anyag eltávolítása során a keletkező iszapba kerül), lehet megoldás a már hivatkozott SHARON-Anammox megoldás (Kárpáti, 2003; van Dongen, et al., 2001) a következő összefüggés szerint: 37

38 2NH ,5O 2 +2HCO 3 - NH 4 + +NO H 2 O +2CO 2 N 2 + 5H 2 O Mindegyik átalakítási lépcsőt autotrof mikroorganizmusok végzik. Láthatóan mindkét folyamathoz elvileg megegyező mennyiségű oxigén kell. Az utóbbihoz azonban nem kell szerves anyag (4,3 kg KOI /kg N), továbbá az iszapprodukciója is minimális. Ez a folyamat éppen azért kedvezőbb. A tisztán autotrof rendszerben a speciális, gyorsan szaporodó autotrof mikroorganizmusok válhatnak dominánssá. A heterotrof denitrifikációnál szükséges szerves anyag igény megtakarítható, ami a metanizációnál jelenthet az utóbbinak megfelelő energiahozam növekedést. Ez a folyamat azonban csak nagyobb ammónia koncentráció (> mg/l) esetén stabilis. Ezért a tisztán autotrof megoldás a szilárd trágya, a hígtrágya, valamint az egyéb koncentrált ammóniás vizek nitrogéntartalmának a nitrogénné alakítására lehet csak alkalmas, természetesen a szerves anyagok előzetes eltávolítását követően. Az ilyen ammónium (nitrogén) eltávolítás azonban a kisüzemi trágyarothasztásénál lényegesen pontosabb, bonyolultabb folyamat-szabályozást is igényel. A komoly nitrogén kihelyezési problémák (iszapvíz elhelyezési igény) azonban úgyis egyértelműen a nagy kapacitású trágyarothasztóknál jelentkeznek, ahol az ilyen szabályozás kellően biztosítható. Az említett technológia a lakossági szennyvíztisztításban megfelelőnek bizonyult (van Dongen et al., 2001), trágyarothasztók szennyvizeinek a nitrogén-mentesítésére azonban eddig még próbálták ki. Igen nagy valószínűséggel a megoldás ott is megfelelhet. Ugyanez a technológia az ATEV üzemek kondenzvizeire még kedvezőbb távlati lehetőséget ígér. Ezeknél az ammónium tartalom még nagyobb, s a hagyományos denitrifikációhoz rendelkezésre álló tápanyag hiánya is fokozottabb. Saját területük a kondenzvíz öntözésére nincs, az ipari üzem ugyanakkor nagyobb biztonsággal üzemeltethet ilyen megoldást, mint egy állattartó telep. Fizikai-kémiai módszerek A sztrippeléssel összekötött egyéb kémiai lehetőségek (abszorpció (NH 4 ) 2 CO 2, NH 4 OH, NH 4 NO 3, (NH 4 ) 2 SO 4 formájában) az eddigi gyakorlat során nem bizonyultak rentábilisnak (Kajan, 2003). Ez azonban akár meg is változhat a műtrágyák árának a változásával a jövőben. Az ammónia sztrippelése, majd közvetlen égetése látszik még a koncentrált ammóniumos folyadékoknál technikai lehetőségnek, de azt a szennyvíztisztítás gyakorlatában is igazolni kell. Az ammónia égetése a növényi hulladékokból történő szerves szén hasznosítás analógiája. Egy ilyen ammónia-hasznosító egység egy hagyományosnak tekinthető desztillációs, illetőleg azt követő ammóniumégető kazán és termikus energiahasznosító (kazán/hőcserélő) egység. A sztrippeléssel a 3-4 g/l ammónium koncentrációjú folyadékból mintegy 90 %-os ammónia eltávolítás biztosítható. A sztrippelés lúgos közegből közvetlen gőzbevezetéssel történhet. A sztrippelés a jelenlegi üzemi kiépítésnél mm átmérőjű és hosszúságú, teflonnal bevont Raschig gyűrűkkel töltött, 6-8 méter magasságú, cm átmérőjű kolonnán történik, de valószínűleg saválló acél Raschig betéttel is biztosítható. A különleges bevonatú töltet minimalizálja a bomló ammónium vegyületek korrozív hatását (Uppor, A., 2003). Az eddigi tapasztalatok szerint a csak szabad ammóniumot tartalmazó szennyvizet mintegy 10-es ph-nál célszerű desztillálni, míg a szerves nitrogén tartalmúakat 10,5-11 ph között 38

39 lehet megbontani. Ilyen igény a szerves aminokat tartalmazó, korábban említett kondenzvizek esetében is jelentkezik. A kémhatás beállítása mindenféleképpen nátriumhidroxiddal előnyös a tölteten történő lerakódások elkerülésére. A kalcium könnyen kiválik az ilyen vizekből. A kiválások jelentkezése egyébként a hígtrágyák, vagy nagy ammónium tartalmú rothasztási iszapvizek esetleges sztrippelése esetén még valószínűbb. A nátronlúg (NaOH) nem különösebben drága, ugyanakkor nem a legkedvezőbb a víz további mezőgazdasági elhelyezésénél. Kálium-hidroxiddal történő helyettesítése előnyös lenne, de a költségeket számottevően növeli. Az égetés az ammónia nitrogénné történő parciális oxidációját jelenti, egyedi égető berendezésben. Ez komoly berendezés és szabályozásigényt jelent. A metánnal együtt, gázmotorban történő égetés nem jöhet szóba. A biogázosítás szilárd maradékainak az elhelyezési problémái A trágyák, netán élelmiszeripari, fehérje és/vagy kicsapószer tartalmú iszapok szerves széntartalma energetikai hasznosításának további problémája, az ammónium iszapvízbe kerülésén túl, hogy míg a trágya mezőgazdasági elhelyezése, hasznosítása, bizonyított veszélytelensége révén régóta engedélyezett, a vegyes rothasztás maradékáról mindezek nem mondhatók el. A hatóságok szakemberei az ilyen iszapok mezőgazdasági talajokra történő kihelyezését rendszerint csak a veszélyes hulladékokra előírt minősítés elvégzését követően engedélyezik. Nem okoz azonban ez különösebb gondot, ha az alapanyag összetételét a biogáz termelésénél kellően ellenőrizni lehet, ami persze a rothasztási technológia, illetőleg annak üzemeltetése tekintetében is meghatározó kérdés. Fontos, hogy az iszapok ne tartalmazzanak határérték felett nehézfém szennyezést. Ezt az előtisztításnál használt vegyszerek minőségével lehet ellenőrizni. A cinktartalom ettől függetlenül kritikus lehet az állati hulladékok nagy cinktartalma miatt. Hollandiában a cink mellett a réztartalom is reménytelenné teszi a trágyarothasztás maradékának a mezőgazdasági hasznosítását. A réz köztudottan a holland sertéshizlalás neuralgikus pontja. Ólom esetenként nagy ólom tartalmú mészhidráttal kerülhet jelentős koncentrációban az iszapmaradékba, illetőleg ilyenkor az ólommal esetleg még kevés kadmium is bekerülhet abba. Az utóbbiak azonban igen ritkán, csak nagyon rossz mészforrás esetén jelentkezhetnek. Az alapanyag oldaláról ilyen szennyezés veszély a vegyszereken túl inkább a szilárd lakossági hulladékok biológiailag bontható részének a biogáz termelésre történő hasznosításából jelentkezhet. Ezzel a nyersanyaggal a vegyes rothasztásánál olyan, az állati trágyában elő nem forduló szintetikus szerves szennyezők is kerülhetnek a maradékba, amelyek a hasznosítást teljesen lehetetlenné teszik. Természetesen ez nem csak az ilyen vegyes biogáz termelés, de a hasonló, vegyes komposztálás termékére is érvényes. Összefoglalás Az élelmiszertermeléssel, feldolgozással és fogyasztással kapcsolatos szilárd és folyékony hulladékok jelentős energia és tápanyagforrás. Ezeket azonban csak megfelelően ellenőrzött technológiákkal szabad hasznosítani. Mindenképpen gondot jelenthet az ammóniumnak a növények öntözésére kedvezőtlenül kicsi, vagy nagy koncentrációja. Az utóbbi esetben a maradékokat (szilárd és folyékonyt egyaránt) a vegetációs cikluson kívüli időszakban szabad csak kihelyezni a talajra, vagy talajba. A biogáz-termelés szilárd maradékának a mezőgazdasági hasznosítása a trágyáktól eltérő, sokféle egyéb alapanyaggal vegyesen történő rothasztás esetén további komplikációt jelent, hiszen ilyenkor nehéz az alapanyag minőségellenőrzése, amiért a káros szennyeződés veszélye is fokozottan fennáll. 39

40 Irodalomjegyzék Kajan, M. (2003) Biogas in Czech Republic. Biogas from biomass Experience from Europe Potentials for Hungary. AD-Nett Seminar in Sopron, Hungary, June pp. 16. Kárpáti, Á. (2003) SHARON - Anammox eljárások - várható hatásuk a szennyvíztisztításban. VII. Országos Vízi - Közmű Konferencia, Sopron, június (CD) Kárpáti, Á. (2001): A szennyvíztisztítás környezetbarát lehetőségei ritkábban lakott térségekben. Vízügyi Közlemények, LXXXIII (2) Kárpáti, Á. (2002) Komposztálás. Szennyvíziszap rothasztás és komposztálás, Kárpáti, Á., Ismeretgyűjtemény, No. 6, Veszprémi Egyetem, Környezetmérnöki és Kémiai Technológia Tanszék, Piccinini, S. (2003) Anaerobic digestion in Italy: Contribution to renuwable energy production and emission reduction. Biogas from biomass Experience from Europe Potentials for Hungary. AD-Nett Seminar in Sopron, Hungary, June pp. 10. Upor, A. (2003) Személyes adatszolgáltatás. van Dongen, U., Jetten, M. S. M., van Loosdrecht, M. C. M. (2001) The SHARON - Anammox process for treatment of ammonium rich wastewater. Wat. Sci. Tech. 44 (1) Ziskó, G. (2003) Kérdések és válaszok az állati eredetű melléktermékekről. A Directorate- General for Health and Consumer Peotection (SANCO) 2002 nov. 3.-i brüsszeli szemináriumának beszámolója, Húsipar, 2003 (1)

41 SHARON és Annamox eljárások - várható hatásuk a szennyvíztisztításban - - Kárpáti Árpád V E, Környezetmérnöki és Kémiai Technológia Tanszék karpatia@almos.vein.hu Bevezetés A szennyvíztisztítás igényei megállás nélkül szigorodna, de a biztosításához rendelkezésre álló ismeretek is hasonlóan bővülnek. Az előbbiek vonatkozásában elég a várhatóan egy év múlva bekövetkező EU csatlakozásunkat megemlíteni, ami a tagországokra érvényes 271/1991 számú általános javaslat hosszabb távú hazai érvényesítését követeli meg az időszakos derogációs lehetőségeink mellett is. Nagyobb városaink esetében (> LE) ez hatásos nitrifikációt és denitrifikációt, valamint hasonló foszfor eltávolítást követel meg. Az EU-ban 10 és 100 ezer LE közötti telepterhelés esetén az elfolyó tisztított víz összesnitrogén (TN = TKN + NO x -N) koncentrációja 15 mg/l, fölötte pedig 10 mg/l alatt kell, legyen. Ilyen nitrogéneltávolítást nem csak a hazai, átlagosan is koncentráltabb szennyvizek tisztításánál, de a gazdagabb, kevésbé víztakarékos, s műszakilag is fejlettebb országok szennyvíztisztításánál is nehéz biztosítani, elsősorban a denitrifikáció szerves tápanyagigénye miatt. A nagyobb tisztítókban ugyanis a szerves anyag maximális mennyiségéből metánt célszerű termelni, részben az energiatartalmának a hasznosítása, visszaforgatása, részben az iszaptermelés minimalizálása érdekében. Ez az áttekintő anyag a nitrogéneltávolítás hatásfokának a javítása érdekében az utóbbi évtizedben kifejlesztett két reménykeltő, és egészen újszerű biotechnológiai módszert kívánja bemutatni, megfelelően behatárolva azok helyét, s várható költségét a szennyvíztisztítás technológiai sorában. A tápanyag-egyensúly problémája a szennyvíztisztításnál Napjainkban közismert, hogy energetikailag legkedvezőbb az a szennyvíztisztítási megoldás lenne, amikor a szerves szennyezőanyag teljes mennyiségéből metán keletkezne, s azt energia előállítására fordíthatnák. Ez az elvi megoldás is veszteséggel jár azonban, hiszen az előállítható metán egy részét a folyamat intenzifikálása érdekében a mezofil környezet fenntartására kell fordítani. Ennek ellenére voltak olyan törekvések a múlt század utolsó évtizedének elején, melyek a lebegő részek fokozott, sőt az oldott szerves anyagok egy részének is az azzal történő kombinált eltávolításával ezt a vonalat kívánták érvényesíteni. Az ilyen megoldásnak az alapvető problémája azonban az, hogy a szennyvízben maradó nitrogén és foszfor további eltávolítása még nehezebb, költségesebb lesz. A foszfor eltávolításának vegyszerköltsége talán még nem is különösebben nagy (vas-, alumínium-sók), azonban abból a foszfor biológiailag többet már nem hasznosítható. Egyéb nehézfém szennyezettsége mellett ezért is gondot jelent az így keletkező iszap elhelyezése. A természetbarát foszfor kicsapatásnál, ami struvitként (MgNH 4 (PO 4 ) - más néven MAP) történő eltávolítását jelenti, a vegyszerköltség ma még megfizethetetlen. Az ammónium kilevegőztetése, kigőzölése, majd visszanyerése még ennél is drágább, ioncseréje pedig 41

42 végképpen szóba sem jöhet. Maradnak tehát mindkét komponensre a hagyományos, mikrobiológiai megoldások. Az utóbbiak tekintetében azonban ugyancsak problémák jelentkeznek. A hagyományos nitrifikáció, majd azt követő denitrifikáció ugyan elvileg megfelelő megoldás a szennyvíz ammónium és szerves nitrogén tartalmának gáznemű nitrogénné történő alakítására, de a denitrifikáció szerves tápanyag igénye a szennyvízben nem minden esetben áll rendelkezésre. Ennek részben technológiai okai vannak, hiszen a denitrifikációra szóba jöhető szerves anyag hasznosítását a heterotróf mikroorganizmusok (denitrifikáló szervezetek is) oxigénnel előnyben részesítik, s ez a denitrifikáció gátlását, tápanyag-veszteségét eredményezi. Ennek minimalizálása jelentette a hagyományos nitrifikáló/denitrifikáló eljárások korábbi fejlődését. Emellett külső tápanyag (általában metanol) adagolásával is javíthatták a denitrifikációt, s ezzel a nitrogén-tápanyag eltávolításának a mértékét. A nitrifikáció fejlesztési vonalában ugyanakkor az utóbbi időszak eredménye a rögzített film beépítésének előretörése volt az eleveniszapos eljárásokban (hibrid rendszerek). Ez a fajlagos nitrifikációs sebesség növelését eredményezte. A rögzített filmes (RBC és lebegő állapotú biofilmes) rendszerek fejlesztése és vizsgálata vezetett el az aerob denitrifikáció felismeréséhez, melyre különleges, biofilmben kifejlődő autotróf mikroorganizmusok képesek. Ezek a mérések szerint nitráton és nitriten keresztül is végezhetik az elemi nitrogén előállítását (Hellinga et al, 1998). A biofilmes nitrifikáció fejlesztése az elmúlt évtized közepétől egyébként a nitrifikáció jelentős intenzifikálását eredményezte, ami szimultán-filmes (hibrid) megoldásként, valamint utó-nitrifikációként kiépítve mind kis-, mind nagyüzemi méretben megvalósítást nyert. A denitrifikációra az utóbbi megoldásnál csakis külső tápanyag (metanol, acetát, stb.) felhasználásával nyílik lehetőség, ami viszont jelentősen növeli a tisztítási költséget. Mindezeken mellett régen felismerték, hogy a nitrogéneltávolítást (nitrifikáció/denitrifikáció) rövidebb úton, a nitriten keresztül is lehet végezni (Mulder et al., 1995; Hippen et al., 1996; Jetten et a., 1997; van Loosdrecht Jetten, 1998). Az ammónium oxidációját a ph szabályozásával a nitritnél meg lehet állítani, mivel a Nitrobacter fajokra a szabad ammónia jelentős toxicitást fejt ki (Anthonisen et al., 1976). Ennek a megoldásnak vannak hátrányai is, nevezetesen a nagyobb ammónium féltelítési állandó. Ilyenkor ezért még egy befejező nitrifikációs/denitrifikációs lépcsőre is szükség van az ilyen a tisztításnál. Nagy előnye azonban a jelentős oxigén és szerves anyag megtakarítás. Az ammónium nitrogénjét ilyenkor (-3) oxidációs-fokról a nitrát (+5) értéke helyett csak (+3) értékre kell növelni, 6/8-ad részére csökkentve ezzel az oxigénigényt, továbbá a (0) oxidációs fokú nitrogénné történő redukcióhoz a szerves tápanyag igény is annak megfelelően (3/5) részére csökken. A ph szabályozás, s a két lépcső kiépítésének a költsége csakis speciális, koncentrált ammónium tartalmú, ugyanakkor szerves anyagban viszonylag szegényebb ipari szennyvizek esetén teszi gazdaságossá a megoldást. Kommunális szennyvizeknél, vagy az anaerob iszaprothasztás iszapvízénél alkalmazására nem is került sor. Pedig az utóbbi vizek a szennyvíztisztító összes nitrogén terhelésének általában mintegy % -át tartalmazzák (ammónium formájában), amely az eleveniszapos tisztítási folyamatba kerül visszavezetésre. Fontos megjegyezni, hogy ez a mennyiség egyidejűleg viszonylag koncentrált formában (0,5-1,5 g NH 4 -N/l) van az érkező szennyvízáram mintegy 1 %-ának megfelelő iszapvíz áramban. 42

43 Az utóbbira ezzel szemben a hőmérséklettel és ph-val együttesen szabályozott, nitriten keresztül történő nitrifikáció (SHARON), majd heterotrof denitrifikáció került a múlt évtized közepétől kifejlesztésre majd nagyüzemi alkalmazásra Hollandiában, ami más országok problémájára is ígéretes megoldásnak tűnik. A holland kutatócsoport röviddel azután kifejlesztette ennek a rendszernek az autotrof denitrifikációval kombinált változatát is, amelyek együttesen a SHARON - Annamox eljárás néven váltak világszerte ismertté. Ez a megoldás a korábbi megfontolásnak megfelelő oxigénigény csökkentésnek is a felével képes működni, hiszen csak az ammónium felét oxidálja nitritté, s a másik felét használja elektrondonorként a szerves szén helyett. Teljesen megszünteti ezzel a folyamat szerves tápanyagigényét is. Az ismertető további része az utóbbi két eljárás részleteit, kialakítását, nagyüzemi tapasztalatait mutatja be. SHARON eljárás A pontos angol megnevezés, melynek a márkanév a rövidítése: Single reactor system for High activity Ammónia Removal Over Nitrite. Egyszerű reaktor rendszer nitriten keresztül történő nagy sebességű ammónium eltávolításra. Ezt egy gyors szaporodási sebességű autotrof mikroorganizmus faj, a Nitrosomonas eutropha segítségével sikerül biztosítani. Az eljárást anaerob rothasztás utáni iszapvíztelenítésnél keletkező iszapvizek ammónium tartalmának az oxidációjára majd redukciójára fejlesztették ki (Hellinga et al., 1998; 1999). Korábban vizsgálták számos nitrifikációt befolyásoló paraméter, mint a ph, oldott oxigén, ammóniumés salétromos-sav koncentráció, és a hőmérséklet hatását is az ammónium nitritté/nitráttá történő oxidációjára. Mindegyikkel be lehetett fékezni a nitráttá történő oxidációt (nitrit felhalmozódás), de hosszú időn át stabilan megakadályozni azt csak a nagyobb ph tartásával sikerült. A SHARON eljárással ugyanakkor gyakorlatilag a hőmérséklet és a hidraulikus tartózkodási idő (HRT = SRT) beállításával stabil, nitriten keresztül történő oxidációt/redukciót sikerült elérni. Azért is kedvező az így működő SHARON megoldás, mert a többieknél viszonylag olcsóbb, hiszen nem keletkezik vegyszer-iszap a folyamatban, kisebb a biológiai iszap-hozama is, és a nitrogén eltávolítást rendkívül egyszerű műveleti berendezésben biztosítja. Az 1. táblázatban a szóba jöhető különböző elvi megoldások körülményeinek és költségeink az összehasonlítása látható. 1.táblázat: Iszapvízből történő nitrogén eltávolításra szóba jöhető megoldásai (van Kempen et al. 2001). Vegyszeriszap hozam Biológiai iszaphozam Vegyszeradagolás Energiaigény Üzemeltetés Költség, EURO/ kgn Levegős kifúvatás átlagos átlagos 6,0 Gőzös sztrippelés nagy bonyolult 8,0 MAP kicsapatás kicsi bonyolult 6,0 Membrán bioreaktor nagy átlagos 2,8 Biofilm-reaktor - kicsi + átlagos átlagos 5,7 (airlift) SHARON eljárás - kicsi + átlagos egyszerű 1,5 A SHARON eljárás alapvető különlegessége, hogy megnevezésének megfelelően egyáltalán nem alkalmaz iszap-recirkulációt. A mikroorganizmusok szaporodása és kimosódása egyensúlyban van a tökéletesen kevert egyetlen reaktoregységben. Az eljárás fontosabb jellemzői a következők (van Kempen et al. 2001): 43

44 - A biológiai nitrogén eltávolítás koncentrált szennyvízből nitriten keresztül történik. - A magasabb hőmérséklet (30-40 o C) eredményeként a gyorsan szaporodó mikroorganizmusok (nitrifikálók és denitrifikálók) dominálnak a reaktorban. Az aerob tartózkodási idő egy nap körül optimális a nitrit oxidációjának a visszaszorításához. - A nitrifikáló mikroorganizmusok fajlagos szaporodási sebessége ugyan nagy, de az ammónium fél-telítési állandója (K NH4+ ) is viszonylagosan nagy a folyamatban. Ennek eredményeként egy nap körüli aerob tartózkodási időnél néhányszor 10 mg/l ammónium maradhat az elfolyó vízben. Az utóbbi koncentráció ugyanakkor független a befolyó víz koncentrációjától. Az eltávolítás hatékonysága az érkező szennyvíz koncentrációjának növekedésével nő. Az érkező iszapvíz koncentrációja az anaerob rothasztás előtti iszapvíztelenítés mértékétől függ. Általában 0,5-1,5 g/l között változik. - A nitrit oxidációjának a sebessége a hőmérséklet emelkedésével erősebben csökken, mint az ammóniumé. A nitrát oxidációjának visszaszorítása így a viszonylag magasabb hőmérséklettel (30-40 o C) és megfelelően rövid folyadék-tartózkodási idővel biztosítható. - Ilyenkor a nitritté történő oxidációhoz csak a nitráttá történő átalakítás oxigénigényének a 75 %-a kell, továbbá a nitritből nitrogénné történő redukció a nitráttal szemben csak 60 % BOI igényt jelent. - A ph szabályozása is elengedhetetlen a hőmérséklet beállítása mellett a nagy koncentrációk és reakciósebességek miatt. A rothasztóból érkező bikarbonát, valamint a denitrifikáció sav-fogyasztása kompenzálja a nitrifikáció savtermelését. Mindegyik közelítőleg az utóbbi 50 %-áért felelős. Fontos azonban a széndioxid megfelelő kifúvatása a levegőztetéskor, hogy a rothasztóból érkező bikarbonát ténylegesen hasznosulhasson. - A nagy iszapvíz koncentrációk miatt a hőtermelés is jelentős az oxidációnál. - Iszapvisszatartás nélküli az üzemeltetés, ezért az iszapvízzel érkező lebegő anyag (iszapvíztelenítési zavarok esetén) nem különösebben befolyásolja az ammónia nitritté történő oxidációját. - Egyszerű, tökéletesen kevert tankreaktor tökéletesen alkalmas a nitritté történő ciklikus oxidációra, majd hasonló redukcióra. Az aerob ciklus idejét a teljes aerob hidraulikus tartózkodási idő határolja be. Az egyes levegőztetett szakaszok tartama ezért az érkező szennyvízáram nagyságától, és a ph beállítási határoktól függ. Levegőztetéskor a ph csökken, az anoxikus szakaszban nő. A denitrifikációhoz szükség szerint metanolt célszerű felhasználni. Ezzel a megoldással a denitrifikáció sebessége összehasonlíthatatlanul nagyobb, mint korábbi hasonló nitrites megoldást követő, második lépcsőben történő primer iszapadagolással. A SHARON eljárás tipikus levegőztetési ciklusát szemlélteti az 1. ábra. A SHARON eljárás elfolyó vízének az eleveniszapos rendszerre történő visszavezetése, esetleges részleges denitrifikáció esetén sem jelent az ott üzemeltetési problémát. A méretnövelés a laboratóriumi fejlesztést követően az eljárásnál igen egyszerűnek bizonyult, éppen az egyszerű reaktorkialakítás eredményeként. A részleteiben vizsgált rotterdami és utrechti szennyvíztisztítóknál az üzemesítés technológiai paraméterei meglehetősen eltérőek voltak (2. táblázat), pedig mindegyiknél hatásos nitrifikációra volt az igény. Ezért is alkalmaztak az utóbbi üzemnél különösen nagy átlagos tartózkodási időt a korábbi megfontolások ellenére is. Az anoxikus szakaszok időtartama a korábbi laboratóriumi vizsgálatok alapján nem befolyásolta különösebben az ammónium oxidációját (van Kempen et al. 2001). 44

45 1.ábra : Az egyes paraméterek változása ciklikus levegőztetésnél (van Kempen et al. 2001).. 2.táblázat: A két SHARON típusú üzemi egység fő technológiai paraméterei. Utrecht Rotterdam Reaktortérfogat m Tervezett terhelés m 3 /h 35 31,5 Maximális terhelés m 3 /h 62,5 50 Tervezett N-terhelés kg/d Maximális N-terhelés kg/d Érkező NH 4 -koncentráció g N/l 0,5-0,7 1-1,5 Aerob tartózkodási idő d 2,5 1 Anoxikus tartózkodási idő d 1,25 0,5-1,4 Utrechti üzemi tapasztalatok 1997 óta működik a rendszer. A nitrifikáció az indítást követő harmadik héten már 95 %-os hatékonyságú volt. Ezt követően indult a metanol adagolás a nátrium-karbonát kiváltására. A metanol dózist csak lassan emelték a teljes denitrifikációig a ph stabilizálása érdekében. Az üzemeltetési tapasztalatok a 2. ábrán láthatók az első 100, valamint az első 400 napra. A 400 napos üzemet bemutató ábrákon egy teljes év üzemi tapasztalatait láthatók. Az átlagos napi nitrogénterhelés 408 kg N/d volt. A feldolgozandó iszapvíz ammónium koncentrációja mg N/l között változott. Térfogatárama fluktuált m 3 /d között. Az elfolyó víz átlagos ammónium koncentrációja 5 mg N/l alatt maradt. Az iszapcentrifugák időszakos meghibásodásai láthatóan nem zavarták a folyamatot, holott esetenként a kezelendő víz lebegő anyag tartalma az 5 g/l koncentrációt is elérte. Az átlagos KOI : denitrifikált N arány 3,3 g KOI/g N körül alakult, ami bizonyítja, hogy a denitrifikáció nitriten keresztül történt. A metanol kisebb túladagolása a maximális denitrifikációt szolgálta. A SHARON rendszer 45

46 beindítását követően az üzemi eleveniszapos rendszer elfolyó vizének a nitrogén terhelése mintegy 30 %-kal, az átlagos 16-ról 11 mg N/l értékre csökkent. 46

47 2.ábra: Az utrechti SHARON üzem beüzemelési tapasztalatai (van Kempen et al. 2001). Rotterdami üzemi tapasztalatok A SHARON reaktort itt eleveniszappal oltották be az indítást megelőzően. Lassú betáplálásnöveléssel adaptálták a biomasszát a túlterhelés, ph csökkenés, ammónium toxicitás megakadályozására. Kezdetben a ph-t nátrium-karbonát adagolásával szabályozták, de a nitrifikáció beindulása után a metanolra tértek át. Mintegy 6 hét kellett a teljes terhelés eléréséig, de az a továbbiakban is jelentősen ingadozott. Ez a változó elővíztelenítésnek és rothasztás előtti iszaptárolásnak volt az eredménye. A folyamatra érkező iszapvíz ammónium koncentrációja az utrechti átlagnak több mint kétszerese volt, 1,5 g/l körüli maximumokkal, holott a tervezett átlagos érték csak 1 g/l volt. Kezdetben az ammónium egy része nitrátig oxidálódott, ami részben a beoltás, részben a nagy tartózkodási idő eredménye lehetett. A denitrifikáció is csak részleges volt ebben az időszakban. A számítások szerint a nitriten keresztül történő átalakítás ekkor a teljes nitrogén eltávolításnak a 70 %-ának bizonyult. Egy napos tartózkodási idő körül ezt 90 % fölötti értékre várták. Sajnos a helyi adottságok felhasználása miatt (költségkímélés) a tényleges tartózkodási idők ennél nagyobbak lettek. Elsősorban ezzel magyarázható a tartós nitrátképződés. Ennek megfelelően a denitrifikációhoz szükséges metanol dózis beállítása is nehezebben sikerült. Súlyosbította mindezt a hőmérséklet kedvezőtlenül lassú beállítása is. Mindezek jól láthatók a 3. ábrán. A denitrifikációhoz itt is metanolt használtak. Az elméleti minimális sztöchiometrikus metanol igény 1,9 g/g denitrifikált NO 3 -N, illetőleg 1,14 g/g denitrifikált NO 2 -N. A biomassza hozamot is figyelembe véve ez 3,5, illetőleg 2,2 g/g denitrifikált N (Hellinga et al., 1999). A metanol látható túladagolását a későbbiekben megszüntették, s a ciklusidő megfelelő beállítása után azt 2,4-es értékre állították be, ami a döntően nitriten keresztül történő denitrifikációnak felel meg. A 35 o C körüli hőmérséklet elérése után külső fűtésre nem volt szükség a rendszerben 1999/2000 telén. Az 4. ábrán a különböző hőmennyiségek hozzájárulása figyelhető meg a reaktor hőmérsékletének kialakításához. A folyamat hőmérséklet-érzékenységét azonban még további mérésekkel kell pontosítani. 47

48 3.ábra: A rotterdami SHARON üzem beüzemelési tapasztalatai (van Kempen et al. 2001). 48

49 4.ábra: A különböző hőmennyiségek hatása a hőmérséklet kialakítására téli és nyári időszakban (van Kempen et al. 2001). A SHARON reaktor beindítását követően a rotterdami szennyvíztisztító elfolyó vizének az ammónium és TKN koncentrációja jelentős mértékben csökkent, ami az 5. ábrán látható. Az üzemi tisztított víz összes nitrogén koncentrációjához azonban ezeken túl az eleveniszapos résznél maradó nitrát is hozzáadódik. 5.ábra: A rotterdami szennyvíztelep elfolyó vize ammónium és TKN koncentrációjának változása a SHARON lépcső indítása előtt és annak hatására (van Kempen et al. 2001). A SHARON lépcsőről az eleveniszapos részre kerülő nitrát annak az elődenitrifikáló zónájában teljes mennyiségében redukálódik. Ez azt is jelenti, hogy a teljes nitrogén eltávolításban a SHARON egységben eltávolított nitrogén mennyiség mintegy a korábbi elfolyó víz nitrogéntartalmának csökkentéseként jelentkezik (6. ábra). 49

50 A SHARON technológiában rendkívül fontos a ph megfelelő szabályozása is a hőmérsékleté mellett (35 o C). Ha a ph 6,5 alá csökken, az ammónia konverziója 50 %-ra csökken. Ez azonban nem erdményez tartós negatív hatást a biomasszára. A 8-as ph fölött is csökken az ammónia átalakításának hatásfoka. Az ennél magasabb ph a nagyobb ammónium koncentrációval egyetemben viszont már káros lehet a kialakuló nitrifikáló populációra. Az üzemeltetés szabályozása a fentieken túl rendkívül egyszerű, könnyen betanítható és a beállást követően kevés figyelmet igényel. 6.ábra: A rotterdami szennyvíztisztító N mérlege a SHARON nitrifikáció/denitrifikációnak az iszapvíz nitrogén-mentesítésére történő beépítése előtt, illetőleg azt követően (van Kempen et al. 2001). Mindezek alapján a SHARON eljárás tekintetében a következő megállapítások tehetők: A folyamat nitrogén eltávolítása a terhelés fluktuáció és egyéb zavarok ellenére is stabil. A levegőztetési idő beállítása, ellenőrzése a meghatározó paraméter. Erősen dinamikus folyamatsorozat lévén, a folyamatszabályozás (különösen a ph) gyors korrekciót, pontos beállítást igényel. A kémiai átalakítások során a nagy alapanyag koncentráció és hasonló átalakítási sebesség eredményeként jelentős a hőtermelés. Nem érzékeny az alapanyag esetleges lebegőanyag túlterheléseire. A nitritté történő átalakítást a nitrit oxidáló mikroorganizmusok megfelelő kimosásával kell stabilizálni. A nitriten keresztül történő denitrifikáció 2,4 kg KOI/kg eltávolított N fajlagos szerves tápanyag (célszerűen metanol) felhasználását igényli. A rendszer ph szabályozása a denitrifikációban keletkező alkalinitással biztosítható. A nitrogén eltávolítás hatásfoka 90 % körül stabilizálódhat. SHARON-Anammox eljárás Ez a nitrogéneltávolítási módszer az előzőekben bemutatott SHARON eljárás kicsit módosított változata, kiegészítve egy befejező, anaerob ammónium-oxidáló lépcsővel (Anammox Anaerobic Ammónium Oxidation) (van Dongen et al, 2001a; 2001b). 50

51 SHARON lépcső Lényegében a SHARON technológia továbbfejlesztése, optimalizálása. Ebben a kombinációban a SHARON megoldás ph csökentéssel történő befékezésével az alapanyag ammónium tartalmának csak a felét alakítják nitritté, míg a másik fele változatlanul ammónium formában marad. Elvében egyébként a nitrifikáció pontosan megegyezik a korábban ismertetett módszerrel, az azért felelős mikroorganizmusok is ugyanazok a gyorsan szaporodó Nitrosomonas eutropha faj egyedei. Kémiailag a folyamat a következő egyenlettel írható le: NH HCO ,75 O 2 0,5 NH ,5 NO CO 2 + 1,5 H 2 O A sztöchiometria alapján ilyenkor sem szükséges külső vegyszeradagolás a ph stabilizálásához, mivel az anaerob rothasztóból érkező alapanyag elegendő lúgossággal rendelkezik (bikarbonát formában), hogy kompenzálja az ammónia fele részének az átalakítása során keletkező sav mennyiséget. Ilyenkor természetesen az oxigénigény is a korábbi változatnak csak a fele, fajlagos mennyiségét illetően. Nagyon fontos megjegyezni, hogy az ammónium-oxidáló mikroorganizmusok megfelelően elviselik a rendszerben kialakuló nagyobb nitrit-koncentrációt (> 0,5 g NO2-N/l, ph = 7-nél). A SHARON lépcsőben beálló ammónium/nitrit arány érzékenyen szabályozható a ph 6,5-7,5 közötti változtatásával. Ez fontos is, hiszen a végső nitrogén eltávolítás meghatározó paramétere ez az arány. A fejlesztési időszakban végzett vizsgálatok eredményeit és a folyamat beállását mutatja a 7. ábra (van Dongen et al., 2001a). 7.ábra: Az ammónium konverziója a nitritté történő részleges alakításakor. (HRT=SRT=1d) Egyes szakaszok: 1-üzemindítás; 2, 4, 6 a ph szabályozás nélküli folyamatos egyensúlyi állapotok; 3, és 5 vizsgálati ciklusok a ph konverzióra gyakorolt hatását tisztázandó. (x: NH 4 -N be ; o: NH 4 -N ki ; : NO 2 -N ki ) 51

52 A SHARON lépcső elfolyó vizének a ph-ja, s így a konverzió is a hidraulikus tartózkodási idővel vagy hígítási aránnyal állítható be. Hellinga et al. (1999) mérései alapján elsősorban a szabad ammónia volt a nitrifikáció alapanyaga azt átalakításnál. A ph növelése stabilizálja az ammóniakoncentrációt, csökkentve az ammónium mennyiséget a 7. ábra 3,5 periódusai alapján láthatóan kis ph változás is jelentős ammónium/nitrit arány változást eredményezhet az elfolyó vízben. PH szabályozás nélkül is 90 % fölötti teljes konverzió érhető el, ezért kérdéses, hogy szükség van-e különösebb ph szabályozásra. A laboratóriumi 2 literes reaktorban 2 éven keresztül történt vizsgálatok alapján a rotterdami szennyvíztisztító iszapvízével a 3. táblázatban látható összetételű, részlegesen nitrifikált termék keletkezett, melyet a kombinált eljárás Anammox lépcsője alakít elemi nitrogénné. 3.táblázat : A SHARON lépcső részleges nitritté történő alakítása a rotterdami szennyvíztisztító iszapvize esetében (HRT = SRT = 1 d). Paraméter Egység Állandósult Teljes időtartam üzemállapot (240 d) NH 4 -N be kg/m 3 1,18 +/- 0,14 1,17 +/- 0,25 NOx be kg/m NH 4 -N elf. kg/m 3 0,55 +/- 0,10 0,6 +/- 0,20 NO 2 -N elf kg/m 3 0,60 +/- 0,10 0,55 +/- 0,20 NO 3 -N elf. kg/m ph 6,7 +/- 0,3 6,8 +/- 1,2 NH 4 -N konverzió % N konverzió kg/m 3 d 0,63 +/- 0,10 0,52 +/- 0,20 Anammox lépcső Ebben a lépcsőben anoxikus körülmények között a nitrit nitrogéngázzá alakul az ammónium mint elektron donos felhasználásával a következő összefüggésnek megfelelően: NH NO 2 - N H 2 O A folyamatot biztosító mikroorganizmusok autotrofok, ami azt jelenti, hogy a nitrit KOI igény nélkül (metanol) is nitrogéngázzá alakítható (Jetten et al., 1998). Ezt a biokémiai konverziót egyébként már jóval korábban azonosították kísérleti üzemi berendezésekben (Mulder et al., 1995). Oxigén jelenléte a nitrit redukcióját a heterotrofok nitrát redukciójához hasonlóan gátolja (Strous et al., 1997, Jetten et al., 1998). A nitrit és nitrát közül ugyanakkor az előbbi az ilyen mikroorganizmusok preferált elektron akceptora. Az anammox eljárás kifejlesztését megelőzően már hosszú ideje keresték a kutatók az ilyen mikroorganizmusok megfelelő immobilizációjának a lehetőségét. Végül erre a szakaszos betáplálású, és az expandált ágyas granulált, vagy fluidizált rendszerek bizonyultak a legalkalmasabbaknak a viszonylag kis fajlagos szaporodási sebesség (11 napos megduplázódási idő) és a kis iszaphozam (0,11 g VSS/g NH 4 -N) miatt. Reaktortechnikailag a feladat igen sok fejlesztési munkát igényelt, az eredmény, nevezetesen a minimális iszaphozam és külső tápanyag nélkül is biztosítható nitrogén eltávolítás megérte a fáradozást. Az említett reaktorkialakítás mellett is nagyon hosszú idő szükséges azonban ennek a tisztítási lépcsőnek az indításához. A nagy maximális fajlagos nitrogén felhasználás (0,82 g N./ g VSS 52

53 d), valamint az ammónia és nitrit rendkívül kicsi fél-telítési állandója (KS<0,1 mg N/l), továbbá a granulálódó iszapforma és az azzal biztosítható kellő iszapkor ma már nagyon kis reaktortérfogatok kialakítását is lehetővé teszi. Korábbi vizsgálatok ugyan igazolták, hogy a Nitrosomonas fajok is képesek az ammónia oxidációjára a nitrit elektron akceptorként történő hasznosításával. Ezeknél azonban anoxikus, vagy oxigén limitált környezetben a reakciósebesség kisebb, mint 0,08 g N/gVSS (Bock et al., 1995, Jetten et al., 1999). Az Anammox reaktorban kialakuló mikroorganizmus rendszernek ugyanakkor ennek mintegy tízszerese a nitrogén oxidációs sebessége. Emellett az iszaptömeg mintegy 70 %-át egy morfológiailag jól behatárolható mikroorganizmus fajta alkotja (Strous et al., 1999). A különleges mikoorgfanizmusfaj megnevezésére a Brocadia Anammoxidans nevet javasolták (van Dongen et al., 2001b). Az utóbbi évek vizsgálatai bizonyítani látszanak, hogy nagy nitrogén terhelés és korlátozott levegőellátás esetén előfordulhat a nitrifikáló és anaerob ammónia oxidáló baktériumok együttélése is (Schmid et al., 2000). Az anaerob ammónia-oxidáló baktériumokat az ilyen rendszerekben többnyire ki lehetett mutatni, ami azok általános előfordulására is utal a természetben. Az anaerob rothasztó szennyvízében található egyéb komponensek ugyanakkor látszólag nem károsítják az anaerob ammónia-oxidáló mikroflórát. Az iszapvíz ph-ja (7,8-8,5) és hőmérséklete (30-37 o C) szintén kedvező a technológia kialakítására. Fluid-ágyas Anammox reaktorban a nitrogén terhelést 2,6 kg TN/m 3 d értékig is növelték iszapvíz kezelésekor, de ez még nem az elérhető maximum volt. Szintetikus szennyvízzel 5,1 kg TN/m 3 d terhelést is tisztítani tudtak (Jetten et al., 1998). A kombinált eljárás kialakítás Az Anammox és a részleges nitrifikációt végző SHARON eljárás kombinációja az iszapvíz feldolgozására a fentiek alapján igen sikeresnek bizonyult. A SHARON reaktor (lépcsőt) ph szabályozás nélkül 1,2 kg N/m 3 d terheléssel járatva (2. táblázat) az érkező ammónium 53 %- a alakult át nitritté. A keletkezett keverékből szakaszos betáplálású (SBR típusú) Anammox reaktorral távolították el a nitrogént és nitritet. Nitrit limitáció esetén az utóbbiban a nitrit teljes mennyisége redukálódott, s csak a többlet ammónium maradt az elfolyó vízében. Az Anammox reaktor nitrogén terhelése 0,75 kg N/m 3 d volt. A biomassza aktivitása az üzemeltetés során a 0,8 kg N/kg iszap szárazanyag d értéket is elérte. Az Anammox lépcső kritikus tényezőjének érezték a SHARON reaktorból az oda érkező baktériumtömeg esetleges zavaró hatását. Az ilyen iszap igen kis akkumulációja is zavaró lehet az Anammox lépcső iszapjára. Az utóbbi iszaphozama ugyanis rendkívül alacsony, ezért az iszapáthordás az Anammox domináns mikroorganizmus-tömegét jelentősen hígíthatja. A vizsgálatok azonban nem igazolták ezt a félelmet. Az ammónia oxidáló baktériumok koncentrációja az Anammox lépcső befolyó és elfolyó vízében közelítőleg megegyezett. Ez rendkívül kedvezőnek bizonyult, hiszen a SHARON lépcsőből érkezett iszap nem épült be az Anammox lépcső granulálódó iszapjába. A SHARON Anammox rendszer kialakítására természetesen jelentős hatással lehet a rothasztás előtti iszapkezelés. Ez határozza meg ugyanis az iszapvíz ammónium koncentrációját. Az iszap visszatartás nélkül működő SHARON lépcső méretezése a hidraulikus tartózkodási időnek megfelelően történik, így a reaktortérfogat igény meghatározója a szennyvíziszap előzetes víztelenítésének a mértéke. A biofilmes reaktorként működő Anammox lépcső teljesítményét, ugyanakkor a rendelkezésre álló biofilm felület 53

54 befolyásolja. Így van ez a granulált iszappal üzemelő reaktortípusoknál, mint a granulált iszapos SBR, a feláramló iszapréteges megoldásnál, valamint a belső recirkulációs fluidizált biofilmes rendszereknél is. Ezeknél a nagy iszapkoncentráció viszonylagosan kisebb reaktor kialakítását teszi lehetővé. Egy átlagos ammónium koncentrációjú iszapvíz SHARON- Anammox rendszerű nitrogén eltávolítására adott üzemméretre a 4. táblázatban látható paraméterek javasolhatók. Ilyen kombinált nitrogéneltávolítás beruházási költsége jelentősen függhet a SHARON lépcső kialakítására szóba jöhető helyi adottságoktól. A hagyományos SHARON eljárás esetére egy összehasonlító adatot (1,5 EURO/kg eltávolított nitrogén fajlagos költséget) már az 1. táblázat korábban bemutatott (van Kempen et al., 2001). Kiderült, hogy a kombinált SHARON- Anammox eljárás második lépcsőjének a beruházási költsége közelítőleg a kombinált megoldás vegyszer (metanol) és a levegőztetési költségének a megtakarításából fedezhető. Komplikált biológiai vagy reaktortechnikák (biofilm vagy membrán) természetesen nagyobb beruházási és üzemeltetési költséget igényelnek. 4.táblázat : 1200 kg/d nitrogén iszapvízből történő eltávolítására méretezett SHARON- Anammox kombinált eljárás fő paraméterei. Reaktor Paraméter Egység Érték Általános adatok N-terhelés kg N/d 1200 NH 4 -N koncentráció kg N/m Tisztítandó iszapvíz m 3 /d 1000 SHARON egység Térfogat m Oxigénigény kg O 2 /d 2180 Levegőigény Nm 3 /d Fluidizált filmes reaktor Térfogat m HRT óra 11 Granulált iszapos reaktor Térfogat m 3 75 HRT óra 1,8 Összefoglalás A bemutatott két új nitrogén eltávolítási módszer a szennyvíztisztításnál jelentős energia és vegyszer megtakarítást eredményezhet a nitrogéneltávolítás hatásfokának a növelésénél. A SHARON-Anammox kombinációnál a szerves tápanyagra nincs szükség az iszapvízből történő nitrogén-eltávolításhoz. Ezzel lehetővé válik az eleveniszapos részen a szerves tápanyag jobb hasznosítása az ottani nitrogén eltávolítás növelésére. Az üzemi vizsgálatok alapján a bemutatott megoldások stabil üzemeltetést, elfolyó víz minőséget és ammónium eltávolítást biztosítanak komolyabb ellenőrzés nélkül is. A kedvező költség-fajlagosok is célszerűsítik a kombinált SHARON-Anammox eljárás jövőbeni alkalmazását. Egy ilyen elvében is teljesen új technológia láthatóan csakis a mikrobiológiai ismeretek fejlesztésével, speciális környezetben életképes specifikus mikroorganizmus és életfeltételeik pontosításával, a reaktortechnikai megvalósítás és szabályozás ahhoz történő illesztésével valósulhat meg. A fejlesztés törvényszerű útja a továbbiakban is ezeknek a részfeladatoknak a fejlesztése. Kézenfekvő, hogy a bemutatott folyamatokat egyetlen reaktorba is össze lehessen vonni, ahol a granulált iszap belsejében az ammónium anaerob oxidációja, a felületi rétegében pedig annak az oxigén-limitáció mellett történő aerob oxidációja zajlik. A folyamat szabályozásához ilyen esetben a hőmérséklet és ph mellett a DO szabályozása is szükséges, 54

55 sőt talán az utóbbi az igazán kritikus. Nyilvánvaló, hogy üzemesítéséhez a szenzorok és szabályozás további fejlesztésére lesz szükség. Ez a változat ma még üzemi méretben nem működik, de laboratórimi körülmények között megoldott, szabadalmaztatott, s a CANON (Completely Autotrophic Nitrogen Removal Over Nitrite in one Single Reactor) megnevezésre hallgat (Sliekers et al., 2002). Hivatkozások Antonisen, A. C., Loerhr, R. C., Prakasam, T. B. S., Srinath, E. G. (1976) Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid. Journal of Water Poll. Control Fed. 48 (5) 835- Bock, E., Schmidt, I., Stuven, R., Zart, D. (1995) Nitrogen loss caused by denitrifying Nitrosomonas cells using ammonium or hydrogen as electron ecceptor. Arch. Microbiol Hellinga, C., Schellen, A. A. J. C., Mulder, J. W., van Loosdrecht, M. C. M., Heijnen, J. J. (1998) The SHARON process: An innovative method for nitrogen removal from ammonium-rich wastewater. Wat. Sci. Tech. 37 (9) Hellinga, C., Loosdrecht, M. C., Heijnen, J. J. (1999) Model based design of a novel process for nitrogen removal from concentrated flows. Math. Comp. Modell. Dyn. Sys Hippen, A., Rosenwinkel, K., H., Baumgarten, G., Seyfried, C. F. (1996) Aerobic deammonification: A new experience in treatment of wastewaters. Wat. Sci. Tech. 35 (10) Jetten, M. S. M., Horn, S. J., van Loosdrecht, M. C. M. (1997) Towards a more sustainable municipal wastewater treatment system. Wat. Sci. Tech. 35 (9) Jetten, M. S. M., Stroush, M., van de Pas-Schoonen, K. T., Schalk, J., van Dongen, L., van de graaf, A. A., Logemann, S., Muyzer, G., van Loosdrecht, M. C. M., Kuenen, J. G. (1998) The anaerobic oxidation of ammonium. FEMS Microbiol. Reviews, 22, Mulder, A., van de Graaf, A. A., Robertson, L. A., Kuenen, J. G. (1995) Anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying fluidized bed reactor. FEMS Microbial Ecol Mulder, J. W. van Loosdrecht, M. C. M., Hellinga, C., van Kempen, R. (2001) Full scale application of the SHARON process for treatment of rejection water of digested sludge dewatering. Wat. Sci. Tech. 43 (11) Schmid, M., Twachtmann, U., Klein, M., Strous, M., Juretschko, S., Jetten, M., Metzger, J., Schleifer, K. H., Wagner, M. (2000) Molecular evidence feor genus level diversity of bacteria capable of catalyzing anaerobic ammonium oxidation. Sys. Appl. Microbiol, Sliekers, A. O., Derwort, N., Gomez, J. L. C., Strous, M., Kuenen, J. G., Jetten, M. S. M. (2002) Completely autotrophic nitrogen removal over nitrite in one single reactor. Wat. Res., Strous, M, van Gerven, E., ping, Z., Kuenen, J. G. Jetten, M. S. M. (1997) Ammonium removal from concentrated waste streams with the Anaerobic Ammonium Oxidation (Anammox) process in different reactor configurations. Wat. Res Strous M., Fuerst, J., Kramer, E., Logemann, S., Muyzer, G., van de Pas, K., Webb, R., Kuenen, J. G., Jetten, M. S. M. (1999) Missing lithotroph identified as new planctomycete. Nature, van Kempen, R., Mulder, J. W., Uijterlinde, C. A., van Loosdrecht, M. C. M. (2001) Overview: Full scale experience of the SHARON process for tretment of rejection water of digested sludge dewatering. Wat. Sci. Tech. 44 (1) van Dongen, U., Jetten, M. S. M., van Loosdrecht, M. C. M. (2001) The SHARN - Anammox process for treatment of ammonium rich wastewater. Wat. Sci. Tech. 44 (1) van Dongen, L. G. J. M., Jetten, M. S. M. van Loosdrecht, M. C. M. (2001) The combined Sharon/Anammox process. IWA Publishing pp. 61. van Loosdrecht, M. C. M., Jetten, M. S. M. (1998) Microbiological conversions in nitrogen removal. Wat. Sci. Tech. 38 (1)

56 Komposztálás és célszerűsége különböző alapanyagokkal Bevezetés Kárpáti Árpád Veszprémi Egyetem, Környezetmérnöki és Kémiai Technológia Tanszék A növényi részek, állati trágya komposztálódása, mint természeti folyamat teljesen független az embertől. A növénytermesztés és állattartás megindulásával az ott keletkező hulladékok, elsősorban trágyák ilyen újrahasznosítását azonban az emberek bizonyára igen régen ellesték a természettől. A szennyvíziszap rothasztása, komposztálása az elmúlt században második felében párhuzamosan fejlődött, mivel újabb félszáz év múltán tarthatatlanná vált a szennyvíziszapok talajokba történő ellenőrizetlen eltüntetése. A szennyvíziszap komposztálásának a tudományos alapjai is ezért ebben az időszakban kerültek kidolgozásra. A műszaki, technikai ismeretek jelenlegi fejlődése (levegőztetés, mechanikus berendezések és szabályozásuk, napenergia hasznosítása, szoláris szárítás hidegebb éghajlatú térségekben) várhatóan ugrásszerű változást hoz a közeljövőben mind a szennyvíziszapok, mind más szerves anyagokat tartalmazó iszapok, szilárdhulladékok feldolgozásának, komposztálásának a gyakorlatában. Az így előállítható humuszok ugyanakkor alapanyagaik összetételéből adódóan humuszban esetleg gazdagok is lehetnek, foszfát, K, Ca, Mg, és egyéb talajnak rendkívül szükséges komponenseiket külső segédanyagok célirányos bekeverésével kell biztosítani. Ezeket elvileg a komposztálás előtt, de azt követően is be lehet keveri a komposzt termékbe. A komposztálásnak és a talajnak optimális összetétel tehát már az utóbbi igen eltérő igényei miatt is meglehetősen függetleníthető egymástól. A komposztálás A komposztálás jelenleg legfontosabbnak tűnő feladata a rothadásra hajlamos szerves anyagok stabilizálása, emberre patogén szervezeteinek minimalizálása. Egyidejűleg természetesen a növényi betegségeket okozó szervezetek, csírák, rovarok és azok tojásainak, lárváinak elölése is célja a stabilizációnak. A folyamat, s terméke szagának megszüntetése hasonlóképpen alapvető cél. A biológiai oxidáció hőtermelése révén az átalakuló alapanyag nedvességtartalma (szennyvíziszapok, élelmiszeripari hulladékok) is kedvező tartományba állítható be. A szerves anyagok lebomlása, stabilizálódása, szárítása együttesen igen kedvezőek a különböző hulladékok ártalom mentesítésében (Horváthné et al., 2002). A komposztálás összetett folyamatainak megfelelően maga a komposzt anyag, vagy termék behatárolása is meglehetősen tág. Azokkal a funkciókkal szokásos pontosítani, melyeket a komposztálásnak a termék előállítása során biztosítani kell. Ilyenek a stabil, humusz-szerű anyag és küllem, a kórokozó-, csíra-mentesség, rovar és lárva-mentesség, egyszerű kezelhetőség, szagmentesség és a növények növekedésének kedvezőbbé tétele. A komposztálás egy meglehetősen összetett, ellentétes irányú hatásokat magába foglaló folyamat. Legjobb a gyors lefolyása, a szerves anyag ilyen stabilizálása lenne. Ez azonban gyors és intenzív hőfejlődéssel jár, ami túlzottan nagy hőmérsékletre melegítve az anyagot, a biológiai folyamatok lelassulását, leállását is eredményezheti. A túlzottan energiadús tápanyagok ilyen értelemben nem is annyira kedvezőek. Azokkal nehezen biztosítható az 56

57 egyidejűleg meghatározó több feltétel optimális biztosítása. Az igazán rugalmas üzemeltetés tartós hőmérséklet mellett a szerves anyagok nagyfokú lebomlását biztosítja, ami egyidejűleg megfelelő fertőtlenítést is eredményez (Kárpáti, 2002a; Dömsödi, 2003). Kevesbb jól bontható szerves anyag tartalomnál ugyanakkor hideg környezetben nem tud a komposzt halom a szükséges hőmérsékletre felmelegedni. A komposztálás azonban csak látszólag van tele kérdőjelekkel. A folyamatot igen régóta biztonsággal alkalmazzák. Meghatározó kérdése a végtermék minősége és stabilitása, melyet az üzemeltető ma is elsősorban az anyag külleme, szaga és tapintása alapján minősít. Nem sikerült eddig olyan analitikai vizsgálatokat kifejleszteni, melyek az üzemeltető személyt helyettesíteni tudták volna. Bár az analitika folyamatosan fejlődik, javul, egyre hasznosabb információkat szolgáltat, az soha nem tudja helyettesíteni a megfelelően képzett üzemeltető gyakorlati tapasztalatait (Alexa - Dér, 2001). Ez természetesen a sokkal kevésbé szabályozott, optimalizált házi komposztálásra is igaz. Talán még fokozottan igaz a végtermék alapanyag összetétellel, keverőkomponensekkel történő, felhasználás szempontjából optimális összetételének a kialakítására (Alexa-Dér, 2001, Dömsödi, 2002). A mezőgazdasági hasznosítás talán még a humifikáció túlzott elmélyülését sem követelné meg, hiszen a talajba juttatva az megfelelő körülmények között tovább fog folytatódni, miközben a mineralizáció, s a növények részére történő tápanyag felszabadulás is folyamatosabb (Dömsödi, 2002) A komposztálódás igen összetett folyamatok eredménye. A szerves anyagok olyan, döntően aerob biológiai lebomlása, átalakulása, stabilizálódása, amely a folyamat során keletkező hő hatásával lehetségessé teszi a termék (s benne a humusz) gyorsabb előállítását. A komposztálás ugyanakkor a szerves hulladékok stabilizálásának is igen kedvező lehetősége, amely azonban az alapanyagok megfelelő összetételét (összetételének, nedvességének beállítását), valamint levegőztetését igényli a szükséges hőmérséklettartomány elérése érdekében. Az alapanyag összetétele alatt az általános szén : nitrogén arányon túl a megfelelő lignintartalom is értendő, hiszen a végtermék humusztartalma meghatározóan az utóbbitól függ (Kárpáti, 2002a, 2002b). A hősterilizálás a o C feletti hőmérséklet elérését és tartós, rendszerint két hetes fenntartását jelenti (Haug, 1993). Hasonló eredmény azonban a néhány napos 65 o C feletti hőmérsékleten történő komposztálással is biztosítható (Kovács et al., 2003). A komposztálódás szimbiotikus bakteriális, sugárgombás és gombás biológiai átalakításai úgy tűnik a szilárd fázisú rendszerekben gyorsulhatnak csak fel igazán a gombák "szárazabb" környezet igénye miatt. A folyadék fázisú termofil aerob iszapstabilizáció döntően bakteriális. Az nem a cellulóz és lignin átalakítására, komposztálására alkalmas, hanem csak a jól bontható szerves anyagok oxidálására. A komposztálás ezért szilárd és fél-szilárd anyagok keverékeinél kedvező. A folyékony szennyvíziszapokat szükségszerűen előzetesen vízteleníteni kell az alkalmas konzisztencia, víztartalom elérésére. A komposztálódás aerob folyamatai eredményeként a lebomló szerves anyagból széndioxid és a további aerob és anaerob körülmények között egyaránt stabil szerves maradék keletkezik. Az iszap nagy molekulatömegű szénhidrát alapú sejtfal maradványai, valamint cellulóz tartalma is ezt követően döntően a sugárgombák, gombák exoenzimjei hatására depolimerizálódik, válik a baktériumok részére újra hasznosíthatóvá. Hasonló a helyzet a bakteriálisan egyáltalán nem bontható lignin és tannin depolimerizációjával is, melyet követően azonban a keletkező fenolos monomerek, vagy oligomerek bakteriális módosítása, majd azt követő ismételt polimerizációja, polikondenzációja révén alakul ki a rendkívül nagy 57

58 molekulatömegű, változatos molekulaszerkezetű humusz, melybe sokféle jelenlevő egyszerűbb szerves molekula is beépül kémiai kötésekkel kapcsolódva (Kárpáti, 2002b). A biológiai hőtermelés révén az anyag víztartalmának egy része elpárolog. A komposztálás alapvető feladata ezért a nedvesség, hőmérséklet és oxigéntartalom optimalizálása átalakítási folyamatai során. Míg az első kettő meghatározóan az alapanyag minőségével, az utóbbi a levegőztetéssel szabályozható. A komposztáláskor ugyanakkor anaerob bakteriális, gombás folyamatok is lejátszódnak. Ezek az oxigén időszakos, vagy lokális hiányának a következményei, s a komposztálódásban ugyancsak fontos szerepet játszanak. Ezek révén keletkeznek a biológiailag nehezen oxidálható szerves anyagokból kisebb molekulatömegű, hidrolizált származékok, (szerves savak, alkoholok), melyeket azt követően már az aerob szervezetek is meg tudják támadni. Az oxigénellátás hiányosságai, egyenetlenségei (nagyobb méretű nedvesebb darabok) az aerob rendszeren belül is kialakíthatnak lokálisan anaerob körülményeket. Az anaerob folyamatok azonban a keletkező kis molekulatömegű illó és illatos származékok miatt gondot is jelentenek a környezetnek, ezért az anaerob és aerob folyamatok egyensúlyát (szag-emisszió) megfelelően biztosítani kell. A nagyüzemi komposztáló rendszerek az utóbbi miatt gyakorlatilag aerobak. Az anaerob bontási termékeket mégis sok esetben megfelelő takarással, elvezetéssel, esetleg gáztisztítással kell eltávolítani a gázfázisból (Kovács et al., 2003). Számos gyakorlati szakember is célszerűnek véli a komposztálandó alapanyagok előkezelés folyamán történő hosszabb-rövidebb nedves tárolását éppen az előzetes anaerob bomlási folyamatok beindítása érdekében. A megfelelő nedvességtartalomra és szabad gázfázis-hányadra (szabad levegőtérfogat) történő bekeverést követően azután a komposztálás döntően aerob folyamat lesz. Komposztálható anyagok A komposztálható alapanyagok listája rendkívül széles (Alexa - Dér, 2001). Megemlíthetők közöttük a mezőgazdaság termelési hulladékai, az élelmiszeripar feldolgozási hulladékai, a legkülönbözőbb eredetű trágyák, lakossági hulladékok, bútoripari és fafeldolgozási hulladékok, egyéb szerves hulladékok, mint a lakókörzetből összegyűjthető kerti hulladékok, növényi maradványok, fű- és faapríték, nem káros hatású egyéb ipari hulladékok, valamint a lakossági szennyvíz tisztításánál keletkező szennyvíziszapok is. A lényeg az, hogy bakteriálisan bontható szerves anyag és ezúton közvetlenül bonthatatlan cellulóz (lignin) keveréke legyen. A bontható szerves anyag és a cellulóz ilyenkor meghatározóan az energiahordózó, míg a lignin a humifikáció meghatározó alapanyaga. A lignin a növényi részek alkotója a cellulóz mellett, de kerülő úton elég jelentős mennyisége jelentkezik már közvetlenül is a szennyvíziszapokban. A természet láthatóan megfelelő lebontó-képességgel rendelkezik a felsorolt hulladékok feldolgozására, biológiai stabilizálására, ha az ahhoz szükséges körülmények is biztosítottak. Gondot jelent ezért, a hulladékok lokálisan jelentkező óriási mennyisége, rendkívül változó összetétele, szennyezettsége, formája, inhomogenitása. Bármilyen minőségi tömegtermék előállításánál, amely áruként kívánnak értékesíteni a piacon az utóbbi szempontok meghatározóak. Ilyen komposzt előállítására ezért csak az egyenletesebb minőségben folyamatosan keletkező, tisztább hulladékok, mint a szennyvíziszap, szalma, fűrészpor, trágyák, élelmiszeripari maradékok, valamint megfelelő gyűjtés és előkezelés esetén a kerti, kertészeti hulladékok lehetnek alkalmasak. A lakossági szilárd hulladék megfelelő válogatása, 58

59 szeparálása után annak a biológiai bontható részei is komposztálhatók, de az alapanyag minőségének, "tisztaságának" a biztosítása ennél sokkal nehezebb, mint a többi alapanyag féleségeknél. Lakossági szennyvíziszap Bruce és társai (1983) szerint lakosonként mintegy 20 kg szárazanyagnak megfelelő primer iszap keletkezik lakosonként évente a szennyvíztisztításban. A szennyvizek biológiai tisztítása a keletkező iszapmennyiséget másfélszeresére - 30 kg - szárazanyag / fő év - növeli. Ez természetesen csak ott keletkezik, ahol a lakosság szennyvizeit közcsatornában gyűjtik, és megfelelő módon tisztítják. Nálunk jelenleg közelítőleg hasonló a helyzet a szennyvíztisztítással rendelkező térségekben (Alexa - Dér, 2001; Kárpáti, 2002). Magyarországon a szennyvíziszap nagy részét még nyers formájában, injektálással juttatják a talajokba, vagy egyszerű kiöntözéssel, bekeveréssel (folyékony vagy fél-szilárd állapotban) a szilárdhulladék lerakó telepekre (Juhász - Kárpáti, 2001). Az ipari szennyvíztisztítás iszapjai Erre az iszapfajtára az adatok elég hiányosan állnak rendelkezésre, hazaiak még kevésbé (Kárpáti, 2002). Az élelmiszeripar szennyvíztisztítói rendszerint komposztálásra kitűnően alkalmas iszapokat termelnek. Veszélytényező azonban az iszapminőségük alakulásában az alkalmazott fizikai kémiai előtisztítás vegyszerszennyezése. A papíripar esetében elvileg a keletkező szennyvíziszapok mindkét fajtája, az ülepített rostiszap, valamint a biológiai tisztítás eleveniszapja is megfelelő a (cellulóz és lignin tartalom) komposztáláshoz. Trágyák A lakosság ilyen jellegű maradéka (emberi ürülék) napjainkban egyáltalán nem jelentkezik, mivel az a lakossági szennyvizekbe, s azon keresztül a tisztítás iszapmaradékába kerül. Az állattartás esetében ugyanakkor igen nagy fajlagos trágyamennyiségek keletkeznek, részben "száraz" (almos), részben "nedves" (hígtrágya) formában (Kárpáti, 2003). Az állattenyésztés trágyahulladéka olyan nagy, hogy arra gyakorlatilag külön feldolgozó, elhelyező, hasznosító gyakorlat alakult ki. Ez az állattartó, hizlaló telepek mezőgazdasági alkalmazást folytató környezetben valósulhatott meg. Sok ország, de különösen Hollandia szenved intenzív sertéshizlalásának az ilyen vonatkozású következményeitől (talajvizek nagy rézszennyezettsége) (Kárpáti, 2003). A trágyák komposztálása és mezőgazdasági hasznosítása természetesen egy reális lehetőség, azonban itt is rizikófaktor a tápanyag-felhasználás javítására felhasznált vegyszerek, növekedésfokozó hormonok hatása. Zöldhulladékok A lakás körüli növényzet, fű és fák hulladékai képezik ezt a kategóriát. Mennyiségük a lakókörnyezet, lakássűrűség függvénye. Kertvárosi területeken akár az összes hulladékmennyiség %-a is lehet (Tchobanoglous et.al.,1977). A kerti hulladéknak mintegy 70 %-át a fűapríték teszi ki, a levélzet csak 25 %-ot képvisel, míg a többi 5 % egyéb, fásabb növénymaradék. Mennyiségük szezonálisan is nagyon változó. A hideg éghajlatú térségekben a füves részek májustól szeptemberig jellemzőek. A lehullott leveleket ezzel szemben szeptember és december között, valamint kora tavasszal gyűjtik be. A korábbi évtizedekben a növényzet zöld hulladékát is a szilárd hulladéklerakókba szállították. Ma már legtöbb helyen az ilyen maradványokat külön gyűjtik, és komposztálják. Viszonylag nagy a nedvességtartalmuk. A fűnek viszonylag nagy a nitrogéntartalma. Az ilyen anyagok lebontható része viszont nem fedezi a komposztálás hőigényét. Kedvező viszont, hogy a fűmaradványok és falevelek, vagy bokrok nyesedékei nem tartalmaznak egyéb 59

60 szennyező anyagokat, ellentétben a lakossági szilárd hulladékkal. A levelek szagmentesen tárolhatók, majd energiadúsabb anyagokkal, víztelenített szennyvíziszappal együtt jól komposztálhatók hosszabb tárolás után is. Az ilyen hulladékok mennyisége azonban térségenként igen változó. Fajlagos értékében a lakossági szennyvíziszap mennyisége körüli, de parkos üdülőkörzetekben, ahol mezőgazdasági hasznosításuk egyébként lehetetlen, akár tízszerese is lehet annak. A zöld növényzet ugyan nitrogénben gazdag, a száraz falevelek komposztálásához azonban rendszerint tápanyag-adagolás, gondos nedvesség-beállítás és szabályozás szükséges a szag keletkezésének az elkerülésére. Az alapanyaghoz esetenként nitrogénforrást kell adagolni a növényi részek gyorsabb lebomlása, nagyobb reakciósebesség (melegedés) elérése érdekében. Élelmiszeripari és mezőgazdasági hulladékok A komposztáláshoz számos, ebbe a kategóriába tartozó hulladék alkalmas. Általában ami föld feletti növényi rész, vagy állati maradék és nem szennyezett, komposztálható. Sok ilyen hulladék felhasználására került már sor a korábbiakban. Ilyenek: - burgonyahulladékok (héj, keményítő, méret alatti termés, beteg gumók, stb.), - keményítőiszap, - halfeldolgozási hulladékok (héj, belsőség), - narancs és citromhéj, - almafeldolgozás maradéka (iszap, szűrletmaradék és biológiai iszap), - szőlőfeldolgozás hulladékai (szűrőiszap, héj, törköly, kacs, vessző), - csokoládégyártás hulladékai, - vízierőművek szűrőin fennakadó algák, halak és más tengeri élőlények, - élelmiszer-előkészítés hulladékai, - mezőgazdasági hulladékok (szalma, kukoricacsutka, rizs-, gyapot-, mandulahéj). A felsorolt lista messze nem teljes, de jól mutatja a komposztálható állati és növényi hulladékok széles skáláját. Lakossági szilárd hulladék Ez az átfogó kategória mindazokat a szilárd hulladékokat tartalmazza, melyek az ember környezetéből rendszerint szervezett hulladékgyűjtéssel kerülnek eltávolításra. Mennyiségét tekintve ez a legjelentősebb hulladékfajta, több száz kilogramm lehet lakosonként évente. Összetételében legnagyobb hányad a papír, de tartalmaz élelmiszermaradványokat és zöldhulladékot is. A lakossági szilárd hulladék anaerob átalakulása ezért jelentős szaghatással jár. Az ilyen hulladékok komposztálását ezért gyakran a szilárd hulladék gyűjtésének a helyén célszerű kialakítani, megfelelő segédanyagok felhasználásával a szeparálást követően. Az ilyen hulladékok nagy papír részaránya, illetőleg az utóbbi időben nagy műanyag hányada következtében komposztálásuk azonban egyre nagyobb előkezelést igényel, melynek költségtöbblete alig kompenzálható. Az iparilag fejlett országokban egyre jellemzőbb, éppen az összetétel ilyen változása eredményeként, a lakossági szilárd hulladékok égetése, vagy olyan tömörítése, amely a deponálást olcsóbbá teszi, s egy későbbi feldolgozás lehetőségét is megtartja. Az alapanyag nedvességtartalmának hatása a komposztálásra Nedves alapanyagok problémája A lakossági és ipari szennyvizek iszapmaradékainak közvetlen komposztálása azért jelent problémát, mert azok nedvességtartalma % közötti. Ez olyan nagy víztartalom, ami a 60

61 komposztálás hőmérsékletének emelkedését vagy szabályozását többnyire ellenőrizhetetlenné teszi. A komposztálás termodinamikájának ismerete és számbavétele ezért ilyen iszapok nagyüzemi komposztálás esetében mindenképpen elengedhetetlen (Kárpáti, 2002). Alapszabály, hogy minél nagyobb az alapanyag (szerves anyag) nedvességtartalma, a komposzt-halomban, komposztprizmában annál nagyobb szabad levegőtérfogatnak kell lennie a megfelelő levegőztetés biztosítására. A víztelenített szennyvíziszap ehhez közvetlenül nem megfelelő termék, mert vagy pasztaszerű, szabad levegőtérfogat nélkül, vagy saját súlya alatt ilyen anyaggá tömörödik. A nagy nedvességtartalom és a porozitás hiánya, a sűrűsödésre való hajlam miatt az ilyen szennyvíziszapot a komposztálás előtt, vagy annak folyamatában vízteleníteni, a kívánt nedvességtartalomig elő kell szárítani, hogy abból megfelelő minőségű, állagú, értékesíthető termék legyen előállítható. Napjainkra a probléma áthidalására sokféle megoldást, technológiát, technikát fejlesztettek ki a szennyvíziszapok komposztálására (Kárpáti, 2002a). Nedves alapanyagok esetén a tervezőnek/üzemeltetőnek ezen túl megfelelően be kell állítania az alapanyag fizikai állapotát (nedvességtartalom, fajtérfogat, szabad gáztérfogat-hányad), valamint annak biológiailag hasznosítható energiatartalmát is. Egyidejűleg biztosítania kell ezzel a megfelelő levegőellátást, oxidációt, valamint a kész komposzt megkívánt nedvességtartalmának elérését. A komposzt környezeti hatásoktól történő védelme szintén meghatározó lehet, különösen a csapadékosabb térségekben, időszakokban. Bár a víztartalom és energiaellátottság a nedves alapanyag komposztálásának meghatározó kérdése, a szennyvíziszapok számos előnyt is jelentenek a komposztálásnál. Rendszerint kellően homogének és nem kívánatos darabos szennyező anyagoktól mentesek. Rendszerint az összes, komposztáláshoz szükséges tápanyagot (N, P, mikroelemek) is kellő mennyiségben tartalmazzák, és a víztartalom beállításán túl minimális előkezelést, vagy utókezelést igényelnek a kereskedelmi termék előállításához. Száraz alapanyagok problémája A száraz anyagoknak is megvannak a maguk felhasználhatósági határai. A száraz hulladékok, mint a mezőgazdasági maradékok, lakossági és kerti hulladékok, nagyon heterogének és többnyire szükségessé teszik az alapanyag válogatását, kezelését, mind a komposztálás előtt, mind azt követően. Az ilyen hulladékok tápanyagtartalmának, különösen a hasznosítható nitrogéntartalmának a hiánya, ami a lebomlásnál azután a biológiai folyamatok lelassulását is eredményezheti, általános. Esetenként azok aprítása is szükséges lehet a komposztálandó anyag homogenitása, kezelhetősége érdekében. Ezzel lebomlási sebessége gyorsabb, szabályozhatóbb lesz. Végül esetenként nedvesítésükre is szükség lehet az átalakítás során, mert a túl száraz anyagban a mikroorganizmusok aktivitásában jelentősen csökken, vagy akár le is áll. Gyakran alapvető eltérések adódhatnak a látszólag hasonló alapanyagoknál is. A kerti hulladékok esetében a füvet és a faleveleket gyakran együtt gyűjtik és komposztálják. Ugyanakkor arányaik meghatározóak a folyamat sebességére, egyensúlyára. A levelek megfelelően jó mechanikai stabilitással rendelkeznek, jó szerkezetű keveréket képeznek. Ugyanakkor nagyon lassan bomlanak, és friss állapotban maradnak még hosszabb tárolási időszakot követően is. Tápanyagtartalmuk (N) többnyire kedvezőtlen. Esetenként a jobb lebomlás érdekében még aprítani is célszerű a leveleket. A fű ugyanakkor nyersen túlzottan tömörödik. Nedvesen a lebomlása ugyanakkor rendkívül gyors, gyakran jobb, mint a nyers szennyvíziszapé. Ennek következtében a fű, fűcsomók gyakran berothadnak, és szaghatást 61

62 eredményeznek, még akár mielőtt elérnék a komposztáló telepet. Nedvesen nem tárolhatók anélkül, hogy ne büdösödjenek, ezért nagyon gyorsan be kell dolgozni azokat a nyersanyagba. A fűnek nagyon nagy a nitrogéntartalma is, ami a lebomlásakor nitrogénveszteséget és célszerűtlen gázszennyezést (NO x ) is eredményezhet. A két kerti hulladék ezért igen eltérő a feldolgozhatóságát illetően. Valamennyi potenciális komposzt-alapanyagnak megvannak a saját különlegességei, amit a tervezőnek, üzemeltetőnek pontosan kell ismernie. Alapszabály ezért, hogy a tervezésnek és az üzemeltetésnek is egyaránt meghatározója az alapanyagok és azok összetételének, tulajdonságainak, lebonthatóságának az ismerete. A komposzt termékminőségi elvárásai Az alapanyag jellemzőinek ilyen fontossága esetén egyértelmű, hogy a termék minőségét még szigorúbban behatárolják. Ez elsődlegesen a lakosság egészségvédelmét és a környezet minőségbiztosítását szolgálja. A közegészségi kockázat a komposztálási technológiából a humán patogén szervezetek, levegőbe kerülő spórák és vírusok jelenlétéből adódik. A patogén kórokozók az alapanyaggal érkeznek a feldolgozásra, ahol a táptalajon szükségszerűen szaporodni tudnak. A komposztálás során azonban elszaporodhatnak a környezetre kedvezőtlen spóraképző gombák is. Ezek a kórokozók természetesen a hő hatására nagyrészt el is pusztulnak. Jelenlétük, gyakoriságuk azért a kész komposzt minősítésének egyik legfőbb jellemzője. A nehézfémek és kis mennyiségben jelenlévő nem bontható veszélyes szerves anyagok a komposzt-termékkel a növényen keresztül a táplálékláncba kerülhetnek. Legtöbb állami szabályozás az ilyen szennyezők mennyiségét határértékekhez köti. Ilyen szennyezők többnyire az alapanyagokkal, elsődlegesen a szennyvíziszappal kerülnek a technológiába. Ettől függetlenül a komposztálás a velük túlzott mértékben szennyezett iszapok feldolgozására, detoxikálására is javasolható (Kárpáti, 2002). Biológiai stabilizálásukat azonban célszerű a jó minőségű, kereskedelmi termék előállításra alkalmas alapanyagokétól elkülönítve végezni. A kereskedelmi komposzt terméknek ugyanakkor sok olyan minősítő jellemzője van, melyek a közegészségi, vagy környezeti hatásukkal egyáltalán nem állnak összefüggésben. Ilyenek a szín, szemcseméret, gyommagvak jelenléte, egyéb inert anyagok vagy darabos ásványi részek, üvegtörmelék, műanyagok jelenléte, a szervesanyag-tartalom, a C:N arány, sótartalom, ph, nedvességtartalom és a nedvességtartó kapacitás. A gyommagvak ugyan zavaróak, de a komposztálás hőmérsékletének megfelelő értéken történő tartásával kipusztíthatók. A komposztálás végtermékének azokat a tulajdonságait, melyek a közegészség tekintetében nem jelentenek kockázatot, általában nem is építik be az államilag készített termék szabványba. Ilyen például. a termék humusztartalma is. Ezzel szemben az idegen anyagok, elsősorban a könnyen mérhető fémtartalom mennyiségét szigorúan előírják. A komposztálható hulladékok egyéb felhasználási lehetőségei A szerves anyag energiatartalma hasznosításának három alapvető útja lehetséges: - a szerves anyag és tápanyagtartalmának közvetlen, vagy komposztálást követő talajba-vitele, - a szerves anyag átalakítása energiává közvetlen égetéssel, metanizációval vagy pirolízissel, - a szerves anyag, mint pl. a papír és műanyagok közvetlen visszaforgatása a termelésbe. 62

63 Mindegyik újrahasznosítási lehetőség igen értékes. Az elsőt részletesebben említették az eddigiek. A biomassza közvetlenebb energetikai felhasználása ugyan folyamatos cél, de a kutatás mindenkori eredményei függvényében több-kevesebb sikerrel kerül csak megvalósításra. A realizálást egyidejűleg a világ mindenkori olajellátottsága is befolyásolja. A közvetlen újrafelhasználás, termelésbe történő visszaforgatás látszik azonban a legkedvezőbb megoldásnak az anyag és energiatakarékosságot is figyelembe véve. Hogy azonban a három lehetőség közül adott esetben melyik az igazán kedvező, azt mindig a hulladék összetétele és egyéb jellemzői, s maga a technikai, gazdasági környezet határozza meg. A viszonylag száraz hulladékoknak, mint a lakossági szemét és fa-hulladékok, legkedvezőbb az égetéssel történő hasznosításuk. A pirolízis és elgázosítás ezen belül ígéretes megoldás. Esetenként az ilyen alapanyagok előzetes válogatása, szeparálása még kedvezőbbé teheti a termikus újrahasznosítást. Ahogy a hulladék nedvességtartalma nő, a termikus hasznosítás hatásfoka egyre csökken. Az égés önfenntartásához a nedvességtartalomnak % alatt kell lennie. Pontos értéke azonban a szerves anyag típusától (égéshő, fűtőérték), és a fűtőberendezések típusától is függ. Ha a hulladék iszap-szuszpenzió, az energia visszanyerés egyetlen lehetséges módja az anaerob rothasztás. Mit célszerű azonban tenni az utóbbi maradékával, vagy más túl nedves szerves hulladékokkal, melyek égetése nem lehet gazdaságos. Korábban természetes tüzelőanyagok hozzáadásával próbálták azokat elégetni. A fűtőanyag igény, valamint a bonyolult égető berendezés igénye azonban az ilyen megoldást kedvezőtlenné teszi. A nagy nedvességtartalmú anyagok újrafelhasználása, elhelyezése mindig gondot jelent. Híg szennyvíziszapok közvetlen talajba történő injektálása ugyan kedvezőnek tűnik, de az rendszerint csak a kevésbé lakott, megfelelő talaj-adottságokkal rendelkező területeken lehetséges. A komposztálás kedvező sajátsága, hogy a nedves alapanyagból kényelmesebben kezelhető, hasznosítható maradékot termel. A komposztálás egyidejűleg stabilizálja a rothadó-képes szerves anyagokat, nagymértékben csökkenti azok patogén szervezet tartalmát, továbbá szárítja, kezelhető formájúvá alakítja az anyagot. Mindezek a nyereségek minimális külső energia felhasználásával biztosíthatók. Leegyszerűsítve akár újrafelhasználásra vagy elhelyezésre alkalmas szárított termék előállításának is tekinthető, igen változatos alapanyag felhasználás mellett is. A komposztálás egyidejűleg meglehetősen rugalmas technológia. A komposztálás a fentiektől függetlenül a jövőben is az integrált hulladékgazdálkodásnak csak egy része lehet. A jó minőségű szerves anyagok, mint a kartonpapír, újságpapír visszaforgatása a gyártásba hosszú távon elsődleges lesz. A műanyaghulladékok kérdésében azok sokrétűsége miatt már nem ilyen egyértelmű a helyzet. Azoknak az elégetése jelentős energianyereséget jelenthet, de a klórozott polimer származékok az égetésnél komoly hátrányt okoznak. A faanyagok, száraz mezőgazdasági hulladékok, mint a szár-anyagok és a lakossági szemét ilyen, szárazabb részei, nagyon alkalmasak közvetlen eltüzelésre. A nagy nedvességtartalmú anyagok ezzel szemben a komposztálás vonalán hasznosíthatók kedvezőbben. Ez persze nem jelenti azt, hogy éles határ lenne a nedves és száraz állapot között. Ugyancsak nem minden szárazanyag javasolható tüzelésre a jelentkező berendezésigény és környezetszennyezés, netán a lakossági tiltakozás miatt. Mindegyik megoldás adott esetben optimális lehet, de úgy tűnik, a komposztálás nagyon sokféle hulladék, különösen a nedves, de esetenként a por formában jelentkező száraz anyagoknál is, szerencsésen alkalmazható újrafeldolgozás. Erre vonatkozóan a rendelkezésre álló hulladékmennyiségek sem jelentenek korlátozást. 63

64 Valószínűsíthető, hogy a kis és nagyobb méretű komposztáló egységek, telepek is hosszú időre elláthatók kellő alapanyaggal a jelenleg még problémát jelentő hulladékcsökkentés érdekében. Összefoglalás Úgy tűnik, Európában az iparszerű komposztálás a jól szeparált homogén, állandó minőségű hulladékok feldolgozása felé tolódik el. Sok lakossági szilárd hulladékkomposztáló telepet éppen ezért vagy leállítottak, vagy megfelelően előszelektált hulladékok egyedi feldolgozására állítottak át, éppen a kereskedelmi komposzt kisebb idegen anyag szennyezése miatt. A komposztnak számos előnyös hatása lehet mezőgazdasági felhasználásánál. Először is növeli a talaj humusztartalmát, s ezzel kedvező talajszerkezetet és víztartó kapacitást biztosít. Másodsorban a komposzt hasznos talajtápanyagokat tartalmaz a humuszon túl is, mint a nitrogén, foszfor és sok mikro-tápanyag. Az utóbbiak mennyisége azonban a komposztban rendszerint kevés ahhoz, hogy kis mennyiségben adagolandó műtrágyaként alkalmazhassák. Más oldalról a komposzt tápanyagainak, s közöttük a nitrogénjének a felszabadulása sokkal lassúbb, mint a műtrágyáké, így nem okoznak tápanyag-veszteséget felhasználásakor. A komposzt tápanyagai így tartósabb termőképesség javulást biztosíthatnak, mint a műtrágyák, melyek túladagolások esetén lemosódnak a mélyebb talajvízrétegekbe, növelve azok szennyezettségét. A komposzt mezőgazdasági alkalmazásának a szabályozása azonban az utóbbi előnyöket nem kellően érvényesíti, illetőleg nem kellően preferálja. Hivatkozások Alexa, L., Dér, S. (2001) Szakszerű komposztálás - elmélet és gyakorlat. Profikomp Kft., Gödöllő. Bruce, A. M., Campbell, H. W., and Balmer, P. (1983)"Developments and Trends in Sludge Processing Techniques", in Proceedings of the 3 rd International Symposium on Processing and Use of Sewage Sludge, Brighton (Boston, MA.: D. Reidel Publishing) Dömsödi, J. (2002) Komposztálás. Környezetügyi Műszaki Gazdasági Tájékoztató, KMGT- 12, Környezetgaudálkodási Intézet. pp Haug, R. T. (1993) The Practical Handbook of Compost Engineering. CRC Press Inc., Boca Raton Juhász, E., Kárpáti Á. (2001) Szennyvíziszap hosszú távú kezelése és biztonságos elhelyezése. Vízügyi Közlemények, LXXXII. évf. (1) Horváthné, K. V., Kiss Zs., Kárpáti Á. (2002) A szennyvíziszap komposztálásának lehetősége és nyílt rendszerű kialakítása. Aerob szennyvíztisztítás vizsgálata, modellezése - anaerob szennyvíztisztító rendszerek - iszapkomposztálás -. Tanulmánygyűjtemény, Szerk. Kárpáti Á. Veszprémi Egyetem, KmKTT, Kárpáti, (2002a) A szennyvíztisztító - iszapkezelő együttes jövője. Aerob szennyvíztisztítás vizsgálata, modellezése - anaerob szennyvíztisztító rendszerek - iszapkomposztálás -. Tanulmánygyűjtemény, Szerk. Kárpáti, Á. Veszprémi Egyetem, KmKTT, Kárpáti, Á (2002b) Komposztálás. Szennyvíziszap rothasztás és komposztálás, Ismeretgyűjtemény, Szerk Kárpáti, Á. Veszprémi Egyetem, KmKTT, Kovács, G., Fülöp, F., Fülöp, L. (2003) Hidrológiai Vándorgyűlés, július 3-4. Szolnok, CD (számozatlan) pp

65 A humusz keletkezése, stabilitása és hasznosulása Kárpáti Árpád Veszprémi Egyetem, Környezetmérnöki és Kémiai Technológia Tanszék Bevezetés A humusz minden olyan anyagból képződhet a természetben, melyben jelentős lignin és tannintartalom van. Ezek rendszerint a növények és abból készült termékek valamilyen maradékai. A lakossági szennyvizek tisztítási maradékában is elég jelentős a cellulóz és vele együtt a lignintartalom is. Ezek a tisztításnál nem bomlanak le, így az iszapmaradékba kerülnek. Annak az anaerob szennyvíziszap rothasztása is csak a cellulóz minimális bontására képes, a lignin továbbra is a maradékba kerül. Az iszap komposztálása ezzel szemben a cellulóz döntő mennyiségét oxidálja és asszimilálja, miközben a lignint is lényegesen átalakítja. Az utóbbi átalakulás azonban úgy tűnik, csak részben biológiai. A ligninből keletkező fenol-származékok más aromás vegyületekkel együtt humuszvegyületekké polimerizálódnak, biológiailag a korábbiaknál is nehezebben lebontható anyagot képezve. Ez a talajaink jól ismert humusz komponense, természetesen a biológiai átalakítás más nehezen bontható maradékaival, fizikailag kötött ionos komponenseivel, s a komposzt mátrix egyéb ballaszt anyagaival egyetemben. A komposztáláshoz a nagy lignin és cellulóztartalmon túl a nagy bontható egyéb szerves anyag tartalom is fontos, hiszen az utóbbi a bakteriális tevékenység révén, a komposztálás kezdeti, intenzív hőtermelésének, s folyamatai felgyorsulásának is az előfeltétele. A cellulóz ugyanis csak a komposztálás későbbi szakaszában, a gombás lebontását követően válhat a baktériumok tápanyagává. A lignin gombák enzimjeivel történő depolimerizálása, majd azt követő bakteriális átalakulása az utóbbival egyidejű, hasonlóan a lignin metoxi-fenilpropil monomerjeinek, vagy oligomerjeinek a baktériális átalakításához és fenol-származékainak az ismételt polimerizációjához, a humusz képződéséhez. A komposztálódás sebességén túl a kialakuló komposzt összetétele szempontjából is fontos mindezeknek a szerves anyagoknak, s más szervetlen makro-, és mikro-tápanyagoknak a megfelelő mennyiségben történő jelenléte. Ezek jó része valamilyen formában beépül a humusz szerkezetébe, más része fizikai-kémiai erők révén kötődik a humuszhoz, vagy egyszerűen csak mechanikus részét képezi a kialakuló komposzt keveréknek. A kémiailag kötött tápanyagok a humusz igen lassú biológiai bomlása során válnak csak ismételten szabaddá a talajban a növények számára. A humusszal nitrogénjével ezért nehéz túladagolni a nitrogén tekintetében a talajt. Ugyanakkor a humusz kémiai szerkezete révén jelentős víz-, és tápanyagmennyiséget, ammóniát, egyéb ionokat, kedvezőtlen hatású szerves anyagokat is megköt, jobbá téve ezzel a növények életfeltételeit, a talajok termőképességét, sokoldalú puffer-kapacitását. A humusz A humusz a növényi lignin és tannin lebomlásának a biológiailag stabil terméke. Nagy molekulasúlyú, sötét színű szerves anyag, melybe kialakulása során a módosított lignin monomereken, oligomereken túl más szerves anyagok is beépülnek, rendkívül változatossá 65

66 téve ezzel óriásmolekulái szerkezetét. A természetes növények polifenol polimerjeinek, a ligninnek és a tanninnak a lebomlása, illetőleg a bomlástermékek ismételt polimerizációja, polikondenzációja révén jön létre. Összetétele ezért nagyon változó, bár alapszerkezete mindig a kondenzált polifenol váz. Polimerizációjakok a legkülönbözőbb kinon-származékok és funkciós csoportok, szerves aminok, melanoidok, alifás csoportok alakítják ki a végső szerkezetét (Stevenson, 1994). Kezdetben úgy gondolták, hogy a humusz a lignin olyan módosulásával jön létre (ligninelmélet), melyet követően a lignin eredeti polimerszerkezete domináns marad. Eredeti metoxi csoportjai és oldalláncai ugyanakkor átalakulnak, leszakadnak, oxidálódnak. A lignin elméletet ma is helytállónak tekinthető az anaerob környezetben történő humifikálódásra, mint amilyen a tőzegé. A komposztálás gyakorlata révén valószínűbbnek tűnik azonban ma már, hogy a humusz sokféle fenol-származék polimerizációjának (polifenol-elmélet) a terméke. Alapegységei kialakításában a lignin és tannin gombákkal történő lebontásakor és bakteriális átalakításakor keletkező származékai, valamint a különböző mikroorganizmusok és növények fenolos metabolitjai egyaránt részt vesznek. A polimerizációt oxidatív folyamatok eredményezik, melyeket arra alkalmas enzimek (peroxidáz, laktáz, fenol-oxidáz, stb) és fémoxidok (pl. Mn 4 + ) katalizálnak. A Maillard reakciók, melyek a redukáló cukrok és aminok kondenzációi, további humuszképző folyamatok az előzőek mellett. Mindezek eredménye egy barna színű fenolos polimer keletkezése. A humusz szintézisének általános sémája (1ábra): 1. ábra: A humusz keletkezésének különböző lehetőségei (Stevenson, 1994). A humusz az aerob és anaerob biológiai lebontásnak egyaránt rendkívül ellenálló anyag. Aerob talajokban a humusz átlagos kora (tartózkodási ideje a lassú lebomlása miatt) év is lehet (Stevenson, 1994). A talajban ugyanakkor a lassú lebomlással egyidejűleg lassú 66

67 felépülés, újabb növényi részek humifikációja is bekövetkezik. Korábbi vizsgálatok alapján (Szabó, 1985) ez átlagos talajadottságoknál a talajszint alatt cm mélységben optimális. Felette a talajba került trágya oxidációja, lebontása, alatta pedig bomlás, átalakulás hiány egyre dominánsabb. A gyorsabb humifikációhoz tehát optimális körülmények kellenek a talajrétegekben. A növényi részek humifikációja ugyanakkor a trágyás levegőző halmokban, prizmákban a talajban mérhetőnél lényegesen gyorsabb spontán folyamat. A fosszilis energiahordozók geológiai akkumulációja a bizonyítéka, hogy a polimer szerkezetű fenolos és aromás vegyületek anaerob körülmények között gyakorlatilag bonthatatlanok. Ezek részben ligninből és humuszból keletkeztek. Eredeti formájukat anaerob körülmények mellett hosszú ideig változatlan megtartották. Az ilyen anyagok biológiai bonthatósága tehát aerob és anaerob körülmények között egyaránt igen korlátozott, feltehetően zárt polimer szerkezetük eredményeként. A fenolos és aromás vegyületek anaerob körülmények között tapasztalt biológiai stabilitásának alapvető oka semmiképpen nem az aromás gyűrű következménye. Már az 1930-as években bebizonyosodott, hogy az egyszerű fenol vegyületek anaerob úton metánná és széndioxiddá bonthatók (Tarvin és Buswell, 1934). Azóta az is nyilvánvalóvá vált, hogy a növényi eredetű polifenolok (lignin és tanninok) monomer egységei is, más hasonló egyszerű fenol vegyületekhez hasonlóan anaerob környezetben könnyen bonthatók (Heider és Fuchs, 1997). Az is bebizonyosodott, hogy a kisebb molekulatömegű aromás vegyületek is könnyen bonthatók anaerob kevert kultúrákkal, ha egy vagy több poláros csoportot tartalmaznak (OH, COOH, stb). Még a szubsztituálatlan aromások és alkilbenzolok (pl. BTX), melyeket egykor anaerob bontásra teljesen alkalmatlannak véltek, lebonthatók olyan anaerob kultúrákkal, melyek hosszú időn keresztül adaptálódtak az ilyen anyagok és különböző elektronakceptorok keverékéhez (Fraser et al., 1995; Heider et al., 1999; Kárpáti, 2002a). A természetes, növényi eredetű, nagy molekulatömegű ligninek, szemben monomerjeikkel, anaerob környezetben nem bonthatók. A bonthatatlanságot bizonyítottan nem a lignin monomerjei között lévő kovalens kötés stabilitása eredményezi. A lignin dimerek, vagy oligomerek esetén ugyanis mindkét típusú lignin-monomer egység közötti kötés anaerob bontási lehetőségét egyértelműen bebizonyították (Chen et al., l987). Az anaerob depolimerizációt 3-7 monomerből kiépülő lignin oligomer esetében is sikerült igazolni az anaerob rothasztásnál (Colberg és Young, 1982). Hasonló lebontás volt tapasztalható a papírgyári szennyvizek anaerob bontásánál is. Míg a nagy molekulatömegű frakciók bonthatatlannak, a legkisebb molekulatömegű frakciók teljesen bonthatónak bizonyultak (Kortekaas et al a). Egyértelmű tehát, hogy a lignin nagy molekulatömege, vagy polimer lánc hossza az, amely a biológiai lebontását megakadályozza. Az ilyen nagy molekulatömegű, hidrolizálhatatlan anyagokat a mikroorganizmusok nem képesek a sejtjeikbe transzportálni, hogy ott intracellulárisan esetleg lehetséges legyen a lebontásuk. A lignin bomlása és humifikációja A baktériumokkal szemben bizonyos gombák ugyanakkor extracelluláris enzimjükkel a lignin gyors depolimerizációjára képesek. A polimer bontása nem specifikus oxidatív átalakítás (Kirk és Farrell, 1987). A depolimerizáció, majd bakteriális átalakítás révén keletkező fenol származékok ugyanakkor aerob környezetben egy azt követő polimerizáció révén a ligninnél is stabilabb termékké, humusszá alakulnak. 67

68 A humusz anyagok azért nem bonthatók aerob környezetben, mert a humuszt a gombák, illetőleg azok enzimjei nem tudják megtámadni. A humusz ugyanakkor anaerob környezetben is biológiailag bonthatatlan. Ezt jól bizonyítják a tőzegesedés során kialakult humusz anyagok (Owen et al., 1979). A fenti gondolatmenetből nyilvánvaló, hogy a humusz biológiailag meglehetősen inert anyag. Évszázadok, vagy ezredek, netán geológiai léptékű időszakok kellenek a humifikálódott szerves szén biológiai újrahasznosításához. Ezzel szemben csak percek, vagy órák szükségesek ahhoz, hogy a biológiailag hozzáférhető szerves szén ismételten bezáródjon a humusz formációba. A szennyvizekben és szennyezett talajokban történő biológiai átalakítások során a cellulóz és lignin anyagok lebontása, s az utóbbiak ismételt polimerizációja a mindenkori körülmények függvényében igen eltérő sebességgel alakulhat a különböző autooxidációs és oxidatív enzimek által katalizált folyamatok eredményeként. A fenolos vegyületek autooxidációja, anaerob körülmények között bonthatatlan humusz anyagokká polimerizálódása csupán percek kérdése (Field et al., 1989) Az iszapok komposztálása során a polimerizációban, illetőleg a polimer oldalláncainak szubsztitúciójában a bakteriális tevékenység révén különböző szerves-amin és melanoid vegyületek is aktívan részt vesznek. A humifikálódás során bekövetkező polimerizáció a biológiailag bontható fenolos anyagokból sötét színű biológiailag stabil szerves anyagot termel. Az aerob komposztálódást megelőző anaerob kezelés kedvező lehet a polimerizációra nem hajlamos, többszörös hidroxil-csoportot tartalmazó fenolok és aromás aminok megfelelő átalakításában, polimerizációra alkalmassá tételében. A kondenzált tanninok előkezelése is jó példa erre. A befejező aerob komposztálás során ilyen esetben a tannin vegyületek jelentős része biológiailag stabil humusszá alakul (Field és Lettinga, 1991). A komposztálás folyamataiban az aromás aminok oxidációs átalakításának is jelentős szerep jut. Az aerob bakteriális lebontásuk mellett a humusszá történő polimerizációjuk is jelentős a komposztálás folyamatában (Tan et al., 1999, Kudlic et al., 1999). Anyagátalakulások a komposztálásnál A komposztálásnál az eddigiekben bemutatott humifikáció mellett a cellulóz gombás lebontása, s termékeinek, valamint az egyéb baktériumokkal stabilizálható tápanyagoknak az átalakítása, oxidációja is végbemegy. A komposztálás során az egyes komponensek lebonthatósága, lebomlási sebessége részben a keletkező hőmennyiséget (ami a komposztálás legfőbb hajtóereje), részben a keletkező végső termék összetételét, részben a szellőztetéshez szükséges levegőmennyiséget, illetőleg az oxidációhoz szükséges oxigén mennyiséget is meghatározza. Mivel az alapanyagok biológiai lebonthatósága széles tartományban változhat, az a folyamatok energiaellátását is ugyanígy befolyásolja. A mindenkori lebonthatóság pontosítása ezért minden esetben igen fontos, s ezt itt kicsit részletesebben próbáljuk érzékeltetni. A szerves anyagok biológiai lebonthatósága nem az azokból elméletileg oxidálható összes szerves anyag hányadot jelenti, hanem annak csak azt a részét, amely a komposztálás körülményei között elbomlik. Kellően hosszú idő alatt várhatóan a teljes szerves anyag tartalom elbontható lenne, de ez gyakorlatilag a komposztálás során nem következhet be. A lebomlás, s vele együtt a lebomlott lignin humifikálódása is ezért a komposztálás körülményeinek függvénye, mint ahogy az a talaj esetében is igazolódott (Szabó, 1986). 68

69 Az 1. és 2. táblázatokban néhány, komposztálásnál általánosan használatos szerves alapanyag összetétele és biológiai lebonthatósága látható. Azok adatai azonban anaerob körülményre vonatkoznak. Bár az aerob komposztálás az ilyen vizsgálati körülményektől jelentősen eltér, az adatok értéktartománya és tendenciája a komposztálás tervezéséhez is felhasználható. A cellulóz és hemicellulóz a növények két fő szerkezeti alkotóeleme. Mindegyik egyszerű monomerekből kiépülő polimer. A cellulóz esetében egyszerű cukor és glükóz egységekből, a hemicellulóz esetében glükóz, xilóz, galaktóz és más cukor részekből épül ki a polimer. A bioszférában a cellulóz a növény összes szerves karbon hányadának több mint 50 %-át tartalmazza, és egyértelműen döntő szerkezeti anyaga a növényeknek. A fák gyakran %-ban tartalmazzák a cellulózt, de a gyapot 95 %-ában cellulózból áll. 1. táblázat: A lakossági hulladék szerves anyagainak összetétele és anaerob lebonthatósága Goset és McCarty (1975) Összetevők A szerves rész %-os hányada Lebonthatóság, % Cellulóz Kémiailag kezelt Mechanikusan kezelt Hemicellulóz Egyéb cukrok Lignin 10 0 Zsírok 8 50 Fehérje 4 50 A fás növényi részekben a cellulóz mellett valamilyen mennyiségű hemicellulóz és lignin mindig található. Ezek a fa szerkezetének kialakításánál mintegy kötőanyagok a cellulóz mellett. A lignin egy összetett, aromás, három dimenziós polimer, amely lassítja, meggátolja a cellulóz lebomlását. A lignin elnevezés azonban egy összefoglaló név, amely különböző molekulatömeg tartományú polimer molekulák definíciója. A hatásukat elsődlegesen fizikai jellegűnek vélik, mivel a lignin részek a cellulóz szálakba beépülve csökkentik a cellulóz polimer molekuláinak a szabad (hozzáférhető) felületét, csökkentve ezzel az egyébként biológiailag viszonylag jól bontható cellulóz elérhetőségét a mikroorganizmusok és enzimjeik számára. A cellulóz szálas vázszerkezetet alakít ki, melyet hemicellulóz részek kapcsolnak össze és vesznek körül mikrofibrilláris szerkezetet alkotva. Ezeket azután újra csak hemicellulóz, majd lignin molekulák fonják, zárják körül. Lee et al. (1992) vizsgálatai alapján egy fás anyagra jellemző összetétel a % cellulóz, % hemicellulóz és % lignin tartalom. A cellulóz szálak biztosítják az erőt és a hajlékonyságot a faanyagnak. A lignin összekapcsolja a cellulóz-szálakat, megvédve ezzel a biológiai és kémiai hatásoktól. A hemicellulóz tulajdonképpen a lignin kötődését, kapcsolódását segíti a cellulóz-szálakhoz. A lignocellulóz jellegű anyagok (fás biomassza) alapvetően hasonló szerkezettel rendelkeznek, de a kémiai összetételük fajtánként nagymértékben különbözik. A lignocellulóz anyagok biológiai bonthatósága a komposztálás során nagymértékben függ azok előzetes kezelésétől, feldolgozásától is. Jó biológiai bonthatóság figyelhető meg az olyan papírkészítményeknél, melyeket előzetesen kémiailag kezeltek, lignintartalmukat eltávolították (kilúgozás, szulfit-cellulóz előállítás). Ez így van a legtöbb csomagolópapír, vagy lemezelt papír készítménynél, kivéve az újságpapírt. Golueke (1973) beszámolt róla, hogy a lignin eltávolítása után nyert cellulóz anaerob rothasztás során 37 o C-on, 30 nap alatt mintegy 90 %- 69

70 ában elbomlott, tehát ilyen körülmények között jól bontható. Hasonló adatokat közöltek különböző cellulóz anyagok lebomlására vonatkozóan Goset és McCarty (1975) (1. táblázat). Az újságpapírt előállítása során csak mechanikusan feliszapolják, vagy őrlik a faanyagot. Egyéb kémiai kezelésnek nem vetik alá. Ez a mechanikus kezelés nem távolítja el e lignin kötőanyagot a cellulózszálakról, de felaprítja a fa szerkezetét, nagyobb felületet, hozzáférést biztosítva így a mikroorganizmusok részére. A mechanikus faőrlemények biológiai bonthatóságának ezért valahol a kémiailag kezelt faanyag, és a természetben található faanyagok között kell lennie. Golueke (1973) már említett adatai szerint az újságpapír cellulóztartalma 37 o C-on 30 nap alatt anaerob rothasztás során mintegy 50 %-ban lebomlott, ugyanakkor a természetes állapotú fás részekben a cellulóz bomlása ilyen körülmények között alig figyelhető meg. Chandler és társai (1980) szerves anyagok hosszú idő alatt, 35 o C-on, anaerob körülmények között történő lebomlását vizsgálták. A vizsgálati ciklus, a lignintartalom és a szerves anyag tartalom csökkenésének az értékei a 2. táblázatban láthatók. 2 táblázat: Néhány speciális anyag anaerob lebonthatósága 35 o C-on (Chandler et al., 1980). Anyagfajta Vizsgálati idő, nap Lignintartalom, szerves anyag %-a Lebonthatóság, szerves anyag %-a Búzaszalma 120 8,9 55,4 Kukoricaszár 120 3,9 77,2 Kokoricalevél 120 3,8 71,8 Hínár 120 6,0 62,0 Vizijácint 120 8,7 58,8 Kukoricadara 90 2,0 84,9 Újságpapír ,9 28,1 Elefánt trágya ,4 52,5 Csirketrágya 120 3,4 75,6 Sertéstrágya 120 2,2 72,7 Tehéntrágya a ,1 58,5 Tehéntrágya a ,9 57,5 Tehéntrágya a ,1 52,8 a- ugyanazon istállóban tartott, de eltérő abrakolású - energia ellátottságú (1>2>3) állatoktól. Chandler szoros összefüggést talált a szerves anyag tartalom lebomlása és a lignintartalom között (2. ábra). Az adatokból az alábbi összefüggést állapíthatta meg: B = 0,830 - (0,028) X, ahol B= a szerves rész biológiailag bontható hányada, % X= a szerves anyag lignintartalma, % A lebonthatóságot leíró fenti egyenlet azt mutatja, hogy azoknak az anyagoknak is, melyek nem tartalmaznak lignint, maximális lebonthatósága anaerob körülmények között csak 83 %. Ennek az oka az, hogy a szerves anyag lebontása, átalakítása baktérium szaporodás révén történik, melynek során a baktériumok különböző melléktermékeket termelnek, s közülük többek biológiailag stabilak, nem bonthatóak. Ezért is a szerves anyag maximális lebonthatóságát az így keletkező melléktermékek mennyisége és lebonthatósága limitálja. A lignint nem tartalmazó szerves anyag maximális lebonthatóság ezért az aerob komosztálás során is valahol % között várható. Elgondolkodtató ugyanakkor a lignintartalom hatása 70

71 is a lebonthatóságra. Ez a mérések alapján stabilizálni látszik a nehezebben bomló cellulóz láncokat, ami elképzelhető. 2. ábra: Az anaerob körülmények között mért lebomlás és a lignintartalom összefüggése. A Chandler formulával kapcsolatosan mégis óvatosságra kell felhívni a figyelmet. Az összefüggés a lignin tartalom és az anaerob bonthatóság között érvényes. Mindenképpen valószínűsíthető ugyanakkor, hogy ami anaerob úton lebontható, a komposztálás során is lebontható. Az egyenlet ezért felhasználható az aerob komposztálás lebontási hatásfokának becslésére is. Más kérdés, hogy a komposztálás során bekövetkező szerves anyag (humusz) felépülés ugyanakkor a maradék szerves anyag tartalma alapján a lebonthatóságra vonatkozóan félrevezető értéket is eredményezhet. Regin és Jeris (1971) a folyamatos aerob komposztálás során kevert hulladék lebomlását vizsgálta optimális körülmények között a maximális komposztálási sebesség elérése érdekében, jellemző alapanyag-keverékkel (az alapanyag összességében mintegy % papírt tartalmazott). A laboratóriumi komposztáló berendezésben a beindítást követően nap után kezdtek lassulni, leállni a lebomlási folyamatok. Ez alatt az idő alatt a keverék szerves anyag tartalma mintegy 45 %-kal csökkent. Azon belül az egyes komponensek lebomlása a következőnek adódott: zsírok 86 %, szénhidrátok 65 %, cellulóz-szálak 30 %, fehérje 22 %. Poincelot (1974) a falevelek komposztálással történő bonthatóságát vizsgálta, amikor azokat lakossági szennyvíz iszapjával, vagy ipari hulladékokkal és más adalékokkal keverte. A cellulóz lebomlása mintegy 200 nap alatt %-ban ment végbe. A legkisebb lebomlást (23 %) akkor kapták, amikor a faleveleket papír-rosttal keverték. A falevelek önmagukban mintegy 31 % cellulózveszteséget mutattak. Ha szennyvíziszappal, vagy szervetlen tápanyagokkal feljavították, 40 % fölötti cellulóz lebomlást tapasztaltak. Úgy találták, hogy a komposztálás során a cellulóz lebomlása a sebesség meghatározó tényezője. Megállapították, hogy a cukor és keményítő a mikroorganizmusoknak a legjobban hasznosítható tápanyag. A zsírok ugyancsak könnyen bonthatók. A cellulóz és hemicellulóz a bomlásnak közepesen ellenálló, míg a lignin a legellenállóbb. Allison (1965) fa és fakéreg anyagok lebomlását vizsgálva talajokban úgy tapasztalta, hogy igen nagy különbség van a különböző faanyagok lebomlási sebességében. Nagyon sok puhafa 71

72 és azok kéreganyaga igen lassan bomlott a talajban. Valamennyi puhafa átlagos lebomlása 12 %, kéreganyaguké 8,2, % volt. A kemény fák és azok kéreganyagai sokkal jobban elbomlottak. Ezek átlagosan 45,1 és 25,4 % lebomlást szenvedtek. Nyilvánvaló, hogy jelentős különbség van a puha és kemény fák, sőt még azokon belül a különböző fajok lebonthatósága között is. A vizsgálatok során a különböző puhafák lebonthatóságában is mintegy ötszörös különbség volt mérhető. A komposztálásnál sokhelyütt fűrészport vagy fakérget kevernek a komposzt alapanyagába. A segédanyag megválasztása gyakran annak a fizikai jellegétől, mint a nedvességtartalom, és a részecskeméret függ. A gyakorlatban azonban éppen Allison (1965) adatai alapján a tervezésnél nagy figyelmet kell fordítani a faanyag gondos megválasztására is, hiszen láthatóan a különböző faanyagok és fakéreg anyagok lebonthatósága között, s így a lebontásuknál keletkező hőmennyiségben is mintegy tízszeres különbség is jelentkezhetnek. A lakossági szennyvizek iszapja esetén a szerves rész (izzítási veszteség) csökkenése %-ról %-ra adódott Horváth (1978) vizsgálatai során a rothasztott iszap egyéb segédanyagok nélküli, nyitott térben, prizmákban történő komposztálása során. A lebontást kellően szabályozott, jól átkevert mezofil körülmények között, mintegy 20 napos komposztálással vizsgálták. A szerves anyag (izzítási veszteség) mérése alapján a rothasztott iszapok lebomlási hányadosa 0,33-0,56 tartományban változott, 0,45 átlagos értékkel. Másként kifejezve ez azt jelenti, hogy a rothasztott primer iszap lebomlása az azt követő komposztálásnál mintegy %-ra várható. Természetesen ez a hányad mind a rothasztás, mind az azt követő komposztálás körülményeitől is számottevően függ (Kárpáti, 2002b). A nyers lakossági szennyvíziszapnak rendszerint % a szerves hányada (izzítási veszteség). Biztonsággal feltételezhetjük, hogy a komposztálás után ez a szerves anyag tartalom mintegy % körüli értékre várható. A szerves anyag tartalomban bekövetkező változás alapján a nyers iszapra a lebonthatósági koefficiens mintegy 0,72-0,82 között számolható. Összehasonlításképpen a szerves anyag mintegy 50 %-a bomlik el a nyers iszap anaerob rothasztásánál. Mivel a rothasztott iszap komposztálásánál további lebomlás figyelhető meg, a nyers iszapra a lebonthatósági koefficiens számított tartománya elfogadhatónak tűnik. Egy jól stabilizált, rothasztott, majd komposztált mintát 60 % nedvességtartalomra újólag beállítva, és ellenőrzött aerob körülmények között 49 o C-on inkubálva azonban további lebomlás volt mérhető. 18 nap után a komposzt szerves anyag tartalma (izzítási veszteség) 0,325-ről 0,29-re csökkent, ami mintegy további 15 %-os lebomlásnak felel meg. A 30 % körüli szerves anyag tartalom (izzítási veszteség) valószínűleg az elérhető legkisebb érték a lakossági szennyvíziszap megfelelő komposztálása esetén (Haug, 1993, Kárpáti, 2002c). A humusz áttételes hatásai Mivel a humusz anaerob környezetben bonthatatlan, úgy tűnhet, hogy annak az anaerob környezetben kedvezőtlen, vagy indifferens hatása van. Ezzel szemben a humusz, és a humuszképző folyamatok igen hasznosnak tűnnek a környezeti problémák anaerob folyamatokkal történő orvoslása terén. Két út is valószínű, amely a toxikus, vagy nehezen bontható szerves vegyületek ilyen kármentesítésében fontos szereppel bír. Az első az ilyen szennyező anyagok polimerizációja, beépülése a humusz szerkezetbe (detoxikálás és szennyező anyag immobilizáció). A második a humusz aktív szerepe az átalakítási folyamatokban elektron-akceptorként, vagy a redox folyamatok módosítójaként (mediátor). 72

73 Az aromás és fenolos vegyületek toxikus hatása az anaerob tisztításnál éppen azzal is csökkenthető, hogy előzetesen megfelelő körülmények között ezeket humusz anyagokká alakítják (Field et al., 1999; Field 2001, 2002). A veszélyes fenol-származékok polimerizációja oxidatív enzimek alkalmazásával különböző növény-védőszer maradékok mezőgazdasági talajokban történő stabilizálásában és klór-fenolokkal szennyezett talajok méregtelenítésében is régóta ismert megoldás (Bollag et al., 1977). Jó példa az utóbbira éppen a pentaklór-fenolok humusz polimerekbe történő megkötése alkalmas kopolimerizációval a gombák oxidatív enzimjeinek segítségével (Ruttimann-Johnson és Lamar, 1996). Az anaerob előkezelés a kedvezőtlen szennyező anyagokat (fenolgyűrű) kedvezőbbé alakítva alkalmassá tehetik a polimerizációra. A lignin, és depolimerizált származékai mindaddig nem hajlamosak autooxidációval történő ismételt polimerizációra, amíg a metoxi-csoportok stabilizálják azokat a polimerizáció ellen. Az anaerob metabolizmus révén az ilyen metoxicsoportok ugyanakkor szelektíven átalakulnak fenolokká (Verhagen et al., 1998). Az átalakítást követően oxidatív környezetben az orto-szubsztituált fenolok már autooxidációval gyorsan polimerizálódnak humuszvegyületekké (3. ábra). 3. ábra: Humusz keletkezése orto-szubsztituált fenolokon keresztül. A ciklikus anaerob és aerob kezelés a papírgyári szennyvizek esetében a lignin gyors humusszá történő polimerizációját eredményezte (Kortekaas et al., 1998 b). A hasonló kedvező anaerob előkezelés az azofestékek és nitroaromások esetében is növeli a humifikációban történő részvételüket. Az ilyen N-szubsztituált aromások anaerob N- redukciója a megfelelő, aromás aminok termelésével eredményezi ezt a polimerizációs készség növekedést (Kudlic et al., 1999). Érdekes példa erre a trinitro-toluol (TNT) anaerob előkezelése szennyezett talajokban, amikor a TNT-ből triamino-toluol keletkezik, amely levegőztetésnek kitéve, polimerizációval a talaj humusztartalmához kötődik (Achtnich et al., 1999). A humusz mint terminális elektron-akceptor. Bár a humusz önmagában nem szolgál szerves tápanyagul a mikroorganizmusoknak, egyre több a bizonyíték annak igazolására, hogy a humusz anyagok más szerves anyagok anaerob átalakításában terminális elektron-akceptorként vehetnek részt. Legkorábban ezt acetát átalakításánál figyelték meg (Lovley et al., 1996). Később a humusz modell-vegyületeivel (szulfonált kinonok) sikerült a feltételezést igazolni (Coates et al., 1998; Lovley et al., 2000). A humuszt legújabban sikeresen alkalmazták a biológiailag nehezen bontható veszélyes szennyező anyagok anaerob átalakításának gyorsítására. Sikerült ilyen hatást elérni a 73

74 humusszal a klórozott etán és toluol származékok esetében is (Cervantes, et al., 2000). A folyamat sematikusan a 4. ábrának megfelelő. Az adott méréseknél a humusz megfelelő átalakítását a közeg különböző állapotú vas-ionjai biztosították, de anaerob közegben az a kén különböző oxidációfokú változataival is stabilizálódhat (Cervantes et al., 2001). 4. ábra: Humusz mint terminális elektron-akceptor az anaerob biológiai átalakításoknál. (Cervantes et al., 2001) Humusz, mint redox mediátor A humuszról bebizonyosodott, hogy a veszélyes anyagok reduktív biotranszformációjában is alkalmazhatók segédanyagként. A kísérletek során a huminsavak elősegítették a nitroaromások aromás aminokká történő abiotikus redukcióját (Dunnivant et al., 1992). Ugyanez azofestékeknél aromás aminokat eredményezett (Vandersee et al., 2000), széntetrakloridnál pedig kloroformot (Curtis és Reinhard, 1994), miközben az alkalmazott redukáló komponens a redukáló környezetben HS - és Fe 2+ volt. A redukció sebessége az ilyen átalakításoknál többszörösére növekedett. A humusz fel tudta gyorsítani a biológiai reduktív dehalogénezést is (Collins és Picardal, 1999). A folyamat anaerob rendszerekben a klórozott szerves anyagok olyan átalakítását eredményezi, melyet követően azok teljes biológiai átalakítása az aerob befejezés során már lehetségessé válik. Összefoglalás A humusz, mint igen értékes természeti anyag bizonyítottan hasznos lehet termőtalajainknak. Részben a tápanyag ellátottságuk biztosításához, részben mint magának a talajba kerülő növényi eredetű lignin és tannin humifikációja elősegítéséhez. Ezen túl a humusz az aromás klór és egyéb komponenseket tartalmazó növényvédő-szerek talajban történő lebontásában, méregtelenítésében is gyorsító szerepet játszhat. A különböző növényi maradékok, élelmiszerhulladékok, szennyvíziszapok komposztálása ezért mindenképpen hasznos és támogatandó a gyakorlatban. Fontos azonban a komposztálásnál pontosítani a humifikáció alapanyag összetétel igényét, a termékminőség egyidejűleg az összetétel, valamint a higiénés biztonság tekintetében is kielégíthető. Ilyen komposztot csakis gondosan megválasztott, ellenőrzött alapanyagokból, hasonlóan ellenőrzött, szabályozott technológiával lehet előállítani. A komposztálásra vonatkozó egyértelmű irányelvek, s a termék felhasználására vonatkozó (EU-s és hazai) szabályozás is ugyanakkor látszólag igen lassan készül, ami a szennyvíztisztítás hulladékának az ilyen minőségi termékké történő tömeges feldolgozását erősen hátráltatja. 74

75 Irodalomjegyzék Achtnich, C., Fernandes, E., Bollag, J.-M., Knackmus, H. J., Lenke, H. (1999) Covalent bindings of reduced metabolites of ( 15 N 3 )TNT to soil organic matter during a bioremediation process analysed by 15 N NMR spectroscopy. Environ. Sci. Technol. 333, Allison, (1965) Organic Matter and Crop Management Problems. Unpublished Bollag, J. M., Sjoblad, R. D., Minard, R. D. (1977) Polimerization of phenolic intermediates of pesticides by a fungal enzyme. Experientia 33, Cervantes, F. J., van der Velde, S., Lettinga, G., Field, J. A. (2000) Competition between methanognesis and quinone respiration for ecologically important substrates in anaerobic consortia. FEMS Microbiol. Ecol., 34, Cervantes, F. J., Dijksma, W., Tuan, D. D., Ivanova, A., Lettinga, G., Field, J. A. (2001) Rapid anaerobic mineralization of toluene with quinones and humus as terminal electron acceptors (subbmitted). Chandler, J. A., Jewell, W. J., Gossett, J. M., Van Soest, P. J., Robertson, J. B. (1980) Predicting Methane Fermentation Biodegradability. Biotechnology and Bioengineering Symposium No. 10 (New York: John Wiley & Sons, Inc) Chen, W., Ohmiya, K., Shimizu, S, Kawakami, H. (1987) Anaerobic degradation f dehydrodiisoeugenol by rumen bacteria. J. Ferment. Technol., 65, Coates; J. D., Ellis, D. J., Blunt-Harris, E. L., Gaw, C. V. Raden, E. E., Lovley, D. R. (1998) Recovery of humic reducing bacteria from a diversity of environments. Appl. Environ. Microbiol., 64, Colberg, P. J., Joung, L. Y. (1982) Biodegradation of lignin-derived molecules under anaerobic conditions. Can. J. Microbiol., 28, Collins, R., Picardal, F. (1999) Enhanced anaerobic transformations of carbontetrachloride by soil organic matter. Environ. Toxicol. Chem., 18, Curtis, G. P., Reinhard, M. (1994) Reductive dehalogenation of hexachloroethane, carbontetrachloride and bromoform by antrahydroquinone disulphonate and humic acid. Environ, Sci. Technol., 28, Dunnivant, F. M., Schwarzenbach, R. T., Macalady, D. L. (1992) Reduction of substituted nitrobenzenes in aqueous solutions containing natural organic matter. Environ, Sci. Technol., 26, Field, J. A., Kortakaas, S., Lettinga, G. (1989) The tannin theory of methanogenic toxicity. Biological Wastes, 29, Field, J. A., Lettinga, G. (1991) Treatment and detoxification of aqueous spruce bark extracts by Aspergillus niger. Wat. Sci. Tech., 24 (3/4) Field, J. A. (2001) Recalcitrance as a catalyst for new developments. Wat. Sci. Tech., 44 (8) Field, J. A. (2002) Limits of anaerobic biodegradation. Wat. Sci. Tech., 45 (10) Frazer, A. C., Coschigano, P. W., Young, L. Y. (1995) Toluene metabolism under anaerobic conditions : A review. Anaerobe 1, Golueke, C. G. (1973) Bioconversion of Energy Studies at the University of California (Berkeley), Proceedings of the Bioconversion Energy Research Conference (Amherst, MA: Univ. of Massachusetts) Gerencsér, Á. (2003) Szennyvíziszapok elhelyezése - hasznosítása saját földön. Hidrológiai Vándorgyűlés, július 3-4. Szolnok, CD (számozatlan) pp. 6. Gossett, J. M. and McCarty, P. L. (1975) Heat Treatment of Refuse for Increasing Anaerobic Biodegradability, Civil Engineering Tech. Report No. 192, Stanford University, Stanford, CA. Haug, R. T. (1993) The Practical Handbook of Compost Engineering. CRC Press, Boca Raton Heider, J., Fuchs, G. (1997) Anaerobic metabolism of aromatic compounds. Eur. J. Biochem., 243, Heider, J. A., sporman, M., Beller, H. R., Widdel, F. (1999) Anaerobic bacterial metabolism of hydrocarbons. FEMS Microbiol Rev., 22, Horvath, R. W. (1978) Operating and Design Criteria for Windrow Composting of Sludge. in Proceedings of the National Conference on Design of Municipal Sludge Composting Facilities 75

76 (Rockville, MD: Information Transfer.) Horváthné, K. V., Kiss Zs., Kárpáti Á. (2002) A szennyvíziszap komposztálásának lehetősége és nyílt rendszerű kialakítása. Aerob szennyvíztisztítás vizsgálata, modellezése - anaerob szennyvíztisztító rendszerek - iszapkomposztálás -. Tanulmánygyűjtemény, Szerk. Kárpáti Á. Veszprémi Egyetem, KmKTT, Kárpáti, Á. (2002a) Ipari szennyező anyagok lebontása, eltávolítása biológiai úton. Lakossági szennyvizek aerob tisztítása eleveniszapos és más módszerekkel. Ismeretgyűjtemény, Szerk. Kárpáti, Á. Veszprémi Egyetem, KmKTT, Kárpáti, (2002b) A szennyvíztisztító - iszapkezelő együttes jövője. Aerob szennyvíztisztítás vizsgálata, modellezése - anaerob szennyvíztisztító rendszerek - iszapkomposztálás -. Tanulmánygyűjtemény, Szerk. Kárpáti, Á. Veszprémi Egyetem, KmKTT, Kárpáti, Á. (2002c) Komposztálás. Szennyvíziszap rothasztás és komposztálás, Ismeretgyűjtemény, Szerk Kárpáti, Á. Veszprémi Egyetem, KmKTT, Kirk, T. K. Farrell, R. L. (1987) Enzymatic "combustion": The microbial degradation of lignin. Ann. Rev. Microbiol., 41, Kortekaas, S., Wijngaarde, R. E., Klomp, J. W., Lettinga, G., Field, J. A. (1998a) Anaerobic treatment of hemp thermomechanical pulping wastewater. Wat. Res., 32, Kortekaas, S., Vidal, G., Yan-Ling, H., Lettinga, G., Field, J. A. (1998 b) Anaerobic-aerobic treatment of toxic pulping black liquor with upfront effluent recirculation. J. Ferm. Bioengineer., 86, Kudlich M., Hetheridge, M. J., Knackmus, H. J., Stolz, A. (1999) Autoxidation reactions of different aromatic o-aminohydroxynaphthalenes that are formed during the anaerobic reduction of sulfonated azodyes. Environ. Sci. Technol., 33, Lee, J. F., Sears, F. W. (1963) Thermodynamics (Reading. MA: Addison-Wesley Publishing Co., Inc.) Lovley, D. R., Coates, J. D., Blunt-Harris, E. L., Phillips, E. J. P., Woodward, J. C. (1996) Humic substances as electron acceptors for microbial respiration. Nature, 382, Lovley, D. R., Kashefi, K., Vargas, M., Tor, J. M., Blunt-Harris, E. L. (2000) Reduction of humic substances and Fe(III) by hyperthermophylic microorganisms. Chem. Geology, 169, Owen, W. F., Stuckey, D. C., Healy, Jr. J. B., Joung, L. Y., McCarty, P. L. (1979) Bioassays for monitoring biochmical methane potential and anaerobic toxicity. Wat. Res., 13, Poincelot, R. P. (1974) A scientific Examination of the Principles and Practice of Composting. Compost Sci. Regan, R., Jeris, J. S. (1971) Cellulose Degradation in Composting, report to the U.S. Public. Health Service by the Civil Engineering Department, Manhattan College, Research Grant EC Ruttimann-Johnson, C., Lamar, R. T. (1996) Polymerization of pentachlorophenol and ferulic acid by fungal extracellular lignin-degrading enzymes. Appl. Environ. Microbiol., 62, Stevenson, F. J. (1994) Humus Chemistry: Genesis, Composition, Reactions. John Wiley and Sons Inc., New-York, Szabó, M. (1986) Az általános talajtan biológiai alapjai. Mezőgazdasági Kiadó, Budapest. Tan, N. C. G., Prenafeta-Boldú, F. X., Opsteeg, J. E., Lettinga, G., Field, J. A. (1999) Biodegradation of azodyes in cocultures of anaerobic granular sludge with aerobic aromatic amine degrading enrichment cultures. Appl. Microbiol. Biotechnol., 51, , Tarvin, D., Buswell, A. M. (1934) The methane fermentation of organic acids and carbohydrates. J. Amer. Chem. Soc., 56, Vanderzee, F. P., Lettinga, G., Field, J. A. (2000) The role of (auto)catalysis in the mechanism of anaerobic azo reduction. Wat. Sci. Tech., 42 (5/6) Verhagen, F. J. M., Swarts, H. J., Wijnberg, J. P. B. A., Field, J. A. (1998) Biotransformation of the major fungal metabolite 3,5-dichloro-p-anizyl alcohol under anaerobic conditions and its role in the formation of bis(3,5-dichloro-4-hydroxiphenyl)methane. Appl. Environ. Microbiol., 64,

77 Szennyvíziszap szárítása napenergia segítségével -egy tanulmányút tapasztalatai- Bevezetés Kárpáti Árpád június 4-én a VCSOSZSZ szervezésében egy ausztriai üzemlátogatás keretében számos hazai kollégával alkalmunk volt megtekinteni a Thermo-System szolár szennyvíziszap szárító rendszer egyik Ausztriában (Friesach) megépített, 25 ezer lakos-egyenérték kapacitású egységét. A látogatás reggelén a cég szakemberei tartalmas bevezető előadásban ismertették a technológiát, majd válaszoltak a nagyszámú érdeklődő kérdésre. Ezután került sor az üzem megtekintésére. Egy ilyen bemutatón természetes, hogy elég kevés konkrét adatot, üzemeltetési finomságot lehessen megismerni, de a bemutató során az előadók a feltalálóknak egy korábbi, a rendszer lehetőségeit elemző cikkét is rendelkezésünkre bocsátották, melynek a technológiára vonatkozó lényegesebb adatait, megállapításait saját megjegyzéseimmel egyetemben az alábbiakban fejtem ki. Kihangsúlyozok emellett néhány látszólag tisztázatlan részletet is, melyek azonban a megoldás jelentőségét egyáltalán nem csökkentik, sőt további fejlesztésre, optimalizálásra próbálnak buzdítani. A napenergia segítségével történő iszapszárítás alapelve A rendszer megalkotói a Nap energiája segítségével történő vékony rétegben történő szárítás optimalizálását vitték sikerre. Ezt mezőgazdasági termékek szárításában szerzett tapasztalataikból fejlesztették tovább, a szennyvíziszap különleges minőségéhez, konzisztenciájához, szerkezetéhez adaptálva a télen-nyáron működtethető technológiát. Rendszerük fő elemei, illetőleg lehetőségei a következők: - elővíztelenítés gravitációs iszapsűrítéssel, vagy bármilyen más gépi víztelenítéssel, - a maximálisan cm vastagságú iszapréteg megfelelő levegőztetése (felülről) speciális mechanikus keverésével, - megfelelő levegő-konvekció biztosítása az iszapréteg fölött felületi rétege szárításának a meggyorsítására, - szabályozott levegőcsere a gáztérből ugyancsak a szárítás hatékonyságának a javítására (optimális nedvességtartalom és gázhőmérséklet), - kellő kiépítés, izoláció a környezettől fényáteresztő falazat és tetőzet segítségével (üvegház jelleg), - a nyers és szárított iszap alkalmas betöltése és kitermelése. Az iszapréteg levegőztetésére, átkeverésére a technológia az üzemmérettől függően eltérő megoldásokat is javasol. A kisebb és közepes méretű szennyvíztelepeknél, melyre egyébként a szoláris iszapszárítást különösen célszerűnek vélik, az iszapágyban mozgó, mindenkori pozíciója alapján vezérelt, úgynevezett "elektromos vakond"-ot, vagy az utóbbi időszakban gyakrabban "elektromos malac"-nak nevezett szerkezetet ajánlják. Ez olyan keverő, levegőztető alkalmatosság, amely a maximálisan cm vastagságú, morzsalékos, darabos szerkezetű iszapot kellően átkeveri, levegőzteti, két vízszintes tengellyel meghajtott keverőlapát sorával. Így biztosítja, hogy a fenék-közeli iszaprétegek is ciklikusan a magasabb, 77

78 jobban átlevegőződő rétegekbe kerüljenek. Egy ilyen egység 700 m 2 iszapréteg megfelelő keverését, levegőztetését tudja biztosítani. Mivel a hosszanti szárítóegységek szélessége 8 méter, egy "malac" akár 90 méter hosszúságú szárítókamra-egység ellátására is alkalmas. Az "elektromos malac" szabályozását (6 szuperszonikus szenzor és a mikroprocesszor) biztosítja, hogy az iszapágy minden pontját a berendezés naponta meghatározott alkalommal megjárja, átkeverje, biztosítva ezzel a szagmentes folyamatos iszapszáradást. Megfelelő műanyagfüggönnyel egyébként a szárítótér hosszirányban tetszés szerint tagolható. Így nem okvetlenül szükséges a teljes "üvegház", vagy szárítótér kihasználása sem. Ez a szárító kapacitás rugalmas változtatását teszi lehetővé. A folyamatos üzemeltetéshez egyébként is legalább két párhuzamos szárítócsarnok kiépítése célszerű, hiszen a szárítás folyamata szakaszos. A betöltést követően a szárítás, majd a kész anyag kitermelése következik. A csak gravitációs elősűrítéssel kezelt szennyvíziszapoknál egy alkalmas gravitációs elővíztelenítő, drénezett szikkasztóágy-szerű tér beiktatása is célszerű. A szárítás alapelvét az 1. ábra szemléleti (Thermo-System / Germany; Bux et al.2001). 1. ábra : A THERMO-SYSTEM szennyvíziszap szárítás működési elve: 1) zárt, átlátszó tető, 2) levegőztetés szabályozó "ablakok", 3) légcserét elősegítő ventillátorok, 4) felületi gázkonvekciót biztosító ventillátorok, 5) "elektromos malac", 6) mikroprocesszoros szabályozás, 7) szivárgó víz összegyűjtésének lehetősége, 8) külső/belső szenzoros ellenőrzés (T, nedvességtartalom). A levegő konvekciójának, hőmérsékletének és nedvességtartalmának szabályozásával, optimalizálásával történő levegőcsere kedvező villamosenergia hasznosítást biztosít a szennyvíziszap ilyen módon történő szárításánál. Szemben a hagyományos szárítók mechanikus műveletekre fordítandó kwh/t eltávolított vízmennyiség villamos-energia igényével (Anonym, 1997) az ilyen szolár szárítás fajlagos energiaigénye mindössze 16 kwh/t eltávolított vízmennyiség. Az utóbbi érték mintegy 40 %.-át az "elektromos malac" használja fel az iszapréteg keverésére, mozgatására, míg a többi rész a szárító levegő szabályozott mozgatására, cseréjére (ventilláció) kerül hasznosításra. A Thermo-System vizsgálati tapasztalatai alapján az iszapréteg felületére jutó napenergia 410 kwh/t eltávolított nedvességtartalom fajlagos értékkel járul hozzá nyáron a szárítás hőigényéhez (Bux, 2001). A hagyományos szárítókban történő szárításnál az irodalmi adatok 78

79 alapján ez a hőigény kwh/t eltávolított vízmennyiség (Melsa et al., 1999). A Thermo-System szolár szárításánál ez az energiaigény csökkenés úgy lehetséges, hogy a nap energiája mellett a szolár szárítóban az iszap szerves anyagainak a biológiai oxidációja során keletkező hőmennyiség (Haug, 1993; Kárpáti, 2002) is hasznosul a szárításnál. Láthatóan az jelentősen hozzájárul a szárítás hőigényéhez. A jó fajlagos energiahasznosításhoz az előzőeken túl persze a levegőztetés optimalizálása is jelentősen hozzájárul. Természetesen a szárítás hatásfoka a fentieknek megfelelően a nyári időszakban sokkal jobb, mint a téli időszakban, amikor a napsugárzással érkező hőmennyiség mintegy a hatodárahetedére esik vissza (Bux, 2001). Nyáron a 25 % szárazanyag tartalmú rothasztott iszap szárításánál mintegy 3 hét alatt % közötti szárazanyag tartalom is elérhető. Télen a megfelelő szárításhoz ezzel szemben 50 nap körüli időtartamra is szükség van, s a szárazanyag tartalom ezzel együtt is csak 50 %-ig növelhető. Az utóbbi érték is elegendő azonban a szárított, stabilizált szennyvíziszap tavaszi mezőgazdasági hasznosításához. A biológiai értelemben részlegesen átalakított iszap nedvességtartalma a fenti célra megfelelő. Szállítási költsége kedvező, kihelyezési lehetősége egyszerű % szárazanyag tartalom fölött a biológiai lebomlása már igen lassú. A nyári szárítás termékéé gyakorlatilag nulla. A szolár szárítás terméke nem szagos, mezőgazdasági felhasználásra kedvező. Ettől függetlenül talajfeltöltésre, vagy energetikai hasznosításra, égetésre is ugyanúgy ajánlható. A bemutatott szárító kiépítésének egyszerűsége és olcsósága miatt az jelenleg a piacon rendkívül versenyképes ben kezdődött az ipari bevezetése a nyugat-európai országok szennyvíztelepein. A legnagyobb jelenleg működő egység a kremsi (Ausztria), 100 ezer LE kapacitású szárító, de építés alatt van egy 300 ezer LE kapacitású egység is. Az ilyen szárítók karbantartási költségei gyakorlatilag elhanyagolhatók, míg a felületegységre számítható szárítókapacitásuk a hagyományos iszapágyakénak háromszorosa. Elővíztelenítés nélküli, gravitációsan sűrített iszapok szárítására is alkalmas, nyáron 90 %, télen 50 % szárazanyag tartalomra. Zárt kivitele, jó hőszigetelése a különböző térségek kisebb és közepes méretű telepeihez egyaránt alkalmassá teszi a mérsékelt éghajlati körülmények között. Melegebb klímánál, a nagyobb üzemeknél is célszerűen alkalmazható. Kedvezőnek bizonyult a fentieken túl az iszap fertőzőképesség csökkentésére is. Ezt feltételezhetően a mezofil komposztálódási folyamatainak köszönheti. A patogén csíraszám csökkenése általában 2-3 nagyságrendű, ami a jelenlegi hazai előírásoknak ugyan messze megfelel, a legszigorúbb USA-beli előírásokat (A-kategóriás iszapminőség) azonban nem mindig tudja kielégíteni. Az utóbbi biztosítására javasolják a mintegy % szárazanyag tartalomra szárított termék 0,1-,2 kg égetett mész/kg iszap szárazanyag dózisú meszes kezelését, mellyel gyakorlatilag csíramentes termék előállítható. A sterilizálást ilyenkor az iszap hőmérsékletének 100 o C-ra, ph-jának pedig 12,5 fölé történő emelkedése biztosítja. Két esettanulmány A Thermo-System a hohenheimi egyetemmel karöltve a szolár-szárítós rendszerük hatásfokát két igen eltérő adottságú telepen is minősítette (Bux et al., 2001). Az egyik egy kicsi, 1000 LE kapacitású telep volt 300 m 2 iszapszárító felülettel, a tengerszint felett 900 méterrel. Itt az aerob úton stabilizált iszapot gravitációs iszapsűrítőben koncentrálták 3 s % szárazanyag tartalomig, majd így adagolták a szolár-szárítós ágyakra. Az éves átlagos hőmérséklet az iszapszárító környezetében mindössze 5,5 o C volt. Ennél a telepnél az iszapágy egy részét mintegy elővíztelenítőként, drénezett zónával (szikkasztóágy) építették ki. 79

80 A másik szárító egység a Duna völgyében épült ki, 450 m tengerszint feletti magasságban. Hatékony felülete 1080 m 2. Az itt szárítandó iszap mintegy 100 ezer lakos anaerob rothasztás után, centrifugával víztelenített szennyvíziszap maradéka (24-28 % szárazanyag tartalom). Ennél a telepnél az évi átlagos hőmérséklet 7,5 o C körüli. A napenergiát hasznosító iszapszárító üvegház-szerkezettel megfelelő betonfelületre került kiépítésre, az egyes cellákat elválasztó betonlábazattal. Mindkét telepet jó hőszigetelő hatású, ultraibolya sugárzás ellen stabilizált, három rétegű buborékfóliás fedéllel látták el, melynek az élettartama több mint 10 évre becsülhető. A megfelelő merevítés és rögzítés eredményeként ez a fedőréteg jól ellenáll a szél és a hó terhelésének, ugyanakkor a napsugárzás energiájának mintegy 83 %-át átereszti. A tetőzet téli jégmentesítését is tervezetten biztosítja a megoldás. Az iszapot folyékony és elővíztelenített esetben is cm vastagságú rétegben célszerű a szárítóba adagolni, majd az iszap elterítését, kiegyenlítését az "elektromos malac" már biztosíthatja. Az utóbbi 1 m széles és 1,4 m hosszúságú, mobil szerkezet, két lassan forgó tengellyel, és azokon elhelyezett vékony fémkerekekkel (2. ábra Mindegyik tengelyen különböző keverő elemek találhatók a tökéletes átkeverés biztosítására. Szuperszónikus ellenőrző rendszerének és mikroprocesszoros vezérlésének megfelelően teljesen automatikusan üzemel az iszapágy geometriájától függetlenül. Egy "malac" 700 m 2 kiszolgálására tervezett. Az iszapágy minden pontját naponta 12-szer átkeveri, biztosítva ezzel a jó levegőellátást és szagtalan biológiai átalakítást. Keverési intenzitása egyébként változtatható, napjában 1-10 alkalommal is beindítható perc időtartamú keverésre, iszaplevegőztetésre, átmozgatásra. 2. ábra: Az iszapréteg keverését, levegőztetését biztosító "elektromos malac". A tökéletesen zárt tetőrészben megfelelő levegőztető ablakok és előttük, belül elhelyezett, vízszintes tengelyű ventillátorok találhatók a szárítóterek szellőzésének optimalizálására. Ezekkel biztosítható a környezeti levegő maximális szárító hatásának elérése, amely véleményük szerint, tulajdonképpen független az iszapréteg felületére eső napsugárzás energiájától (Bux, et al., 2001). Ez talán annyiban igaz, hogy nem egyértelműen csak attól, hanem a biológiai lebontás, komposztálódás során keletkező hőmennyiségtől is függ (szerző). A helységben levő függőleges tengelyű ventillátorok a levegő áramlását biztosítják az iszapréteg felületén, hogy onnan a vékony, vízgőzzel telített lamináris levegőrétegeket folyamatosan, vagy mindenképpen optimális ütemben távolítsák el. Ez a levegőztetés is 80