Aluminát lúg tartalmú vegyszer alkalmazása a biológiai szennyvíztisztításban. Petı Orsolya

Aluminát lúg tartalmú vegyszer alkalmazása a biológiai szennyvíztisztításban TDK dolgozat Petı Orsolya Konzulens: Dr. Melicz Zoltán adjunktus Budapesti Mőszaki és Gazdaságtudományi Egyetem 28

Tartalom 1. Bevezetés... 3 2. Célkitőzés... 4 3. A kémiai szennyvíztisztítás... 5 4. A kémiai szennyvíztisztítás során lejátszódó folyamatok... 7 4.1. Foszfát kicsapás... 7 4.2. Koaguláció-flokkuláció és fázisszétválasztás Kolloid mérettartományba esı részecskék viselkedése... 8 4.3. Fém-sók hidrolízise, koaguláció-flokkuláció és fázisszétválasztás... 8 4.4. A kémiai elıkezelés elınyei... 9 4.5. A kémiai elıkezelés hátrányai... 9 5. Vizsgálati módszerek... 1 6. Kommunális szennyvizen végzett mérések eredménye... 11 6.1. A szennyvizek összetétele... 11 6.2. Nátrium-aluminát alkalmazása... 12 6.3. Kombinált vegyszeradagolás: nátrium-aluminát és alumínium-szulfát... 16 6.4. Kombinált vegyszeradagolás: nátrium-aluminát és vas-klorid... 2 7. Következtetések... 23 8. Mőszennyvízen végzett mérések eredménye... 24 8.1. A mőszennyvízre történı alkalmazása a vegyszereknek kémiai kísérletek 24 8.2. Alumínium-szulfát alkalmazása... 25 8.3. Vas-klorid alkalmazása... 27 8.4. Polialumínium-klorid alkalmazása... 29 8.5. Nátrium-aluminát alkalmazása... 31 8.6. Savas szennyvíz... 33 8.7. Kombinált vegyszeradagolás: nátrium-aluminát és vas-klorid... 36 9. Következtetések... 39 1. A Biológiai kísérletek eredményei... 39 1.1. Mőszennyvízre adaptált iszap tenyésztése... 39 1.2. Felmerült problémák... 41 11. Összefoglalás... 43 12. Irodalom jegyzék... 44 2

1. Bevezetés A lakosság nagyvárosokba tömörülése következtében a szennyezıanyag kibocsátás koncentráltan jelentkezik, amit a természet már nem tud jelentıs károsodás nélkül felvenni. Vízminıségvédelmi és közegészségügyi szempontból egyaránt elengedhetetlen a települési illetve az ipari szennyvizek megfelelı kezelése, ennek érdekében a korszerő szennyvíztisztítási technológiák alkalmazási lehetıségeinek vizsgálata. Ma Magyarországon a szennyvizek jelentıs része még kezeletlenül kerül a befogadó élıvizekbe, a meglévı szennyvíztisztító telepek pedig számos esetben túlterheltek, nem tudnak megfelelni az egyre szigorodó környezetvédelmi jogszabályoknak. Ennek oka a csatornahálózat folyamatos bıvítése, illetve az elavult, korszerőtlen kialakítás. Külföldi tapasztalatok bizonyítják, hogy kémiai elıkezeléssel a biológiai szennyvíztisztító telepek intenzifikálása hatékonyan végrehajtható, és sok esetben egyidejőleg valósítható meg a kapacitásnövelés és a szennyezıanyag kibocsátás csökkentése. Az elıülepítıt megelızı vegyszeradagolás, vagy a szimultán vegyszeradagolás alkalmazása költségkímélı alternatívája lehet a szennyvíztisztító telep bıvítésének, a nagy beruházási költségő új mőtárgyak építésének. Míg a hagyományos biológiai szennyvízkezelés során a szervesanyag eltávolítás volt az elsıdleges szempont, napjainkban elkerülhetetlen a növényi tápanyagok (foszfor és nitrogénformák) eltávolításával is foglalkozni. A biológiai szennyvíztisztító rendszerekben a nitrogén eltávolítására nitrifikációt, és denitrifikációt (elı-, utódenitrifikáció) alkalmaznak. A biológiai foszforeltávolításhoz pedig anaerob/aerob reaktorterek kialakítása szükséges. A kémiai szennyvíz kezelés során vegyszert (általában háromértékő fém sókat) adagolnak a szennyvízbe, ami a foszfát tekintetében kicsapószerként, a lebegıanyag formájában jelen lévı szervesanyag szempontjából pedig koagulánsként mőködik. A kémiai kezelést általában biológiai rendszerrel kombinálva alkalmazzák, a vegyszer adagolás helyétıl függıen léteznek elı-, szimultán- és utókicsapatásos rendszerek. Az olcsó külföldi vegyszerek magyarországi megjelenése, és a szigorúbb foszfor határértékeket elıíró Európai Uniós jogszabályok következtében, várhatóan hazánkban is elterjed a több európai országban már hatékonyan alkalmazott kémiai szennyvíztisztítás. 3

2. Célkitőzés Dolgozatom keretében a kommunális szennyvíztisztításban alkalmazott leggyakoribb vegyszereket hasonlítom össze (vas(iii)-klorid, alumínium-szulfát, polialumínium-klorid). Részletesen foglalkozom egy kevéssé elterjedt nátrium-aluminát tartalmú koagulálószer vizsgálatával, ami az általánosan alkalmazott vegyszerekkel ellentétben a ph emelkedését okozza a kezelt vízben. Ez év tavaszán Szücs Petra diplomázó hallgatóval az esztergomi és az észak-pesti szennyvízteleprıl érkezı kommunális nyersszennyvíz mintákon végeztünk méréseket, az aluminát tartalmú koagulálószer hatékonyságának vizsgálatára. Nyáron a kémiai elıkezelés eleveniszapos reaktorban létrejövı biológiai folyamatokra gyakorolt hatásait vizsgáltam. Az eleveniszapos szennyvíztisztításban lezajló biológiai folyamatokról elmondható, hogy mind a szerves anyag eltávolítás, mind a nitrifikáció, a denitrifikáció és a foszforeltávolítás biokémiai folyamatai szempontjából a semlegestıl egy nagyon kicsit a lúgos irányba eltolódó ph érték az optimális. Általában a ph 7,5-8 érték a legmegfelelıbb a kezelendı szennyvízben. A nitrifikáció esetében pedig a ph 7,5-9 közötti érték a kedvezı. A nitrifikációnál az optimális ph érték 8,5 lenne, de ez már a többi biokémiai folyamatot kibillenti az optimális ph tartományból. Az általánosan alkalmazott koagulálószerek a ph-t a savas irányba tolják el, ami a biológiai reaktor elıtt történı alkalmazásukkor negatív hatású lehet az itt mőködı mikroorganizmusokra, szemben az aluminátos vegyszer ph növelı hatásával. Laboratóriumi körülmények között vizsgáltam a kémiai kezelésnek a biológiai tisztítási fokozatot megelızıen történı alkalmazásakor felmerülı problémákat: A ph érték változásának A lecsökkent tápanyagterhelésnek A megváltozott C:N:P aránynak a hatását az eleveniszapos reaktor mőködésére. A biológiai kísérleteket az eredmények pontos összehasonlíthatóságának érdekében állandó, stabil összetételő mesterséges szennyvízzel végzem, aminek a fıbb paraméterei (KOI, TP, PO4-P, TN, NH4-N, NO3-N, NO2-N, TSS) megegyeznek az átlagos magyarországi kommunális szennyvízével. A biológiai kísérletekhez adaptált szennyvíziszapot tenyésztettem. Ezt több napos levegıztetett reaktorban szakaszos (SBR) rendszerben végezem. Az adaptált iszappal szintén SBR reaktorokban, azonos körülmények kialakítása mellett (oldott oxigén szint, hımérséklet) hasonlítom össze a vegyszerekkel elıkezelt szennyvizek biológiai bonthatóságát. 4

3. A kémiai szennyvíztisztítás A kémiai szennyvíztisztításban alkalmazott, Al3+ vagy Fe3+ ionokat tartalmazó fém-sók (vas(iii)-szulfát, vas(iii)-klorid, vas(iii)-nitrát, alumínium-szulfát), illetve elıpolimerizált alumínium-sók a foszfát tekintetében kicsapószerként viselkednek, azaz a foszfát-ionokat vízben rosszul oldódó fém-foszfát csapadékká alakítják. Ezzel párhuzamosan a beadagolt fém-só egy részébıl hidrolízises folyamatokban pozitív töltéső fém-hidroxid szolok képzıdnek, amelyek a lebegıanyag formában jelenlevıszerves vegyületeket koaguláltatják, és biztosítják kiülepedésüket az elıülepítıben. A vas(iii) tartalmú kicsapószerek alkalmasak szulfid-ionok fém-szulfid csapadékká alakítására is, ezáltal a szennyvíztisztító telep bőzkibocsátásának csökkentésében is szerepet játszanak. (BME. 26) A kémiai szennyvízkezelés alkalmazható önmagában (kémiai-mechanikai kezelés) illetve biológiai eljárásokkal kombinálva. Ennek lehetséges elrendezései: Az elıkicsapatás során a vegyszert, az elıülepítı medencét megelızıen adagolják, és keverik el a nyers szennyvízzel. 1. ábra: Az elıkicsapatás folyamatábrája A szimultán vegyszeradagolás során a kicsapó (avagy koagulálószert) a megfelelıen kevert eleveniszapos medencébe juttatják. 2. ábra: A szimultán vegyszeradagolás folyamatábrája 5

Az utókicsapás esetében a vegyszert az utóülepítı után adagolják a szennyvízhez. Ebben az esetben a képzıdött szilárd csapadék (foszfor és lebegıanyagok) eltávolítására valamilyen egyéb, a szilárd és folyadék fázisok elválasztására alkalmas (ülepítı, szőrı, flotáló) berendezés megépítése is szükséges. Kémiai elıkezelés alkalmazásával az eleveniszapos rendszerre jutó szervesanyagok mennyisége lényegesen csökkenthetı. Az elıkicsapással megvalósított foszfor eltávolítás során lejátszódó koagulációs-flokkulációs folyamatok ülepíthetı formába hozzák az eredetileg nem ülepíthetı szilárd állapotú (kolloid, kvázi-kolloid mérettartományba esı) szervesanyagokat. Ezáltal egyrészt csökken a biológiai tisztításra kerülı szervesanyag mennyisége (azaz csökken a biológiai egység szervesanyag terhelése), másrészt megváltozik az összetétele. A kémiai kezelés során elsısorban a kolloid, kvázi-kolloid és ülepíthetı mérettartományba esı, szilárd állapotú szervesanyagok távolíthatók el. Ebben a mérettartományban a nehezen bontható és az inert szervesanyagok dominálnak, amelyek eltávolítása a szervesanyag bontás átlagos sebességét megnöveli.,1-,5 mmol/l koaguláns dózissal elsısorban a nehezen bontható szervesanyagok távolíthatók el, ezért kémiai kezelés hatására a biológiai rendszerbe belépı szervesanyagok lebontásának átlagos sebessége megnı. A kisebb maradék biológiailag bontható szervesanyag (BOI5) koncentráció és a nagyobb átlagos lebontási sebesség miatt a szervesanyagok biológiai bontása a vegyszeresen kezelt szennyvízben hamarabb befejezıdik, mint a hagyományos módon ülepített szennyvízben. Tekintettel arra, hogy a szervesanyagok biológiai lebontása így lényegesen rövidebb idıt vesz igénybe, meglévı szennyvíztisztító telepeken lehetıség nyílik egyéb oxidációs folyamatok megvalósulására is. (Jobbágy et al. 26) A kémiai szennyvíztisztítás (elsısorban az elıkicsapás) esetén alapvetı fontosságú annak ismerete, hogy a vegyszerek, illetve a kémiai kezelés során lejátszódó folyamatok milyen hatással vannak a további tisztítási folyamatokra. A nemzetközi kutatások, és üzemi szintő alkalmazások tapasztalatai szerint a kémiai elıkezelés egyértelmően megnöveli a lebegıanyagok, a szervesanyagok és a foszfor-formák eltávolításának hatékonyságát, és egyúttal a képzıdı szennyvíziszap mennyiségét. Az elıkicsapás közvetve pozitív hatással van a nitrifikációra. Ezzel szemben a különbözı szerzık eltérıen számolnak be a kémiai elıkezelést követı denitrifikáció hatékonyságáról, illetve a vegyszeres kezelés szennyvíziszap minıségére gyakorolt hatásairól. (Szabó 26) A vas(iii)- és alumínium-sók adagolását követı hidrolízis során hidroxónium-ionok képzıdnek, melyek a szennyvíz ph értékét csökkentik. A ph csökkenés mértéke a nyers szennyvíz összetételétıl, valamint az adagolt koaguláns dózistól függ. A szennyvízminıségi paraméterek közül elsısorban a szennyvíz lúgossága befolyásolja a ph csökkenést. A hazai hidrogeokémiai viszonyok (elsısorban az üledékes alapkızet) miatt mind a felszíni, mind a felszín alatti vizek viszonylag nagy mennyiségben tartalmaznak hidrogén-karbonátionokat. Ez a hidrogén-karbonát koncentráció nagy pufferkapacitást biztosít, amit a szennyvízben megjelenı szennyezıanyagok (elsısorban a lebegıanyagok, szilikátok, ezen kívül az ammónium, szulfidok, foszfátok, szerves anionok stb.) még tovább növelnek (Stumm és Morgan, 1981). Így a felhasznált ivóvízbıl képzıdı szennyvizekben a lúgosság eléri a 3,- 12, mmol/l értéket (BME, 25; Melicz, 26). A koagulánsok adagolása során bekövetkezı ph változás mértékének ismerete nagyon fontos, hiszen a kémiai elıkezelést követı biológiai tisztítás folyamatai nagymértékben függenek a ph értéktıl. A kémiai kezelés ph-ra gyakorolt hatását hazánkban csak korlátozott mértékben vizsgálták (BME VKKT, 23; 25), a nemzetközi eredmények pedig a szennyvizek eltérı pufferkapacitása miatt nem alkalmazhatók. Tekintettel arra, hogy az eltérı minıségő 6

koagulálószerek ph változtató hatása is különbözı lehet, a kémiai elıkezelés hazai alkalmazhatóságának értékelése ki kell, hogy terjedjen a kémiai kezelés ph értékre gyakorolt hatásának részletes elemzésére is, ami segíti az alkalmazandó vegyszer kiválasztását. A nyers szennyvíz ionösszetételének, valamint az alkalmazott dózisnak az ismeretében a koaguláció utáni ph érték becsülhetı (Takács et al., 24), hiszen egyensúlyi egyenletekkel bármilyen savbázis rendszer leírható (Stumm és Morgan, 1981). Azonban a szennyvíztisztítási gyakorlatban a szennyvíz pontos ion-összetételét ritkán ismerjük, és a kémiai kezelés során lejátszódó folyamatok leírásával kapcsolatban is számos probléma merül fel, ezért nem kerülhetı el a különbözı minıségő koagulánsok ph értékre gyakorolt hatásának kísérletes vizsgálata. (Szabó 26) 4. A kémiai szennyvíztisztítás során lejátszódó folyamatok 4.1. Foszfát kicsapás A kémiai szennyvíztisztítás egyik legfontosabb feladata a szennyvíz foszfor tartalmának csökkentése. Kommunális szennyvizekben az összes foszfor tartalom átlagosan 5-6%-a oldott ortofoszfát-foszfor (oldott reaktív foszfor), 4-5%-a pedig oldott poli-foszfát és szerves foszfor. A szennyvízbe adagolt fém-sók képesek az oldott állapotú ortofoszfát-ionok kémiai kicsapására, azaz szilárd (vízben nagyon rosszul oldódó) állapotúvá alakítására. A hagyományos elképzelés szerint az oldott állapotú alumínium- és vas(iii)-vegyületek (az Al3+, illetve Fe3+ ionok) a foszfátionokkal a következı egyszerősített reakció-egyenletek alapján reagálnak: Al 3+ + PO 4 3- AlPO 4 Fe 3+ + PO 4 3- FePO 4 A reakcióegyenletek alapján 1, mol fém-ion (Me3+) 1, mol foszfát-ionnal reagál, így a csapadékban kialakuló Me/P arány elméletileg 1, lesz. Azonban a lejátszódó párhuzamos reakciók (elsısorban a hidroxidképzıdés) miatt, a kommunális szennyvíztisztításra jellemzı körülmények között, adott mennyiségő foszfát kicsapásához a sztöchiometriailag számítottnál nagyobb kicsapószer mennyiségre van szükség. (Szabó 26) A foszfát kicsapás tényleges mértéke függ egyéb anyagok jelenlététıl, amelyek a fémionokkal képesek kapcsolatot létesíteni. A kicsapást ezen kívül alapvetıen befolyásolja a szennyvíz ph értéke, hiszen különbözı ph értékeken a fém-foszfátok oldhatósága különbözı (a korai szakirodalom szerint az AlPO4 oldhatósága 5,5-6,5; a FePO4 oldhatósága 4,5-5,5 körüli ph-n a legkisebb; Jenkins et al., 1971; Stumm és Morgan, 1981). Alacsony ph értéken az AlPO4 és az FePO4 stabil csapadék, semleges ph értéken azonban csak vegyes, hidroxidokat és foszfátokat egyaránt tartalmazó csapadék képzıdhet (Szabó 26). A fentiek alapján a megfelelı foszfor eltávolításhoz ténylegesen szükséges kicsapószerek (fém-sók) mennyisége nem számítható sztöchiometriai úton, az optimális dózis meghatározásához a konkrét szennyvízzel végzett laboratóriumi, fél-üzemi, vagy üzemi mérető kísérletek szükségesek (Szabó, 26). 7

4.2. Koaguláció-flokkuláció és fázisszétválasztás Kolloid mérettartományba esı részecskék viselkedése A szennyvízben jelenlevı, szilárd állapotú szennyezıanyagok jelentıs hányada a kolloid (,1-1 µm névleges átmérıjő), illetve kvázi-kolloid (1-5 µm átmérıjő) mérettartományba esik. Ebben a méret-tartományban a szilárd szennyezıanyagok a szennyvíztisztítás szempontjából hasonlóan viselkednek, egyszerő szilárd-folyadék fázisszétválasztási technológiákkal (pl. ülepítéssel) nem távolíthatók el. A kolloid, kvázi-kolloid mérető szilárd részecskék felületükön negatív elektromos töltéssel rendelkeznek, ezért a Coulomb törvény értelmében ezek a részecskék taszítják egymást, spontán módon nem képesek aggregálódni (nagy aggregatív állandósággal rendelkeznek). Az azonos töltésbıl eredı taszítóerı akkor gyızhetı le, ha a részecskék egymáshoz közel kerülnek, és a tömegvonzásból származó erı a Coulomb-erınél nagyobb lesz, illetve ha a negatív töltéseket semlegesítjük. A részecskéket a Brown mozgás órákig, esetleg napokig lebegésben tartja, azonban a véletlenszerő ütközések során, hosszú idı után létrejöhet az aggregálódás. A véletlenszerő ütközések következtében kialakuló lassú aggregálódás technológiai szempontból elfogadhatatlanul hosszú idıt vesz igénybe, ezért az aggregálódás elısegítését más módon kell megoldani. A XIX. század végén kimutatták, hogy a kolloid rendszerek stabilitása pozitív töltéső fém-ionok adagolásával jelentıs mértékben csökkenthetı, sıt aggregatív állandóságuk megszüntethetı (Schulze, 1882). A többértékő fém-ionok (Al3+, Fe3+) nagyságrendekkel nagyobb mértékben képesek megváltozatni a kolloid rendszer részecskéinek elektromos töltését, mint az egyértékőek (Na+, K+) (Stumm és Morgan, 1981; Schulze, 1882). Bár a múltban azt feltételezték, hogy az aggregálódást eredményezı töltésváltoztatást maguk az Al3+, illetve a Fe3+ ionok okozzák, ma már tudjuk, hogy a folyamat valójában az említett háromértékő ionok hidrolízis termékeinek köszönhetı (Szabó, 26). 4.3. Fém-sók hidrolízise, koaguláció-flokkuláció és fázisszétválasztás A szennyvízbe adagolt alumínium- és vas(iii)-sók az ortofoszfát-ionokkal történı kémiai reakció mellett hidrolízises folyamatban is részt vesznek az alábbi egyszerősített reakciók szerint: [Al(H2O)6]3+ + H2O [Al(H2O)5OH]2+ + H3O+ [Al(H2O)5OH]2+ + H2O [Al(H2O)4(OH)2]+ + H3O+ [Al(H2O)4(OH)2]+ + H2O Al(OH)3 3H2O + H3O+ [Fe(H2O)6]3+ + H2O [Fe(H2O)5OH]2+ + H3O+ [Fe(H2O)5OH]2+ + H2O [Fe(H2O)4(OH)2]+ + H3O+ [Fe(H2O)4(OH)2]+ + H2O Fe(OH)3 3H2O + H3O+ A fém-hidroxidok kialakulása közben képzıdı hidroxónium-ionok a szennyvíz ph értékét csökkentik (a szennyvíz pufferkapacitásától/lúgosságától függı mértékben). Az alumínium-, illetve vas(iii)-ionok teljes hidrolízisének az a feltétele, hogy a víz elegendı proton-akceptort, azaz olyan vegyületet tartalmazzon, amely a H3O+ ionokat meg tudja kötni. A magyarországi hidrogeokémiai viszonyok következtében természetes vizeink és kommunális szennyvizeink tartalmaznak annyi hidrogén-karbonát (HCO3 -) iont, hogy a reakciók teljesen 8

végbemenjenek (Licskó, 1994). Ez azt jelenti, hogy az Al3+ és Fe3+ ionokat tartalmazó kicsapószerek egy része többlépcsıs folyamatban alumínium- illetve vas(iii)-hidroxid pelyhekké alakul. Egy mol alumínium- vagy vas(iii)-ionhoz átlagosan 2,5 mol hidroxid-ion kapcsolódik, ezért a kialakuló hidrolízis termékek összességében pozitív elektromos töltéssel rendelkeznek. A pozitív töltéső fém-hidroxid szolok a lebegıanyagok felületén adszorbeálódnak, azok negatív felületi töltéseit semlegesítik, majd elısegítik aggregálódásukat (koaguláció, koaggregáció). Másodrendő (elsısorban hidrogén-híd) kötések révén, vagy anionok közremőködésével a fém-hidroxid szolok egymással is kapcsolatba léphetnek, melynek következményeként nagy víztartalmú pelyhek képzıdnek. A pelyhek méretének fokozatos növekedése (flokkuláció) után a fém-hidroxidok és a befogott szennyezıanyagok szilárd-folyadék fázisszétválasztási technológiákkal eltávolíthatók. (Szabó, 26) 4.4. A kémiai elıkezelés elınyei Kémiai elıkezeléssel a biológiai telepek tehermentesítése hatékonyan valósítható meg. A kémiai szennyvíztisztítást nem befolyásolják a toxikus hatások, a biológiailag nem, vagy nehezen bontható frakciók is eltávolíthatóak a szennyvízbıl. A hımérséklet változásának (csökkenésének) nem olyan számottevı a hatása, mint a biológiai rendszerekben. Könnyen szabályozható, alkalmas ipari szennyvizek tisztítására, kisebb alapterületet igényel a biológiai telepeknél. A kémiai kezelés elınyei elsısorban, a biológiai rendszerekkel történı kombinálással jelentkeznek: a biológiai tisztítás intenzifikálása viszonylag alacsony beruházási költségek mellett valósítható meg. A hatásfok növekedés elsısorban a foszfor, lebegıanyagok, illetve a szervesanyag eltávolításában jelentkezik, azonban az iszapkor növekedése miatt a nitrifikáció javulása is bekövetkezik. Az ülepítık hidraulikai és lebegıanyag terhelhetısége is jelentıs mértékben javulhat a jó hatásfokú koagulációs/flokkulációs folyamatok eredményeként. 4.5. A kémiai elıkezelés hátrányai A kémiai kezelés biológiai tisztítási fokozatot megelızıen történı alkalmazása azonban olyan változásokkal is jár, amelyek a további biológiai szennyvíztisztítási és iszapkezelési folyamatok hatékonyságára vagy üzemelési költségére hátrányosan hathatnak. A felmerülı negatív hatások között figyelmet érdemel a kémiai kezelés hatására kialakuló ph csökkenés, a keletkezı iszap mennyiségének megnövekedése, valamint a C:N:P arányban bekövetkezı változás, ami mindenekelıtt a nitrogéneltávolítás hatékonyságának csökkenéséhez vezethet. A vas(iii)- és alumínium-sók adagolását követı hidrolízis során hidrogén-ionok képzıdnek, melyek a szennyvíz ph értékét és lúgosságát csökkentik. A ph érték 6,5-6,8 alá való csökkenése a kémiai elıkezelést követı biológiai tisztítási folyamatok (elsısorban a nitrifikáció) hatékonyságának csökkenését okozza, ezért a biológiai tisztítórendszerre kerülı szennyvízben ennél magasabb ph értéket kell biztosítani. 9

A kémiai elıkezelés - a szennyvíz összetételétıl függıen - bizonyos esetekben kedvezıtlen hatással lehet a denitrifikációra, hiszen a koaguláció-flokkuláció és az azt követı fázisszétválasztás során a denitrifikációhoz szükséges könnyen bontható szervesanyag egy része is eltávolításra kerülhet. A hatékonyabb szennyezıanyag (lebegıanyag, foszfát) eltávolítás, valamint a fém-hidroxid csapadék képzıdése miatt a keletkezı nyersiszap mennyisége jelentısen megnı, ezzel együtt a képzıdı fölösiszap mennyisége kismértékben csökken. Összességében a keletkezı iszap mennyisége 2-3%-kal nı (USEPA, 1993). Ugyanakkor az iszapba kerülı többlet szervesanyag mennyiség miatt anaerob rothasztásnál a gázkihozatal nagyobb, ami kedvezıen befolyásolja a szennyvíztisztító telepek energia-háztartását. A denitrifikáció szempontjából kritikus C:N arány megváltozásával (a könnyen bontható szervesanyag eltávolításával) az elı-denitrifikációt alkalmazó rendszerek szénforrása hiányozhat, ami a denitrifikáció hatásfokának csökkenését okozhatja. A kémiai kezelés következtében a szennyezıanyag frakciók (oldott-kolloid-pelyhes szerkezető) jelentıs mértékő átrendezıdése következik be. Az intenzív elıkezelés eredményeként létrejött kisebb mértékő szervesanyag terhelés azonban a biológiai reaktorban képzıdı iszappelyhek romló ülepíthetıségét is okozhatják [EPA, 1993]. (Jobbágy et al., 26) 5. Vizsgálati módszerek A vegyszerek hatékonyságának összehasonlítására JAR-teszteket végzek, a KEMIRA AB cég által gyártott koagulációs berendezéssel (mini-flokkulátor). 2. kép: KEMIRA flokkulátor A koagulációs berendezés 1 liter őrtartalmú üvegedényekbıl és állítható fordulatszámú keverılapátokat mőködtetı vezérlı egységbıl áll. A kísérlet során a szennyvízzel megtöltött edényekbe a koagulálószer a keverıfejen keresztül pipettával kerül adagolásra. A vegyszeradagolással egy idıben indul a gyors keverés, ami a vegyszer egyenletes eloszlatását segíti elı. Az intenzív keverés után a keverıberendezés automatikusan a beállított lassabb fordulatszámra áll át (a keverés ideje, fordulatszáma a berendezéshez tartozó vezérlı egységen adott tartományon belül tetszés szerint beállítható). A lassú keverés a pelyhek növekedéséhez szükséges. A pelyhek kialakulása és megfelelı méretőre való növekedése után az ülepítés fázisa következik, majd a leülepített szennyvízbıl mintavételre és elemzésre kerül sor. A kémiai oxigén igény meghatározása kálium-dikromátos módszerrel történt. A módszer elve: a mintát kénsavas közegben katalizátor jelenlétében kálium-dikromáttal forraljuk, 1

miközben a jelenlevı szervesanyagok nagyobb része oxidálódik. A kálium-dikromát feleslegét vas(ii)-ammónium-szulfát mérıoldattal visszatitráljuk. Az öt napos biológiai oxigén igény (BOI 5 ) meghatározása OxiTop módszerrel történt. A mintákat 2 C -on 5 napig temperáló szekrényben tartjuk, a speciális mérıedényhez tartozó mérıfej rögzíti az edényben bekövetkezett oxigénfogyást. Az ammónium, a nitrit, a nitrát nitrogén és a foszfát tartalom mérése fotometriás méréssel történt. 3. kép 3. kép: Fotometriás mérések 6. Kommunális szennyvízen végzett mérések eredménye 6.1. A szennyvizek összetétele A kísérleteket az Esztergomi és az Észak-pesti Szennyvíztisztító Teleprıl hozott nyers szennyvizeken végeztük. Az esztergomi teleprıl az április 1-i szennyvíz magas foszfor- és szervesanyag tartalmú, míg a 16-án hozott víz az elızı napi csapadékos idıjárás következtében híg. Az észak-pesti teleprıl származó szennyvizek csurgalékvizet is tartalmaznak, az elsıre (április 17.) magas, míg az április 25-i vízre alacsony foszfor és szervesanyag koncentrációk jellemzıek. A szennyvizek összetétele az 1. táblázatban található. Mintavétel helye és ideje Esztergom, 8.4.1. 9: Esztergom, 8.4.16. 8:3 Észak-Pest, 8.4.17. 9: Észak-Pest, 8.4.25. 9: ph PO4-P (mg/l) TP (mg/l) 11 KOIk (mg/l) BOI5 (mg/l) Lebegıanyag (mg/l) 7,96 7,36 12,4 698 36 148,2 7,97 3,75 5,7 336 2 148,8 8,1 4,58 15, 612 96 74, 8,57 2,1 7,9 244 32 339, 1. táblázat: A kísérletekhez használt szennyvizek jellemzıi

A kombinációk,55-,56 közötti mmol koaguláns bekeveréssel történtek, különbözı arányban. A nátrium-aluminátot kombináltuk alumínium-szulfáttal, illetve vas(iii)-kloriddal. 6.2. Nátrium-aluminát alkalmazása,33 és 3,4 mmol közötti koaguláns dózisokat alkalmazva az alábbi eredményeket értük el. Foszfát eltávolítás: A foszfor eltávolításra a nátrium-aluminát közepesen hatékonynak minısül. Foszfát eltávolítás Nátrium-Aluminát alkalmazásával PO4-P (mg/l) 8, 7, 6, 5, 4, 3, 2, 1,, 1. Esztergom 8.4.1. 2. Esztergom 8.4.16. 3. Észak-Pest 8.4.25. 1. nyers ülepített 8,93 14,91 17,86 26,79 35,72 44,65 2. nyers ülepített 9,16 15,3 18,32 27,48 36,64 45,8 NaAlO 2 3. nyers ülepített 18,32 36,64 54,96 73,28 91,6 2. ábra: Foszfát koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő nátrium-aluminát hozzákeverése után (mgal/l) A foszfát eltávolítás az adagolt vegyszerdózisokkal arányosan változik, a nagyobb dózisoknál hatékonyabban játszódik le a kémiai kicsapatás. Szervesanyag eltávolítás: A szervesanyag eltávolításánál a vegyszer hatékonyságát már befolyásolják külsı tényezık, különbözı összetételő szennyvizeknél különbözı eredményeket értünk el. A KOI eltávolítás az esztergomi szennyvizek esetében hatékony, míg az észak-pesti szennyvízben a nagy vegyszer dózisok ellenére sem történt jelentıs csökkenés. A KOI eltávolítás hatásfoka a koaguláns dózis növelésével egy szint elérése után tovább már nem növelhetı. 12

Mivel a lebegıanyag formájában jelenlevı szervesanyag már az alacsonyabb koaguláns dózis alkalmazásakor keletkezı pelyhek felületén aggregálódik, a visszamaradt KOI oldott formában van jelen a szennyvízben. Ezt a frakciót pedig kémiai kezeléssel nem lehet hatékonyan eltávolítani. KOI eltávolítás Nátrium-Aluminát alkalmazásával KOIk (mg/l) 8 7 6 5 4 3 2 1 1. Esztergom 8.4.1. 2. Esztergom 8.4.16. 3. Észak-Pest 8.4.25. 1. nyers ülepített 8,93 14,91 17,86 26,79 35,72 44,65 2. nyers ülepített 9,16 15,3 18,32 27,48 36,64 45,8 NaAlO 2 3. nyers ülepített 18,32 36,64 54,96 73,28 91,6 3. ábra: KOI koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő nátrium-aluminát hozzákeverése után (mgal/l) Oldott KOI eltávolítás Nátrium-Aluminát alkalmazásával 3 1. Esztergom 8.4.1. 2. Esztergom 8.4.16. 3. Észak-Pest 8.4.25. KOIk szőrt (mg/l) 25 2 15 1 5 1. nyers ülepített 8,93 14,91 17,86 26,79 35,72 44,65 2. nyers ülepített 9,16 15,3 18,32 27,48 36,64 45,8 NaAlO 2 3. nyers ülepített 18,32 36,64 54,96 73,28 91,6 4. ábra: Oldott KOI koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő nátrium-aluminát hozzákeverése után (mgal/l) Az oldott állapotú (,45 mm membránszőrın átszőrt mintából mért) KOI eltávolítására a nátrium-alumináttal történı kezelés nem alkalmas, nem történik kémiai kicsapatás, csak a lebegıanyagokat tudjuk eltávolítani. 13

BOI 5 eltávolítás Nátrium-Aluminát alkalmazásával BOI5 (mg/l) 4 35 3 25 2 15 1 5 1. Esztergom 8.4.1. 2. Esztergom 8.4.16. 3. Észak-Pest 8.4.25. 1. nyers ülepített 8,93 14,91 17,86 26,79 35,72 44,65 2. nyers ülepített 9,16 15,3 18,32 27,48 36,64 45,8 NaAlO 2 3. nyers ülepített 18,32 36,64 54,96 73,28 91,6 5. ábra: BOI koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő nátrium-aluminát hozzákeverése után (mgal/l) Az 5. ábrán a nátrium-alumináttal kezelt szennyvíz minták ötnapos biológiai oxigénigénye látható. Oldott BOI 5 eltávolítás Nátrium-Aluminát alkalmazásával BOI5 szőrt (mg/l) 3 25 2 15 1 5 1. Esztergom 8.4.1. 2. Esztergom 8.4.16. 3. Észak-Pest 8.4.25. 1. nyers ülepített 8,93 14,91 17,86 26,79 35,72 44,65 2. nyers ülepített 9,16 15,3 18,32 27,48 36,64 45,8 NaAlO 2 3. nyers ülepített 18,32 36,64 54,96 73,28 91,6 6. ábra: Oldott BOI koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő nátrium-aluminát hozzákeverése után (mgal/l) A BOI5 és a KOI eltávolítás között nem állapítható meg egyértelmő összefüggés, az egyes mérések eltérı eredményeket mutatnak. 14

Lebegıanyag eltávolítás: A lebegıanyag eltávolítás a KOI eltávolítással megegyezı módon játszódik le, már az alacsony dózisoknál megtapad a pelyhek felületén. Látható, hogy egy adott koaguláns mennyiség fölött vélhetıen a megemelkedett ph következtében a pelyhek visszaoldódása játszódik le. Lebegıanyag eltávolítás Nátrium-Aluminát alkalmazásával TSS (mg/l) 4 35 3 25 2 15 1 5 1. Esztergom 8.4.1. 2. Esztergom 8.4.16. 3. Észak-Pest 8.4.25. 1. nyers ülepített 8,93 14,91 17,86 26,79 35,72 44,65 2. nyers ülepített 9,16 15,3 18,32 27,48 36,64 45,8 NaAlO 2 3. nyers ülepített 18,32 36,64 54,96 73,28 91,6 7. ábra: Lebegıanyag koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő nátrium-aluminát hozzákeverése után (mgal/l) A ph változás: A nátrium-alumináttal történı kezelés jelentısen megemeli a szennyvíz ph-ját, erre az eredmények az 8. ábrán láthatók. ph változás Nátrium-Aluminát alkalmazásakor 1, 9,5 9, ph 8,5 8, 7,5 7, 1. Esztergom 8.4.1. 2. Esztergom 8.4.16. 3. Észak-Pest 8.4.25. 1. nyers 8,93 14,91 17,86 26,79 35,72 44,65 2. nyers 9,16 15,3 18,32 27,48 36,64 45,8 3. nyers 18,32 36,64 54,96 73,28 91,6 NaAlO 2 8. ábra: ph változás különbözı mennyiségő nátrium-aluminát hozzákeverése után (mgal/l) 15

A ph egy-, másfél értékkel is megemelkedett, ami a vegyszer hatékonyságát is ronthatja, az elıkezelést követı biológiai reaktorban pedig nem kívánt változásokat okozhat. 6.3. Kombinált vegyszeradagolás: nátrium-aluminát és alumínium-szulfát Vegyszer kombinációk alkalmazásával semleges közeli tartományban tartható a kezelt szennyvíz ph-ja. Az ábrákon a vizsgált három szennyvíz (az április 1-ei esztergomi, az április 16-ai esztergomi és az április 17-ei észak-pesti) mérési eredményei láthatók. A koaguláns dózis,55-,56 mmol közötti mindhárom esetben. Az adagolt alumínium mennyiségek (mg/l) az adott szennyvizekhez az ábrák alatt háromszor két sorban láthatóak, mindig a felsı sor a nátrium-aluminát mennyisége, az alsó pedig az alumínium-szulfáté. Foszfát eltávolítás: Ortofoszfát eltávolítására ezekben a kísérlet sorozatokban a nátrium-aluminát hatékonyabbnak bizonyult az alumínium-szulfátnál, a magasabb aluminát tartalmú vegyszerdózisokkal kedvezıbb tisztítási hatásfokot értünk el. PO4-P (mg/l) 8, 7, 6, 5, 4, 3, 2, 1,, Foszfát eltávolítás Nátrium-Aluminát és Alumínium-Szulfát kombinációival 1. nyers 4,47 7,14 8,93 13,4 14,91 1. Esztergom 8.4.1. 2. Esztergom 8.4.16. 3. Észak-Pest 8.4.17. 1,5 7,8 6, 1,51, 2. nyers 4,58 7,33 9,16 13,74 15,3 1,5 7,8 6, 1,5, Felsı sor: NaAlO 2 Alsó sor: Al 2 (SO 4 ) 3 3. nyers 4,49 7,24 8,98 13,47 15,2 1,5 7,8 6, 1,5, 9. ábra: Foszfát koncentrációk (mg/l) különbözı arányú nátrium-aluminát és alumíniumszulfát hozzákeverése után (mgal/l) 16

Szervesanyag eltávolítás: KOI eltávolítás tekintetében nincs jelentıs eltérés a különbözı arányú dózisok között. Az Észak-Pestrıl hozott szennyvízre jelen esetben sem értünk el megfelelı tisztítási hatásfokot. Az oldott állapotú szervesanyag tartalomban a vegyszeres kezelés nem okozott változást (11. ábra). KOI eltávolítás Nátrium-Aluminát és Alumínium-Szulfát kombinációival 1. Esztergom 8.4.1. 2. Esztergom 8.4.16. 3. Észak-Pest 8.4.17. KOIk (mg/l) 8, 7, 6, 5, 4, 3, 2, 1,, 1. nyers 4,47 7,14 8,93 13,4 14,91 1,5 7,8 6, 1,51, 2. nyers 4,58 7,33 9,16 13,74 15,3 1,5 7,8 6, 1,5, 3. nyers 4,49 7,24 8,98 13,47 15,2 1,5 7,8 6, 1,5, Felsı sor: NaAlO 2 Alsó sor: Al 2(SO 4) 3 1. ábra: KOI koncentrációk (mg/l) különbözı arányú nátrium-aluminát és alumíniumszulfát hozzákeverése után (mgal/l) 17

25, Oldott KOI eltávolítás Nátrium-Aluminát és Alumínium-Szulfát kombinációival 1. Esztergom 8.4.1. 2. Esztergom 8.4.16. 3. Észak-Pest 8.4.17. KOIk szőrt (mg/l) 2, 15, 1, 5,, 1. nyers 4,47 7,14 8,93 13,4 14,91 1,5 7,8 6, 1,51, 2. nyers 4,58 7,33 9,16 13,74 15,3 1,5 7,8 6, 1,5, 3. nyers 4,49 7,24 8,98 13,47 15,2 1,5 7,8 6, 1,5, Felsı sor: NaAlO2 Alsó sor: Al2(SO4)3 11. ábra: Oldott KOI koncentrációk (mg/l) különbözı arányú nátrium-aluminát és alumínium-szulfát hozzákeverése után (mgal/l) 12, BOI 5 eltávolítás Nátrium-Aluminát és Alumínium-Szulfát kombinációival BOI5 (mg/l) 1, 8, 6, 4, 1. Esztergom 8.4.1. 2. Esztergom 8.4.16. 3. Észak-Pest 8.4.17. 2,, 1. nyers 4,47 7,14 8,93 13,4 14,91 1,5 7,8 6, 1,51, 2. nyers 4,58 7,33 9,16 13,74 15,3 1,5 7,8 6, 1,5, Felsı sor: NaAlO 2 Alsó sor: Al 2 (SO 4 ) 3 3. nyers 4,49 7,24 8,98 13,47 15,2 1,5 7,8 6, 1,5, 12. ábra: BOI koncentrációk (mg/l) különbözı arányú nátrium-aluminát és alumíniumszulfát hozzákeverése után (mgal/l) 18

BOI5 szőrt (mg/l) 35, 3, 25, 2, 15, 1, 5,, Oldott BOI 5 eltávolítás Nátrium-Aluminát és Alumínium-Szulfát kombinációival 1. Esztergom 8.4.1. 2. Esztergom 8.4.16. 3. Észak-Pest 8.4.17. 1. nyers 4,47 7,14 8,93 13,4 14,91 1,5 7,8 6, 1,51, 2. nyers 4,58 7,33 9,16 13,74 15,3 1,5 7,8 6, 1,5, 3. nyers 4,49 7,24 8,98 13,47 15,2 Felsı sor: NaAlO 2 Alsó sor: Al 2(SO 4) 3 1,5 7,8 6, 1,5, 13. ábra: Oldott BOI koncentrációk (mg/l) különbözı arányú nátrium-aluminát és alumínium-szulfát hozzákeverése után (mgal/l) Lebegıanyag eltávolítás: Lebegıanyag eltávolításra egyaránt hatékony a nátrium-aluminát és az alumínium-szulfáttal kevert nátrium aluminát alkalmazása. TSS (mg/l) 8, 7, 6, 5, 4, 3, 2, 1,, Lebegıanyag eltávolítás Nátrium-Aluminát és Alumínium-Szulfát kombinációival 1. nyers 4,47 7,14 8,93 13,4 14,91 1. Esztergom 8.4.1. 2. Esztergom 8.4.16. 3. Észak-Pest 8.4.17. 1,5 7,8 6, 1,51, 2. nyers 4,58 7,33 9,16 13,74 15,3 1,5 7,8 6, 1,5, Felsı sor: NaAlO 2 Alsó sor: Al 2 (SO 4 ) 3 3. nyers 4,49 7,24 8,98 13,47 15,2 1,5 7,8 6, 1,5, 14. ábra: Lebegıanyag koncentrációk (mg/l) különbözı arányú nátrium-aluminát és alumínium-szulfát hozzákeverése után (mgal/l) 19

A ph változás: A ph értékeken látható, hogy a feltételezéseinknek megfelelıen a nagyobb alumínium-szulfát tartalmú koaguláns dózis esetén csökken a ph, a közel azonos mennyiségő vegyszerek esetén nincs változás, majd az egyre magasabb nátrium-aluminát mennyiségekkel a ph is emelkedik. ph 8,8 8,6 8,4 8,2 8, 7,8 7,6 7,4 7,2 7, 6,8 ph változás Nátrium-Aluminát és Alumínium-Szulfát kombináció alkalmazásakor 1. nyers 4,47 7,14 8,93 13,4 14,91 1. Esztergom 8.4.1. 2. Esztergom 8.4.16. 3. Észak-Pest 8.4.17. 1,5 7,8 6, 1,51, 2. nyers 4,58 7,33 9,16 13,74 15,3 1,5 7,8 6, 1,5, Felsı sor: NaAlO 2 Alsó sor: Al 2 (SO 4 ) 3 3. nyers 4,49 7,24 8,98 13,47 15,2 1,5 7,8 6, 1,5, 15. ábra: A ph változása különbözı arányú nátrium-aluminát és alumínium-szulfát bekeverés után (mgal/l) A foszfáteltávolítás a ph szempontjából optimális vegyszer kombinációk esetében bizonyult a legkevésbé hatékonynak, míg a többi paraméter tekintetében nincs egyértelmő összefüggés az eltávolítási hatásfok és a dózisok arányai között. 6.4. Kombinált vegyszeradagolás: nátrium-aluminát és vas-klorid A vas-kloriddal kedvezıbb szennyezıanyag eltávolítási hatásfokot értünk el, mint az alumínium tartalmú koagulálószerekkel. Az alábbi eredmények a magas foszfor és szervesanyag tartalmú április 17-ei észak-pesti szennyvízre vonatkoznak,,55 mmol vegyszer felhasználásával. A bekevert koagulánsok mennyisége az ábra alatt látható. Bal oldalon a nyers szennyvíz, a felsı sorban a nátriumaluminát mennyisége, ami balról jobbra növekszik. Alatta a vas-klorid (mgfe/l) értékek balról jobbra csökkennek, a jobb oldali eredményeket csak nátrium-aluminát bekeverésével értük el. 2

Foszfát eltávolítás: Foszfát eltávolítására a vas-klorid hatékonyabb a nátrium-aluminátnál. Vas-klorid hozzákeverésével növelhetı a nátrium-aluminát alkalmazásakor elérhetı tisztítási hatásfok. Foszfát eltávolítás Nátrium-Aluminát és Vas-Klorid kombinációival PO4-P (mg/l) 5, 4,5 4, 3,5 3, 2,5 2, 1,5 1,,5, Észak-Pest 8.4.17., 4,49 7,24 8,98 13,47 15,2, 21,72 16,29 12,67 3,26, NaAlO 2 FeCl 3 (mg Fe/L) 16. ábra: Foszfát koncentrációk (mg/l) különbözı arányú nátrium-aluminát és vas-klorid hozzákeverése után (mgal/l), (mgfe/l) Szervesanyag eltávolítás: Az Észak-Pesti Szennyvíztisztító Teleprıl hozott szennyvízmintában nátrium-aluminát alkalmazásával sem értünk el hatékony KOI eltávolítást. 7, 6, KOI eltávolítás Nátrium-Aluminát és Vas-Klorid kombinációival KOIk (mg/l) 5, 4, 3, 2, 1,, Észak-Pest 8.4.17., 4,49 7,24 8,98 13,47 15,2, 21,72 16,29 12,67 3,26, NaAlO 2 FeCl 3 (mg Fe/L) 17. ábra: KOI koncentrációk (mg/l) különbözı arányú nátrium-aluminát és vas-klorid hozzákeverése után (mgal/l), (mgfe/l) Biológiai oxigénigény eltávolításra megfelelı eredményeket értünk el. 21

BOI eltávolítás Nátrium-Aluminát és Vas-Klorid kombinációival 12, 1, Észak-Pest 8.4.17. BOI Észak-Pest 8.4.17. szőrtboi BOI5 (mg/l) 8, 6, 4, 2,,, 4,49 7,24 8,98 13,47 15,2, 21,72 16,29 12,67 3,26, NaAlO 2 FeCl 3 (mg Fe/L) 18. ábra: BOI koncentrációk (mg/l) különbözı arányú nátrium-aluminát és vas-klorid hozzákeverése után (mgal/l), (mgfe/l) Lebegıanyag eltávolítás: A szennyvízminta lebegıanyag tartalmát megfelelı hatásfokkal csökkentette a vegyszer kombináció. TSS (mg/l) 8, 7, 6, 5, 4, 3, 2, 1,, Lebegıanyag eltávolítás Nátrium-Aluminát és Vas-Klorid kombinációival Észak-Pest 8.4.17., 4,49 7,24 8,98 13,47 15,2, 21,72 16,29 12,67 3,26, NaAlO 2 FeCl 3 (mg Fe/L) 19. ábra: Lebegıanyag koncentrációk (mg/l) különbözı arányú nátrium-aluminát és vasklorid hozzákeverése után (mgal/l), (mgfe/l) Feltételezéseinkkel ellentétes, hogy bár hatékony lebegıanyag és BOI5 eltávolítást tapasztaltunk, a KOI tekintetében nem történt megfelelı eltávolítás. 22

A ph változása: A ph változása várakozásainknak megfelelıen alakult. ph 8,6 8,4 8,2 8, 7,8 7,6 7,4 7,2 7, 6,8 ph változás Nátrium-Aluminát és Vas-Klorid kombináció alkalmazásakor Észak-Pest 8.4.17., 4,49 7,24 8,98 13,47 15,2, 21,72 16,29 12,67 3,26, NaAlO 2 FeCl 3 (mg Fe/L) 2. ábra: A ph változása különbözı arányú nátrium-aluminát és vas-klorid bekeverése után (mgal/l), (mgfe/l) 7. Következtetések Az eredményeink közt nem adható meg egyértelmő összefüggés??? tekintetében. Az egyes paraméterek eltávolítási hatásfokát számos tényezı befolyásolja, a szennyvizek összetétele különbözı, még az azonos helyrıl azonos idı intervallumból származóké is. A mérések hosszú idıt vesznek igénybe. Hogy egyértelmően összehasonlíthassam a vegyszerek hatásmechanizmusait, ami nehezen megvalósítható ugyanazon a szennyvízmintán, ezért olyan mesterséges szennyvizet állítottam elı összetétele a vizsgált paraméterek tekintetében állandó. Mivel szándékomban állt laboratóriumi körülmények között vizsgálni a biológiai folyamatokban lejátszódó különbségeket a mőszennyvíz összetételének kialakításánál fontos szempont volt a jó biológiai bonthatóság, és a KOI tekintetében változatos összetétel, hogy megtarthassuk az eleveniszap gazdag mikroorganizmus összetételét. 23

8. Mőszennyvízen végzett mérések eredménye A mőszennyvíz elıállításánál elsıdleges szempont a biológiai kísérletekhez való felhasználhatóság, és az állandó, stabil, könnyen reprodukálható összetétel volt. Ehhez egy koncentrátumot készítettem, ami néhány napig hőtıszekrényben tárolható volt. Ezt ioncserélt vízzel higítottam a megfelelı arányban, és ezt követıen végeztem el a lúgosság beállítását nátrium-hidrogénkarbonáttal. Mivel a kísérletsorozat értékelhetısége a ph-értékekben kialakult különbségeken múlott, ezért a lúgosságot a magyarországi átlagos kommunális szennyvíz lúgosságánál jóval kisebbre, 3 mmol/l-re állítottam, hogy a különbségek erıteljesebben megmutatkozzanak a mérési eredményekben. A mőszennyvíz többi paramétere megegyezett a hazai átlagos kommunális szennyvízével: KOI k (mg/l) KOI sz (mg/l) PO 4 -P (mg/l) TSS (mg/l) nyers szv. 612 197 11,5 455 ülepített szv. 435 157 9,8 24 2. táblázat: a mőszennyvíz jellemzıi A mőszennyvíz mőtrágyát, szobanövény tápsót, hallisztet, különbözı szemcsemérető lisztet, keményítıt és tejport tartalmazott. 8.1. A mőszennyvízre történı alkalmazása a vegyszereknek kémiai kísérletek Mivel az egyes vegyszerek hatékonyságát a szennyvizek összetétele jelentıs mértékben befolyásolja, a biológiai kísérletekhez alkalmazható vegyszerdózis kiválasztásához szükséges JAR tesztekkel vizsgálni a koagulálószerek viselkedését az általam elıállított mőszennyvízben JAR-tesztek alkalmazásával vizsgáltam a mőszennyvíz viselkedését a különbözı koagulálószerek adagolása során. A kísérletek célja, megtalálni azt a vegyszerdózist az adott szerekre, amit aztán a biológiai összehasonlító kísérletekben alkalmazhatok, illetve az adott vegyszerek hatékonyságának összehasonlítása. 24

8.2. Alumínium-szulfát alkalmazása Foszfát eltávolítás: A magasabb dózisok esetében történt meg jelentıs ortofoszfát kicsapódás. Foszfát eltávolítás alumínium-szulfát alkalmazásával 12 PO4-P (mg/l) 1 8 6 4 2 1,92 3,46 5, 6,73 9,96 14,94 17,31 19,92 28,85 34,87 38,46 49,81 Al2(SO4)3 (mgal/l) 21. ábra: Foszfát koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő alumínium-szulfát hozzákeverése után (mgal/l) Szervesanyag eltávolítás: 5 KOI eltávolítás alumínium-szulfát alkalmazásával KOIk (mg/l) 4 3 2 1 1,92 3,46 5, 6,73 9,96 14,94 17,31 19,92 28,85 34,87 38,46 49,81 Al2(SO4)3 (mgal/l) 22. ábra: KOI koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő alumínium-szulfát hozzákeverése után (mgal/l) A szervesanyag eltávolításnál már nem olyan egyértelmőek az eredmények, de itt is a nagyobb dózisok a hatékonyabbak. A diagramon látható ugrálást az alábbiakban kifejtett, nehezen ülepedı pelyhek okozták. 25

A felmerülı problémák: A keletkezett nagy mérető pelyhek a 4. képen látható módon nehezen ülepedtek, bizonyos esetekben felúsztak a víz felszínére. Ez megnehezítette a minta vizsgálatát, az ülepedési idı lejárta után. A probléma csak egy bizonyos vegyszer dózisnál jelentkezett, amikor a legnagyobb pelyhek alakultak ki. 4. kép: pehelyképzıdés alumínium-szulfát alkalmazásakor Lebegıanyag eltávolítás: Lebegıanyag eltávolítás alumínium-szulfát alkalmazásával TSS (g/l),35,3,25,2,15,1,5-1,92 3,46 5, 6,73 9,96 14,94 17,31 19,92 28,85 34,87 38,46 49,81 Al2(SO4)3 (mgal/l) 23. ábra: Lebegıanyag koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő alumínium-szulfát hozzákeverése után (mgal/l) 26

ph változása: ph változása alumínium-szulfát alkalmazása során 8 6 ph 4 2 1,92 3,46 5, 6,73 9,96 14,94 17,31 19,92 28,85 34,87 38,46 49,81 Al2(SO4)3 (mg/al/l) 24. ábra: A ph változása különbözı mennyiségő nátrium-aluminát alkalmazása után (mgal/l) A fenti ábrán látható, hogy a magasabb dózisoknál erıs ph csökkenés következett be, a legnagyobb dózisnál ez olyan mértékő, hogy a pehelyképzıdés is abba maradt, a savas közegben a pelyhek visszaoldódtak. Ebben a ph tartományban még megtörténik a foszfát kicsapatás, de pelyhek már nem képzıdnek. A fotometriás foszfát mérés,45 mm-es membránszőrést követıen történik, amin a kicsapódott ortofoszfát nem szőrıdik át, a mérési eredmény szerint hatékony foszfát eltávolítás történt, de a gyakorlatban ez a foszfát tartalom a tisztított vízben marad, mivel nem ülepíthetı. 8.3. Vas-klorid alkalmazása A vas-klorid minden paraméter tekintetében a várakozásoknak megfelelıen viselkedett. Az eltávolítási hatásfoka mind a foszfát, mind a szerves- és lebegıanyag tartalomra jobb mint amit az alumínium-szulfát alkalmazásánál tapasztaltam. Foszfát eltávolítás: A foszfát eltávolítás az alkalmazott vegyszredózissal arányosan növekszik. Foszfát eltávolítás vas-klorid alkalazásával PO4-P (mg/l) 12 1 8 6 4 2 5, 1, 14,98 19,53 19,98 23,44 27,34 29,98 33,2 4,4 48,83 58,59 FeCl3 (mgfe/l) 25. ábra: Foszfát koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő vas-klorid hozzákeverése után (mgal/l) 27

Szervesanyag eltávolítás: A hatékony szervesanyag eltávolításhoz, az ortofoszfát eltávolításánál megfelelı dózisok alkalmazhatóak. KOI eltávolítás vas-klorid alkalmazásával 5 KOIk (mg/l) 4 3 2 1 5, 1, 14,98 19,53 19,98 23,44 27,34 29,98 33,2 4,4 48,83 58,59 FeCl3 (mgfe/l) 26. ábra: KOI koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő vas-klorid hozzákeverése után (mgal/l) Lebegıanyag eltávolítás: Lebegıanyag eltávolítás vas-klorid alkalmazásával,5,4 TSS (g/l),3,2,1, 5, 1, 14,98 19,53 19,98 23,44 27,34 29,98 33,2 4,4 48,83 58,59 FeCl3 (mgfe/l) ph változása: 27. ábra: Lebegıanyag koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő vas-klorid hozzákeverése után (mgal/l) Vas-klorid alkalmazásakor kisebb mértékő ph csökkenés következett be, a szervesanyag eltávolítás szemponjából megfelelı dózisoknál, mint az alumínium-szulfátnál. 8 6 ph változás vas-klorid alkalmazásakor ph 4 2 5, 1, 14,98 19,53 19,98 23,44 27,34 29,98 33,2 4,4 48,83 58,59 FeCl3 (mgfe/l) 28. ábra: A ph változása különbözı mennyiségő vas-klorid alkalmazása után (mgal/l) 28

8.4. Polialumínium-klorid alkalmazása Az eredményeken jól megfigyelhetı, hogy a dózisok emelkedésével arányosan növekvı eltávolítás egy bizonyos szint fölé már nem növelhetı. Az ortofoszfát tartalom gyakorlatilag nullára csökkenthetı, még a jól mőködı ph tartományon belül. A szervesanyag tartalomnál vélhetıen, elsısorban az oldott állapotú szervesanyagok maradnak vissza. Foszfát eltávolítás: Foszfát eltávolítás polialumínium-klorid alkalmazásával PO4-P 12 1 8 6 4 2 2,5 5 7,5 1 12,5 15 17,5 2 25 PAlCl3 (mgal/l) 29. ábra: Foszfát koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő polialumínium-klorid hozzákeverése után (mgal/l) Szervesanyag eltávolítás: KOI eltávolítás polialumínium-klorid alkalmazásával 5 4 KOIk (mg/l) 3 2 1 2,5 5 7,5 1 12,5 15 17,5 2 25 PAlCl3 (mgal/l) 3. ábra: KOI koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő polialumínium-klorid hozzákeverése után (mgal/l) 29

Lebegıanyag eltávolítás: A grafikon nagyon jól szemlélteti, hogy a ph 6-os érték alatt már nem történt pehelyképzıdés, és nem játszódtak le a koagulációs folyamatok. Lebegıanyag eltávolítás polialumínium-klorid alkalmazásával TSS (g/l),5,45,4,35,3,25,2,15,1,5, 2,5 5 7,5 1 12,5 15 17,5 2 25 PAlCl3 (mgal/l) 31. ábra: Lebegıanyag koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő polialumínium-klorid hozzákeverése után (mgal/l) ph változása: ph változás polialumínium-klorid alkalmazásakor 8 7 6 5 ph 4 3 2 1 2,5 5 7,5 1 12,5 15 17,5 2 25 3 5 1 PAlCl3 (mgal/l) 32. ábra: A ph változása különbözı mennyiségő polialumínium-klorid alkalmazása után (mgal/l) Az eredményeken jól látható, hogy a KOI és lebegıanyag tekintetében a 17,5 mgal/l es dózis fölött már nem történt pehelyképzıdés, míg a foszfát kicsapatás még a 2 mgal/l-es dózisnál is eredményesen megvalósult. 3

8.5. Nátrium-aluminát alkalmazása Önmagában nátrium-aluminát alkalmazásakor csak egészen kis tartományban volt tapasztalható pehelyképzıdés, és megfigyeltem, hogy a mőszennyvízen alkalmazva a nátrium-aluminát nagyon érzékenyen reagál a ph változásokra. Az alábbi ábrákon a kísérletsorozatok eredményei láthatóak, különbözı koaguláns dózis alkalmazására. A nulla értékő nátrium-alumináthoz tartozó eredmények az ülepített szennyvízre vonatkoznak. Foszfát eltávolítás: Foszfát eltávolításra a nátrium-aluminát hatékonynak bizonyult. Foszfát eltávolítás nátrium-aluminát alkalmazásával 12, 1, PO4-P (mg/l) 8, 6, 4, 2,,, 9,16 13,74 18,32 27,48 41,22 68,7 NaAlO2 (mgal/l) 33. ábra: Foszfát koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő nátrium-aluminát hozzákeverése után (mgal/l) Szervesanyag eltávolítás: Pehelyképzıdés, és szervesanyag eltávolítás nem volt hatékony a kísérletsorozatokban, erıs ingadozás jelentkezett. KOI eltávolítás nátrium-aluminát alkalmazásával KOIk (mg/l) 5 4 3 2 1, 9,16 13,74 18,32 27,48 41,22 68,7 NaAlO 2 (mgal/l) 34. ábra: KOI koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő nátrium-aluminát hozzákeverése után (mgal/l) 31

Lebegıanyag eltávolítás: Lebegıanyag eltávolítás nátrium-aluminát alkalmazásával 3 25 TSS (mg/l) 2 15 1 5, 9,16 13,74 18,32 27,48 41,22 68,7 NaAlO2 (mgal/l) 35. ábra: Lebegıanyag koncentrációk (mg/l) különbözı mennyiségő nátrium-aluminát hozzákeverése után (mgal/l) ph változása: Látható a lebegıanyag eltávolítás eredményeivel összehasonlítva, hogy a nyolcas ph fölé emelkedve már nem képzıdtek pelyhek. ph változása nátrium-aluminát alkalmazásakor 1 9 ph 8 7 6 5, 9,16 13,74 18,32 27,48 41,22 68,7 NaAlO 2 (mgal/l) 36. ábra: A ph változása különbözı mennyiségő nátrium-aluminát alkalmazása után (mgal/l) A felmerülı problémák Megfigyelhetı, hogy kilenc körüli ph tartományon már nem történt kicsapódás. A pehelyképzıdés csak egy egészen kis tartományban valósult meg. A probléma további vizsgálatához, illetve a pehelyképzıdés elısegítéséhez semleges alattira állítottam a mőszennyvíz ph-ját. 32

8.6. Savas szennyvíz A mőszennyvízre alkalmazott nátrium-aluminát optimális ph tartományának meghatározásához elızıleg változó ph-júra savazott sorokat vizsgáltam 27,48 mgal/l adagolással. Az eredményeim szerint a mőszennyvízre 6,2-es ph alatt mőködik hatékonyan a nátrium-aluminát. 5. kép: Különbözı ph-ra savazott szennyvizek vizsgálata A képen látható, hogy a 3. számú edényben 6,26-os ph-n még nem, míg a 4-esben 6,18-as ph-n már megindult a pehelyképzıdés, azonos vegyszermennyiségek mellett. 6. kép: Különbözı ph-ra savazott szennyvizek vizsgálata Az alábbi kísérletsorozatokban sósavval 6,-ra állítottam be a kezelendı szennyvíz ph értékét, és így már egészen kis aluminát dózisok is hatékonynak bizonyultak: 33

Foszfát eltávolítás: Látható, hogy sokkal hatékonyabban valósult meg a foszfát eltávolítás a savas ph-jú szennyvízben mint a semleges közeliben. Foszfát eltávolítás nátrium-aluminát alkalmazásával PO4-P (mg/l) 12, 1, 8, 6, 4, 2,,, 1,83 4,58 9,16 18,32 NaAlO 2 (mgal/l) 37. ábra: Foszfát koncentrációk (mg/l) lesavazott szennyvízre, nátrium-aluminát (mgal/l) alkalmazása után Szervesanyag eltávolítás: Látható, hogy már egészen kis dózisok alakalmazásakor hatékony pehelyképzıdés játszódott le, a lebegıanyag formájában jelenlevı KOI t jól eltávolította a vegyszer. 5 KOI eltávolítás nátrium-aluminát alkalmazásával KOIk (mg/l) 4 3 2 1, 1,83 4,58 NaAlO 2 (mgal/l) 9,16 18,32 38. ábra: KOI koncentrációk (mg/l) lesavazott szennyvízre, nátrium-aluminát (mgal/l) alkalmazása után Az oldott állapotú szervesanyag eltávolításáról minden esetben megállapítható, hogy a vegyszeres kezelés erre nem alkalmas. 34

Oldott KOI eltávolítás nátrium-aluminát alkalmazásával 18 15 12 9 6 3, 1,83 4,58 9,16 18,32 KOIk szőrt (mg/l) NaAlO 2 (mgal/l) 39. ábra: Oldott KOI koncentrációk (mg/l) lesavazott szennyvízre, nátrium-aluminát (mgal/l) alkalmazása után Lebegıanyag eltávolítás: A lebegıanyag eltávolítás rendkívül hatékonyan valósult meg. Lebegıanyag eltávolítás nátrium-aluminát alkalmazásával 5 TSS (mg/l) 4 3 2 1, 1,83 4,58 9,16 18,32 NaAlO 2 (mgal/l) 4. ábra: Lebegıanyag koncentrációk (mg/l) lesavazott szennyvízre, nátrium-aluminát (mgal/l) alkalmazása után 35

A ph változása: ph változás nátrium-aluminát alkalmazásakor ph 7,5 7, 6,5 6, 5,5 5,, 1,83 4,58 9,16 18,32 NaAlO 2 (mgal/l) 41. ábra: ph változás lesavazott szennyvízre, nátrium-aluminát (mgal/l) alkalmazása után Látható, hogy már kis dózisokban alkalmazva az aluminátos vegyszert erıteljes ph emelkedést okoz. Érdemes más koagulálószerekkel kombinálva alkalmazni, illetve savas ph-jú ipari szennyvizek tisztítására. 8.7. Kombinált vegyszeradagolás: nátrium-aluminát és vas-klorid A 3 mmol/l-es lúgosságú szennyvízhez történı vas-klorid adagolással erıteljes ph csökkenés következik be, ezt ellensúlyozza a nátrium-aluminát ph növelı hatása. A kettı kombinációjával jó hatásfokú tisztítás érhetı el. Az alábbiakban látható,68 mmol vegyszer bekeverés különbözı arányú aluminát és vas tartalommal, illetve,55 mmol. Bal oldalon található a nyers szennyvíz (ülepített) mellett a csak vas-kloriddal kezelt víz, jobb oldalon pedig a nátrium-alumináttal kezelt. Köztük különbözı arányú kombinációk. Látható hogy már a,55 mmol vegyszer alkalmazásával megfelelı a szennyezıanyag eltávolítás. 36

Foszfát eltávolítás: Foszfát eltávolítás nátrium-aluminát és vas-klorid alkalmazásával PO4-P (mg/l) 1, 8, 6, 4, 2,,,55 mmol,68 mmol nyers, 3, 6, 9, 12, 15, 3,73 24,57 18,43 12,28 6,14, nyers, 3,67 7,34 11,1 14,68 18,35 37,99 3,39 22,79 15,19 7,6, Felsı sor:naalo 2 (mg/l) Alsó sor:fecl 3 (mg/l) 42. ábra: Foszfát koncentrációk (mg/l) különbözı arányú nátrium-aluminát és vas-klorid hozzákeverése után (mgal/l), (mgfe/l) Szervesanyag eltávolítás: KOI eltávolításra a vas-klorid önmagában hatékonyabb a csak aluminát alkalmazásánál, de kombinációk alkalmazásával az ábrán láthatóak az elért jó eredmények. KOI eltávolítás nátrium-aluminát és vas-klorid alkalmazásával KOIk (mg/l) 5 4 3 2 1,55 mmol,68 mmol nyers, 3, 6, 9, 12, 15, 3,73 24,57 18,43 12,28 6,14, nyers, 3,67 7,34 11,1 14,68 18,35 37,99 3,39 22,79 15,19 7,6, Felsı sor:naalo 2 (mg/l) Alsó sor:fecl 3 (mg/l) 43. ábra: KOI koncentrációk (mg/l) különbözı arányú nátrium-aluminát és vas-klorid hozzákeverése után (mgal/l), (mgfe/l) 37

Lebegıanyag eltávolítás: Látható, hogy,55 mmol dózisban alkalmazva a nátrium-aluminát önmagában nem hatékony, de a vas-kloriddal kombinálva megfelelı tisztítás érhetı el. Lebegıanyag eltávolítás nátrium-aluminát és vas-klorid alkalmazásával TSS (mg/l) 5 4 3 2,55 mmol,68 mmol 1 nyers, 3, 6, 9, 12, 15, 3,73 24,57 18,43 12,28 6,14, nyers, 3,67 7,34 11,1 14,68 18,35 37,99 3,39 22,79 15,19 7,6, Felsı sor:naalo 2 (mg/l) Alsó sor:fecl 3 (mg/l) 44. ábra: Lebegıanyag koncentrációk (mg/l) különbözı arányú nátrium-aluminát és vasklorid hozzákeverése után (mgal/l), (mgfe/l) A ph változása: Közel azonos arányban alkalmazva a két vegyszert semlegesközeli ph érhetı el. ph változás nátrium-aluminát és vas-klorid alkalmazásakor ph 9, 8,5 8, 7,5 7, 6,5 6, 5,5 5,,55 mmol,68 mmol nyers, 3, 6, 9, 12, 15, 3,73 24,57 18,43 12,28 6,14, nyers, 3,67 7,34 11,1 14,68 18,35 37,99 3,39 22,79 15,19 7,6, Felsı sor:naalo 2 (mg/l) Alsó sor:fecl 3 (mg/l) 45. ábra: ph változás különbözı arányú nátrium-aluminát és vas-klorid alkalmazása során (mgal/l), (mgfe/l) 38

9. Következtetések Önmagában a nátrium aluminát speciális savas szennyvizekre rendkívül jó hatékonysággal alkalmazható. Elegendıen nagy pufferkapacitású szennyvízben, mint a magyarországi kommunális szennyvizeken végzett kísérleteken látható, az aluminát hatékonysága elmarad az egyéb koagulálószerektıl. A ph- t változtatva, például sósavval jó hatékonyság érhetı el, de ez költséges lehet nagy pufferkapacitású vizekben. Egyéb általánosan használt koagulálószerkkel keverve pl.: vas-klorid rendkívül jó eredmények érhetıek el, kihasználhatjuk, a különbözı vegyszerek pozitív tulajdonságait, optimális ph tartomány megırzése mellett. 1. A Biológiai kísérletek eredményei A biológiai kísérletekhez a nyers szennyvizet nátrium-alumináttal, vas-kloriddal, és a kettı kombinációjával kezelt szennyvizekkel hasonlítottam össze. A vas-kloridot találtam a legmegfelelıbbnek a kipróbált koagulálószerek közül, a kémiai kísérletek során. A biológiai kísérletekhez alkalmazott dózisok kiválasztásánál a legalacsonyabb, már megfelelı hatásfokot biztosító koaguláns mennyiséget választottam, részben gazdasági megfontolásból, részben mivel a kezelést követıen biológiai reaktorra kerül a víz, ahol további tisztítási folyamatok játszódnak le. 1.1. Mőszennyvízre adaptált iszap tenyésztése A biológiai kísérletekhez a szennyvíziszapot a Dél-pesti Szennyvíztisztító Teleprıl hoztuk. A mőszennyvíz speciális összetételéhez, szakaszos üzemő reaktorban 1 hétig szoktattam hozzá a mikroorganizmusokat. Ez levegıztetés és lassúkeverés váltakozásával történt, 6 óra levegıztetést 2 óra lassú keverés követett, ez után ülepítésre a megtisztult víz leöntésére, vizsgálatára, és újabb mőszennyvíz hozzáöntésére került sor. Erre azért volt szükség, hogy a mikroorganizmusok, amik a kommunális szennyvíz összetételéhez voltak szokva, átálljanak erre a speciális mőszennyvízre, hogy hatékonyan tudják hasznosítani az újfajta formában jelenlevı szervesanyagokat. 39

Az alábbi képek az iszap adaptálás során készültek, látható a reaktor kialakítása, a levegıztetés és az ülepítés folyamata. 7. kép: Az SBR reaktor 8. kép: Az SBR reaktor ülepítés után Az alábbiakban az eleveniszapról készült mikroszkópos felvételek láthatók. 9. kép: Mikroszkópos felvétel az elevenszapról 4x-es nagyítás 1. kép: Mikroszkópos felvétel az eleveniszapról 1x-os nagyítás 4

A biológiai kísérletek során 4 reaktort alakítottam ki, egy vas-kloriddal, egy nátriumalumináttal, és a kettı kombinációjával elıkezelt, illetve egy kezeletlen szennyvíz adagolásával. A kísérletekhez elıre bekevertem a mőszennyvizet az optimálisnak kiválasztott vegyszerdózissal, majd a levegıztetést, és a lassúkeverést követı ülepítés után leöntöttem a vizet, és újratöltöttem a reaktorokat az elıre elkészített vegyszerrel kezelt vizekkel. A leöntött vizekben ph-t és nitrogénformákat mértem. 11. kép: a reaktorok kialakítása 12. kép: a reaktorok az ülepítési idı után 1.2. Felmerült problémák Nem sikerült megvalósítani a megfelelı levegıztetést, illetve a reaktorokban az azonos oxigén szint kialakítását. A nyár végi magas hımérséklet miatt a légkondicionáló berendezés nem tudta biztosítani az állandó 25 C -nál nem magasabb hımérsékletet a helységben. Emiatt az iszap berothadása következett be, ami nem megfelelı elfolyóvíz minıséghez illetve rossz ülepedéshez vezetett a 13-14-es képeken látható módon. A rossz ülepedés következtében nem tudtam biztosítani a 8 ml új mőszennyvíz hozzáöntéseket, a reaktorokban nem valósultak meg a kísérlet értékelhetıségéhez elengedhetetlen azonos körülmények. 13. kép: a reaktorok levegıztetés közben 14. kép: a reaktorok ülepítési idı után 41