Eleveniszapos biofilmes szennyvíztisztító rendszerek biológiai nitrogén eltávolításának kombinált optimalizálása

Budapesti Műszaki és Gazdaságtudományi Egyetem Mezőgazdasági Kémiai Technológia Tanszék Eleveniszapos biofilmes szennyvíztisztító rendszerek biológiai nitrogén eltávolításának kombinált optimalizálása Doktori Értekezés Készítette: Tardy Gábor okleveles biomérnök Témavezető: Dr. Jobbágy Andrea egyetemi docens 2006. március 1

1. Bevezetés, a kutatás jelentősége Hazánk környezetvédelmének az Európai Unió irányelveihez történő felzárkóztatása érdekében napjaink legégetőbb teendői közé tartozik a tisztított szennyvizek hányadának jelentős növelése. A szennyvíztisztítás mindmáig világszerte legelterjedtebben alkalmazott eljárása az a technológia, ahol a szennyezőanyagok biológiai eltávolítását egy szuszpenzióban lévő heterogén mikroflóra, az ún. eleveniszap biomassza végzi. Az eleveniszapos szennyvíztisztítási technológia Magyarországon is széles körben alkalmazott mind kommunális, mind ipari szennyvizek kezelésére. Az élővizek ökoszisztémáját a kommunális szennyvizek esetében elsősorban a nitrogén és a foszfor veszélyezteti, mivel ezek a tápelemek az eutrofizáció fő előidézői. Az eleveniszapos szennyvíztisztítás során ennek megfelelően a nitrogén és a foszfor eltávolítása kulcsfontosságú. Az elmúlt évtizedek során a biotechnológiai ismeretek bővülésével a biológiai nitrogén és foszfor eltávolítás technológiája is sokat fejlődött. Az érzékeny befogadók védelmére bevezetett szigorú határértékek betartása, a befogadóba távozó tisztított szennyvíz szennyezőanyag tartalmának csökkentése érdekében az eleveniszapos szennyvíztisztítás további kémiai vagy biológiai kezeléssel való kiegészítése vált szükségessé. Doktori tevékenységem során a biofilm reaktorokkal kiegészített eleveniszapos rendszerek működését és optimalizálási lehetőségeit tanulmányoztam. A vizsgálatokat a Délpesti Szennyvíztisztító Telepen végeztem, ahol a nagyterhelésű eleveniszapos rendszer 1999-óta BIOFOR technológiájú biofilmes utó-nitrifikáló és utó-denitrifikáló egységekkel, és kémiai foszfor kicsapással kiegészítve üzemel. Kutatásaimban a biológiai folyamatok matematikai modellezéséből kiindulva vizsgáltam a telep optimalizálási lehetőségeit. Elsődleges célom annak tanulmányozása volt, hogy az eredetileg különálló egységekként összekapcsolt eleveniszapos és biofilm reaktorok hogyan kombinálhatók a hatékonyság és a gazdaságosság egyidejű növelésével. A modellezési eredmények alapján folytonos üzemű laboratóriumi összehasonlító modellkísérletet végeztem. A telep üzemállapotát szennyezőanyag koncentráció profil mérésekkel ellenőriztem, majd az állapotfelmérés, a laboratóriumi kísérlet és a szimulációs vizsgálatok alapján megtervezett nagyüzemi kísérletben került sor az optimalizálás lehetőségének igazolására. 1

2. Irodalmi áttekintés 2.1. Az eleveniszapos tisztítási technológia alapjai Az eleveniszapos szennyvíztisztítás (ld. 1. ábra) során a tisztítóba kerülő szennyvíz a mechanikai tisztítást és egy általánosan alkalmazott előülepítési lépést követően egy kevert általában levegőztetett bioreaktorba kerül, ahol a jelenlevő mikroorganizmusokkal szuszpenziót képez. A reaktorban a mikroflóra elfogyasztja a szubsztrátként hasznosítható anyagokat, mialatt a biomassza tömege növekszik. A reaktorból elfolyó kevert szuszpenzió az utóülepítőbe kerül, ahol viszonylag nagy szárazanyag tartalmú iszapra és tisztított vízre válik szét. Mechanikai tisztítás Előülepítő Bioreaktorok Utóülepítő Nyers Szennyvíz Szilárd szennyezés Iszaprecirkuláció Tisztított víz Fölösiszap elvétel 1. ábra. Eleveniszapos szennyvíztisztító rendszer kapcsolási sémája A tisztított vizet esetenként az utókezelőbe (pl. klórozó) vezetik, ahonnan már visszajuttatható a természetbe. Az utóülepítőben az iszap egy részét elvezetik a rendszerből (fölösiszap), az ún. recirkuláltatott iszapot pedig visszavezetik a reaktorba [1]. 2.1.1. Szubsztrát eltávolítás a bioreaktorokban Az eleveniszapban jelenlevő mikroorganizmusok szaporodásához, fenntartásához ill. növekedéséhez szükséges energiát a szennyvíz szubszrátként alkalmazható komponensei szolgáltatják. Mivel az eleveniszap heterogén mikroflórával rendelkezik jelen vannak benne mind heterotrof, mind autotrof mikroorganizmusok a szerves és egyes szervetlen (ammónia, nitrát, foszfát) szennyvízkomponensek egyaránt metabolizálódnak. Tápelemek azok a kémiai elemek, amelyek a sejt felépítésében vesznek részt. A makrotápanyagok (C, O, H, N, P, S) a sejtekben viszonylag nagy hányadban vannak jelen, a mikrotápanyagokból (Fe, Mg, Zn, stb.), csak kisebb mennyiségre van szükség. Kézenfekvő, hogy az ideális táptalaj elemösszetételét a fogyasztó mikroorganizmusok genomiálisan meghatározott tápanyagigénye adja meg [1,2]. 2

A biológiailag bontható nem mérgező tápanyagokon élő biomassza sejtszaporodási kinetikáját a Monod-egyenlet írja le [2]: dx dt = μ X (1) ahol X a pillanatnyi sejtkoncentráció, μ a fajlagos növekedési sebesség. Az 1. egyenlet állandó μ értékkel, csak a növekedés egy korlátozott szakaszára az ún. exponenciális növekedési fázisra érvényes. Feltéve, hogy az exponenciális növekedési szakasz korlátozott időtartamát az okozza, hogy egy esszenciális szubsztrát (az ún. limitáló szubsztrát) nem áll megfelelő mennyiségben a mikroorganizmusok rendelkezésére, a fajlagos növekedési sebesség értéke a limitáló szubsztrát koncentrációjának függvényében a következőképpen módosul: S μ = μ max (2) K S + S ahol μ max a maximális fajlagos növekedési sebesség, S a limitáló szubsztrát koncentrációja, K S az ún. féltelítési állandó (az a szubsztrát koncentráció, amelynél a fajlagos növekedési sebesség a maximális érték fele). Az eleveniszapos szennyvíztisztítás megfelelő működésének alapvető feltétele, hogy a bioreaktorokban történő szubsztrát eltávolítás hatékony legyen. A Monod-egyenlet értelmében a szubsztrát eltávolítás mellett a biomassza tömege növekszik. Az egységnyi szubsztrátfogyásra eső sejttömeg növekedés a hozam (Y) [2]: dx ds = Y (3) A stacionárius állapot fenntartásának érdekében a termelődött biomassza-hányadot el kell távolítani az eleveniszapos rendszerből, ez az ún. fölösiszap. A fölösiszap kezelése ill. elhelyezése az üzemeltető fontos feladata. Az iszapelvétel meghatározza az ún. iszapkort (SRT - Sludge Retention Time): V X SRT = (4) w X + Q fölös X lebegő ahol V a bioreaktor térfogata, X a biomassza koncentrációja a bioreaktorban, w a fölösiszap elvétel térfogatárama és X fölös a biomassza koncentrációja a fölösiszapban, Q az elfolyó térfogatáram. Az elfolyó szennyvíz lebegőanyag tartalma (X lebegő ) az iszapelvétel üzemeltető szándékától független része, ami magas koncentráció esetén az iszapkort jelentősen csökkentheti. 3

Az iszapkor nagysága meghatározza, hogy mely szervezetek képesek elszaporodni az adott bioreaktorban, ugyanis az SRT reciproka megadja azt a minimális fajlagos növekedési sebességet, amely ahhoz szükséges, hogy a bioreaktorból ne mosódjon ki a mikroorganizmus [1,2]. 2.1.2. A bioreaktor elrendezés szerepe 2.1.2.1. A reaktortagolás hatása a szubsztrát eltávolítás hatékonyságára A bioreaktorok megfelelő kialakításával a biológiai tisztítás hatásfoka jelentősen intenzifikálható. A reaktorterek megosztásával, anaerob ill. anoxikus zónák beiktatásával az eleveniszapos technológia igen sokoldalú felhasználására nyílik lehetőség. A reaktortervezés alapegyenleteit felhasználva három különböző reaktorelrendezés (CSTR Completely Stirred Tank Reactor, azaz tökéletesen kevert tartályreaktor, ideális csőreaktor, ill. sorba kapcsolt reaktorok) esetén, S 0 befolyó és S e elfolyó koncentráció mellett a következő tartózkodási időket kapjuk [3]: CSTR: (5) Ideális csőreaktor: (6) Sorba kötött reaktorok: (7) 1 τ = τ = τ = ( r ) S0 s Se 1 r ds S ( ) e n s 1 i= 1 ( r ) s ( S S ) 0 Sei e ( S S ) ahol: r s - a szubsztrát fogyás sebessége S 0 - a befolyó szubsztrát koncentráció S e - az elfolyó szubsztrát koncentráció S ei - az i-edik reaktor elfolyó szubsztrát koncentrációja τ - tartózkodási idő Megállapítható tehát, hogy a megfelelő szubsztrát-eltávolítás paramétereivel rendelkező három rendszer közül az ideális csőreaktor igényli a legkisebb tartózkodási időt (ld. 2. ábra) [3]. A gyakorlatban az ideális csőreaktor nem valósítható meg, ezért bioreaktor kaszkádokkal csökkentik a tartózkodási időt. A CSTR tagolása a következő eredményekkel járhat: ei 1 ei azonos méretű bioreaktorban, azonos befolyó árammal nagyobb hatékonyságú tisztítás valósítható meg, azonos tisztítási hatékonyság mellett, azonos méretű reaktorban nagyobb befolyó vízmennyiség tisztítható, 4

azonos minőségű és térfogatáramú tisztítás elvégezhető kisebb össz-reaktortérfogat mellett. Ideális csőreaktor Reaktor kaszkád CSTR 1/-r s S e S 0 2. ábra. A megfelelő tisztítási hatékonyság eléréséhez szükséges tartózkodási idők összevetése 2.1.2.2. A szelektoros technológia alapjai A szelektoros rendszerek (ld. 3. ábra) a sorba kapcsolt reaktorok egy fajtájának tekinthetők. Az ilyen technológiáknál a tisztító medencék előtt sorba kötve egy elkülönített tér, az ún. szelektor helyezkedik el. Befolyó Szelektor További Utóülepítő bioreaktorok Tisztított víz Iszaprecirkuláció Fölösiszap elvétel 3. ábra. Szelektoros rendszer kapcsolási sémája Az elkülönített szelektortérben a további bioreaktorok környezeti paramétereitől (tápanyag-koncentráció, oxigén-koncentráció, stb.) eltérő értékeket lehet fenntartani. Ilyen módon bizonyos egyébként a rendszerből kimosódó, ill. csekély hatékonysággal működő mikroorganizmusok eleveniszapban való felszaporítása (szelekciója) válik lehetővé. Szelektorok alkalmazásával jelentősen javíthatók az eleveniszap ülepedési tulajdonságai, ill. specifikus tápanyag-eltávolítási technológiák alakíthatók ki [4]. 5

2.2. A biofilmes technológia alapjai A biofilmes vagy kötöttágyas technológiákban a biomassza ún. hordozóhoz kapcsolódva vékony hártyát képez, és ilyen módon immobilizálódik. A biofilmes technológiák közül elsőként az ún. csepegtetőtestet (ld. 4. ábra) alkalmazták kommunális ill. ipari szennyvizek tisztítására. Befolyó Hordozó Levegő Elfolyó 4. ábra. A csepegtetőtest működési vázlata A csepegtetőtest fő alkotórészei a következők: hordozó, reaktor tér, szennyvíz adagoló, gyűjtő csatorna, levegőztető egység [5]. A hordozó különböző méretű és anyagú lehet (pl. fa, kő, műanyag). A szennyvíz adagoló a tisztítandó vizet a hordozóra permetezi, ami aztán végigcsurog annak felszínén. A biológiai tisztítást a hordozó felszínén megtapadt biomassza végzi. A gyűjtő csatornából egyes technológiáknál lehetőség van a tisztított szennyvíz meghatározott hányadának a befolyóba történő recirkuláltatására. A csepegtetőtestről elfolyó vizet általában valamilyen fizikai kezelésnek (ülepítés, szűrés) kell alávetni, mert a keletkezett biomassza egy része lemosódik a hordozóról és a tisztított szennyvízzel távozik a technológiából. A korszerű megoldásokban az intenzív anyagátadásra ill. szükség szerint levegőztetésre alkalmas bioreaktort megtöltik a hordozóval (ld. 5. ábra). Ennek anyaga és mérete különböző lehet (homok, égetett agyag ill. gránit golyók, 0,6-6 mm átmérő tartományban). A tisztítandó szennyvizet a hordozóba vezetik és elosztják, a betáplálás helye (felül, alul) ill. ennek megfelelően a folyadékáramlás iránya (lefele ill. felfele áramló) technológiánként változhat [5]. A biomassza a hordozóhoz kötve növekszik, és ennek nyomán a tisztítás során keletkezett biomassza a hordozóban lévő csatornázatot eltömheti, ezért időszakosan szükséges annak eltávolítása, amit általában a kötöttágy ún. visszamosásával végeznek, nagy folyadék ill. levegő térfogatáram terheléssel végzett rövid idejű üzemeltetéssel. 6

Elfolyó Hordozó Levegő (opcionális) Befolyó 5. ábra. Alsó betáplálással üzemelő kötöttágyas bioreaktor sémája A biofilmes rendszerek esetében a technológia hatékonyságát jelentősen befolyásolja, hogy a tisztítandó szennyvíz mekkora felületen érintkezik a hordozóhoz kötött biomasszával, ennek megfelelően a viszonylag nagy fajlagos felülettel rendelkező hordozó anyagok alkalmazása célszerű. A biofilmes rendszerek esetében jelentős különbség az eleveniszapos technológiához képest, hogy a biofilmen belüli transzportfolyamatok ill. a diffúzió jelentősen befolyásolja a technológia működését. A biofilm szerkezetét és a benne kialakuló koncentráció viszonyokat a 6. ábra szemlélteti. A biofilm felszínén lamináris folyadékréteg alakul ki, melyben az anyagtranszportot a diffúzió határozza meg. A biofilm belsejében a koncentráció profilt a diffúzió és a szubsztrát fogyás együtt alakítja ki. A biofilmben steady-state állapot esetén a diffúziós anyagtranszport kiegyensúlyozza a biomassza szubsztrát fogyasztását, ekkor felírható a (8) egyenlet [6]. d 2 S D 2 dx S = X B qbs S K S + S S (8) ahol D a diffúziós állandó, x a hordozó felülettől való távolság a biofilm rétegben, S S a szubsztrát koncentráció, X B az aktív biomassza koncentráció a biofilmben, q B a maximális szubsztrát eliminációs sebesség a biofilmben, K S pedig a szubsztrátra vonatkozó féltelítési állandó. 7

Hordozó Lamináris folyadékréteg Szubsztrát hiányos zóna Szubsztráttal ellátott zóna Turbulens folyadékfázis Biofilm S Biofilm Turbulens folyadékfázis S 1 S 2 S 3 Lamináris folyadékréteg S 1 < S 2 x Szubsztráttal ellátott réteg Szubsztrát hiányos réteg < S 3 6. ábra. A biofilm szerkezete és a benne kialakuló koncentráció viszonyok A 6. ábra alapján megállapítható, hogy a biofilm vastagságától ill. a diffúzió és szubsztrátfogyasztás sebességétől függően a biofilmben uralkodó koncentráció profilnak megfelelően szubsztráttal ellátott ill. szubsztrát hiányos rétegek alakulhatnak ki a biofilmben. Vastag biofilm rétegek esetében, alacsonyabb szubsztrát koncentrációk mellett a biofilmnek nagy hányada válhat szubsztrát hiányossá a hordozó felőli oldalon. A szubsztrát hiányos rétegekben a biokémiai folyamatok eltérnek a technológiában megkívánt folyamatoktól, ill. a szubsztrát hiány következtében kialakuló sejtlízis a biofilm külső rétegét és hordozóhoz való kötődését is károsan 8

befolyásolhatja. Ennek megfelelően ill. az eltömődés nyomán kialakuló rövidzárak elkerülése érdekében az üzemeltetés során a keletkezett többlet biomassza rendszeres eltávolítása, és ezáltal a biofilm ideális vastagságának és átjárhatóságának fenntartása a működés hatékonyságának szempontjából rendkívül fontos [7]. A biofilmes technológiákat különösen előnyösen alkalmazzák olyan esetekben, amikor a tisztítás érdekében lassan szaporodó biomassza fenntartása szükséges (pl. nitrifikáció, toxikus anyagok eltávolítása). Előnye az eleveniszapos rendszerhez képest, hogy a biomassza immobilizálása által a reaktorokban igen nagy (az eleveniszapos rendszerekben jellemzően fennálló iszap tartózkodási időkhöz képest többszörös) biomassza tartózkodási idő alakítható ki. 2.3. A biológiai tápanyag eltávolítás folyamatai 2.3.1. Nitrogén körforgalom a biológiai rendszerekben A szennyvíz nitrogén tartalmának csökkentése rendkívül lényeges a befogadó vízbázis ökológiájának védelme érdekében. Az élővizekbe bocsátott nagymennyiségű nitrogén eutrofizációt okoz, a szabad ammónia pedig már kis koncentrációban (1 mg/l NH 4 -N azaz 1 mg/l ammónia formában jelenlévő nitrogén) is letális a halakra [8]. Asszimiláció Szerves nitrogén Ammonifikáció Asszimiláció NO - 3 N 2 Nitrogén fixálás NH 3 Nitrifikáció Redukció Denitrifikáció NO - 2 Asszimilatív redukció Nitrifikáció 7. ábra. A nitrogén körforgalma 9

A biokémiai folyamatok nitrogén körforgalmának alapsémáját a 7. ábra szemlélteti. A szennyező anyagok szerves nitrogén tartalma jellemzően amino csoportokat (-NH 2 ) alkot. Az amino csoportot tartalmazó szerves vegyületek biológiai lebontása során az amino csoport ammóniává konvertálódik az ún. ammonifikációs folyamatokban. Mivel a szennyvízelvezető- és csatornarendszerekben aktív bomlási folyamatok zajlanak, a szennyvíztisztító telepekre bejutó kommunális szennyvíz nitrogén tartalmának túlnyomó része ammónia formájában van jelen. Az eleveniszapban megtalálható baktériumok a nitrogént az ammóniából képesek asszimilálni. Amennyiben a tisztítandó szennyvízben a baktériumok növekedéséhez megfelelő mennyiségű ammónia, vagy szerves nitrogén nem áll rendelkezésre, nitrát vagy nitrit azonban elérhető, a mikroorganizmusok az ún. asszimilatív redukción keresztül a nitrátot ill. nitritet ammóniává konvertálják, amit később asszimilálnak [1]. A kommunális szennyvíz az esetek döntő többségében a sejtszintézishez szükséges mennyiségen túl jelentős mennyiségben tartalmaz többlet ammóniát (ekkor a szennyvíz szén/nitrogén aránya magasabb az ideálisnál). A többlet nitrogén eltávolítása a tisztítási technológiákban a nitrifikáció ill. denitrifikáció útján történik. Megjegyzendő, hogy a nagy ammónia koncentrációjú szennyvizek tisztítása során a nitrogén asszimilációja nagyságrendekkel elmaradhat a nitrifikáció/denitrifikáció folyamatán keresztül eltávolított nitrogén mennyiségéhez képest. Ezek alapján a biológiai nitrogén eltávolítás három alapvető folyamata a következő: Ammonifikáció: a lebontási folyamatok során az aminok az ammonifikáción keresztül ammóniává konvertálódnak Nitrifikáció: az aerob autotrof nitrifikáló mikroorganizmusok az ammóniát nitráttá alakítják Denitrifikáció: fakultatív aerob mikroorganizmusok oxigén hiányában a nitrátot nitriten keresztül nitrogén gázzá redukálják. 2.3.2. Nitrifikáció A nitrifikáció alatt azon bioreakciók összességét értjük, melyek során a vízben oldott ammónia végső soron nitráttá oxidálódik, azaz az ammónia-nitrogén (NH 4 -N) nitrát nitrogénné (NO 3 -N) konvertálódik [1]. Ezen átalakításra autotrof és heterotrof mikroorganizmusok egyaránt képesek [9]. Annak ellenére azonban, hogy több száz heterotrof mikroorganizmus bizonyult alkalmasnak az ammónia nitrit konverzióra [10], a természetben és ezen belül a biológiai szennyvíztisztító rendszerekben a heterotrof mikroorganizmusok által végzett ammónia nitrit konverzió elhanyagolható az autotrof nitrifikáció folyamatához viszonyítva [11]. Ennek 10

következtében a biológiai szennyvíztisztító rendszerekben lejátszódó nitrifikációs folyamatokat alapvetően két mikroorganizmus csoport: a Nitrosomonas és a Nitrobacter nemzetségek tevékenységének tulajdonítják (ld. 9-11. egyenletek) [12]. Ennek az elképzelésnek megfelelően az ammónia nitráttá történő konverziója a következőképpen zajlik: NH + 4 + 1,5 O 2 Nitrosomonas NO - 2 2H + + H 2 O + 275 kj (9) NO - 2 + 0,5 O 2 Nitrobacter NO - 3 + 75 kj (10) NH + Nitrosomonas 4 + 2 O 2 NO - 3 + 2H + + H 2 O + 350 kj (11) és Nitrobacter A nitrifikációt végző mikroorganizmusok autotrofok, azonban bizonyíthatóan képesek szervesanyagokat asszimilálni [8]. Ennek ellenére mivel az ilyen jellegű szervesanyag felvétel mértéke elhanyagolható metabolizmusuk leírása során az esetek döntő többségében úgy tekintik, hogy szénforrásként csupán szén-dioxidot használnak, amit a szennyvízben karbonát ionból nyernek. A nitrifikáció folyamata során felszabaduló energia sejtszintézisre fordítódik, mivel azonban mennyisége a szaporodás szükségletéhez képest viszonylag kicsi, a hozam igen alacsony. A nitrifikáció ennek megfelelően csupán kismértékű iszapszaporulatot eredményez. Műveleti szempontból a nitrifikáló mikroorganizmusok legfontosabb tulajdonságai a következők: szaporodási sebességük jelentősen kisebb a heterotrof mikroflóra átlagos szaporodási sebességénél aerobok, oxigénigényük igen magas toxikus hatásokkal szemben igen érzékenyek A nitrifikáló mikroorganizmusok e tulajdonságait a nitrifikációs technológiák megtervezésénél minden esetben szem előtt kell tartani. 2.3.2.1. A nitrifikáló mikroorganizmusok maximális fajlagos szaporodási sebessége A nitrifikáló mikroorganizmusok fajlagos szaporodási sebessége a 2.1.1. fejezetben ismertetett Monod-modellel adható meg. A hőmérsékletfüggésre vonatkozó, szakirodalomban található összefüggéseket az 1. Táblázat ill. a 8. ábra foglalja össze. A 8. ábra alapján megállapítható, hogy a nitrifikáló mikroorganizmusok maximális fajlagos szaporodási sebessége 11

a vonatkozó szakirodalomban a viszonylag nagy eltérések ellenére 20 C hőmérsékleten minden esetben 1 1/d alatt maradt, holott ez az érték heterotrof mikroorganizmusok esetében közelíti 6 1/d értéket. Ennek megfelelően a 2.1.1. fejezetben leírtak alapján kiszámolható, hogy adott hőmérsékleten a nitrifikáló biomassza rendszerben tartásához szükséges minimális iszap tartózkodási idő többszörösen, közel egy nagyságrenddel meghaladja a heterotrof biomasszára vonatkozó értékét. 1. Táblázat. A nitrifikáló mikroorganizmusok szaporodási sebességének hőmérséklet függése Irodalmi hivatkozás Downing and Hopwood [13] US EPA [14] Painter and Loveless [15] BioWin [16] Szaporodási sebesség hőmérséklet függése (0,18) e 0,12(T-15) (0,47) e 0,09(T-15) (0,18) e 0,0729(T-15) (0,9) 1,072 (T-20) μmax (1/d) 2.0 1.8 1.6 1.4 1.2 1.0 0.8 0.6 0.4 0.2 0.0 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 Downing et al. (1964) US EPA (1975) Painter et al. (1983) BioWin (2004) Hőmérséklet ( C) 8. ábra. A nitrifikáló mikroorganizmusok szaporodási sebességének hőmérséklet függése 2.3.2.2. A nitrifikációt befolyásoló tényezők A nitrifikációt végző mikroorganizmusok esetében a 2.1.1. fejezetben ismertetett fajlagos növekedési sebességet (μ a ) kifejező Monod-egyenlet a következőképpen írható fel [1]: 12

S S NH O μ a = μ A (12) K NH + S NH K OA + SO ahol az ammónia koncentráció (S NH ) ill. az oxigén koncentráció (S O ) limitáló hatását vesszük figyelembe. Megjegyzendő, hogy speciális esetben a szénforrásként hasznosuló széndioxid is limitáló szubsztrát lehet, azonban a szennyvizek karbonát-tartalma az esetek döntő többségében elegendő arra, hogy a nitrifikáló mikroorganizmusok szénforrás igényét fedezze. A nitrifikációt végző mikroorganizmusok szaporodási sebessége jelentősen függ az oldott oxigén koncentrációjától. Az oxigénre vonatkozó féltelítési állandó (K SO ) a nitrifikáló mikroorganizmusok esetében 0,4-1,5 mg/l közötti értéket vesz fel [17,18] (számításoknál általánosan alkalmazott értéke 0,75 mg/l [19]), ugyanakkor a heterotrof eleveniszap biomasszára vonatkozó érték általában 0,2 mg/l alatt van. Ebből következően a nitrifikáló biomassza jelentősen érzékenyebb az oldott oxigén hiányra, mint a heterotrof mikroorganizmusok. Nitrosomonas Nitrobacter mg oxidált N/mg TKN 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0,0 6 7 8 9 ph mg oxidált N/mg TKN 2,0 1,8 1,6 1,4 1,2 1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 6 7 8 9 ph 9. ábra. A Nitrosomonas és a Nitrobacter metabolikus aktivitásának ph függése A nitrifikáló mikroorganizmusok számára optimális ph érték az irodalom szerint 7,2-8 tartományba esik (ld. 9. ábra), ezen kívül a nitrifikáció igen érzékenyen reagál a ph változásaira [20]. A nitrifikáció a ph-t csökkenti (ld. 9-11. egyenletek), a keletkező nitrit-, ill. főképpen H + ionok a nitrifikáló baktériumokra gátló hatást fejtenek ki. A rendszer elsavanyodása a szabad széndioxid tartalom (bikarbonát csökkenése), a nitrifikálók szénforrásának csökkenésével is jár. A nagyobb ph értékeknél (> 8,5) a nitrifikálók energia forrása az NH + 4 ion részben NH 3 formába van jelen és az ammónia a nitrifikálókra mérgező hatást fejt ki. Ennek megfelelően a hatékony nitrifikáció fenntartásához szükséges az adott közeg stabil ph-értékének megfelelő kontrollja. 13

2.3.2.3. A nitrifikációt gátló anyagok szerepe Az ipari eredetű szervesanyagok (Tiourea, allil-tiourea, 8-hidroxi kinolin, fenol és klórfenol származékok, stb.) már kis (akár néhány mg/l-es) koncentrációban jelentősen gátolják a nitrifikációt. Miután a nitrifikációs folyamat jellegzetesen érzékeny a mérgező anyagokra, a kommunális szennyvízzel könnyen érkezhetnek olyan szerves anyagok (olaj-szennyeződés, növényvédőszer, festékmaradék stb.), amelyek gátló hatást fejtenek ki. Nem ritka jelenség, hogy alapvetően kommunális szennyvíztisztító telepen a nitrifikáció sebessége a hőmérséklet csökkenéstől függetlenül is jelentősen lecsökken. Ez a jelenség inhibíciós hatásokra vezethető vissza. Az inhibíciós hatás gyakran csak átmenetileg jelentkezik, ill. meghatározott idő alatt a nitrifikáló biomassza adaptálódhat bizonyos toxikus szennyezőkhöz [21], de a nitrifikáció időleges visszaesése is elegendő ahhoz, hogy a telep üzemét megzavarja. A fentiek értelmében nemcsak az ipari, hanem a kommunális szennyvizek esetében is előfordulhat inhibíciós hatás. Ez elsősorban olajszármazékoktól, és háztartási vegyipari termékektől ered. Az esetek nagy részében a nitrifikáció teljes lemérgezéséről nincs szó, csak a folyamat részleges gátlása fordul elő. A nitrifikációt gátló tényezők közül a szerves vegyületek mellett első helyen a Nitrosomonas és a Nitrobacter tevékenységének szabad ammónia és salétromossav (HNO 2 ) által történő inhibíciója említendő. Ezen hatások természetesen erősen ph-függők [22]. 2. Táblázat. Az eleveniszapos nitrifikációt gátló szerves vegyületek [23] Gátló vegyület 75%-os inhibíciót eredményező koncentráció (mg/l) Aceton 2000 Allil-alkohol 19,5 Allil-izotiocianát 1,9 Benztiazol diszulfid 38 Széndiszulfid 35 Kloroform 18 o-krezol 12,8 Di-allil-éter 100 Diguanid 50 2,4-Dinitrofenol 460 Ditio-oxamid 1,1 Etanol 2400 Guanidin-karbonát 16,5 Hidrazin 58 8-Hidroxi-kinolin 72,5 Merkapto-benztiazol 3 Metilamin-hidroklorid 150 Metil-izotio-cianát 0,8 Fenol 5,6 14

Kálium-tiocianát 300 Szkatol 7 Na-metil-ditio-karbamát 0,9 Tio-acetamid 0,53 Tio-szemikarbazid 0,18 Tio-karbamid 0,076(!) Trimetil-amin 118 Azokat a szerves vegyületeket, amelyek jellegzetesen gátló hatást fejtenek ki a nitrogén oxidációra, a 2. Táblázatban foglalja össze. A felsorolt vegyületek elsősorban a nitrifikáció első lépését, az ammónia oxidációt gátolják, s csupán kevéssé befolyásolják a nitrit oxidáció sebességét. Mivel az utóbbi folyamat inhibitorok jelenléte nélkül is gyorsabb mint az ammónia oxidációja, a nitrifikáció során a Nitrosomonas tevékenysége az érzékenyebb, sebességmeghatározó lépés. 2.3.3. A denitrifikáció A denitrifikáció egy olyan folyamat, melynek során a nitrát, mint terminális elektronakceptor nitrit, nitrogén-monoxid és dinitrogén-oxid köztitermékeken keresztül elemi nitrogénné redukálódik. A klasszikus értelemben tárgyalt és kizárólag prokarióták révén megvalósuló biológiai denitrifikáció alapvető jellemvonása, hogy ennek során a nitrát maga, vagy annak redukciós termékei szerves, vagy néhány esetben szervetlen vegyületek oxidációjához terminális elektron-akceptorként szolgálnak. A denitrifikáció ún. anoxikus körülmények között (oxigén hiányában és nitrát jelenlétében) zajlik hatékonyan, aerob vagy mikroaerofil körülmények között a nagyon ritkán, általában elhanyagolható hányadban jelentkezik anyagcsereútként [1]. 2.3.3.1. A szerves szén szerepe A denitrifikációra képes mikroorganizmusok heterotrofok, szénforrásként valamint energianyerésre tehát szervesanyagot hasznosítanak. Az anoxikus légzési folyamatokban a szervesanyagról, mint elektron donorról az elektronok a légzési traszport-láncon keresztül jutnak a nitrátra ill. nitritre, mint terminális elektron-akceptorokra. A szervesanyag lebontása ennek megfelelően kulcsfontosságú a denitrifikációs folyamatokban, szervesanyag hiányában a sejtek az endogén metabolizmus fázisába lépnek, amely során saját sejtanyagaikat fordítják energiahasznosításra [1]. 15

A heterotrof mikroorganizmusok denitrifikáló állapotára felírt Monod-egyenlet, amely figyelembe veszi a szerves szenet és a nitrátot, mint feltételezhetően limitáló szubsztrátokat, valamint az oxigént, mint inhibitort, a következő: μ h S K S OH NO = μ H g K S S η S K OH S (13) + + O K NO + S NO S ahol μ h a heterotrof mikroorganizmusok fajlagos növekedési sebessége, μ H a maximális fajlagos növekedési sebesség, S S a rendelkezésre álló denitrifikációhoz hasznosítható szénforrás, K OH a heterotrof mikroorganizmusok oxigénre vonatkoztatott féltelítési állandója (amely jelen esetben inhibíciós koefficiensként funkcionál), S NO a nitrát koncentráció, K NO a nitrátra vonatkozó féltelítési állandó, η g pedig az anoxikus növekedés korrekciós faktora [19]. Ez utóbbi azért szükséges, mert az adott mikroorganizmus aerob növekedési sebességét redukálja a kisebb mennyiségű kinyerhető energia. Denitrifikációra elsősorban a könnyen biodegradálható szubsztrátok alkalmasak (pl. ecetsav, metanol, etanol). Ezek megfelelő koncentrációjú jelenléte elengedhetetlen a hatékony denitrifikáció kialakításához. A folyamat sztöchiometriájából adódóan a denitrifikáció során 1 mg/l nitrát nitrogén eliminációjához 2,86 mg/l KOI ekvivalens denitrifikációra alkalmas szerves szubsztrát szükséges [24]. 2.3.3.2. Az oxigén szerepe A denitrifikáló mikroorganizmusok fakultatívan aerob szervezetek, terminális elektron akceptorként nitrátot és nitritet is felhasználhatnak, amennyiben oxigén nem áll rendelkezésre. Oxigén jelenlétében denitrifikációs folyamatok nem zajlanak, mivel az energianyereség a sejtek számára az aerob folyamatokban jelentősen nagyobb, mint a nitrogén-oxidok redukciójakor, valamint az oxigén gátló hatást fejt ki a denitrifikációban résztvevő enzimekre. Annak ellenére hogy olyan mikroorganizmusokat is azonosítottak, amelyek képesek aerob körülmények között denitrifikálni [25], az oxigén gátló hatása diszperz sejtes kultúrában már 0,1 mg/l oldott oxigén koncentráció mellett is jelentős lehet [11]. Az oxigén denitrifikációs folyamatokra gyakorolt hatása eleveniszapos rendszerek esetén a (14) egyenlettel közelíthető [26,27]: 16

r D 1 = rd, max (14) SO 1+ K OInh ahol r D a denitrifikációs sebesség adott oldott oxigén koncentráció mellett, r D,max a denitrifikációs sebesség oxigénmentes környezetben, S O az oldott oxigén koncentráció, K OInh az oxigénre vonatkoztatott inhibíciós állandó. Az anoxikus növekedés oxigénre vonatkoztatott inhibíciós állandóját a szakirodalomban többen egyenlőnek tekintették az aerob növekedés féltelítési állandójával [27], mivel ennek értéke meghatározhatja mind a mikroorganizmus oxigén iránti affinitását, mind a denitrifikációs folyamatok inhibíciójának mértékét. A használt K O2 érték széles intervalluma ismert: 0,38 mg/l [27], 0,5 mg/l [28], 0,2-0,7 mg/l [26]. Megjegyzendő, hogy az eleveniszapos rendszerek esetében a mikroorganizmusok által kialakított flokkulumokban létrejöhet oxigén-gradiens, aminek következtében a flokkulum belső, oxigénmentes részében denitrifikáció játszódhat le. 2.3.4. A biológiai foszfor eltávolítás 2.3.4.1. A biológiai foszfor eltávolítás folyamata A nitrogén mellett a szennyvíztísztítás szempontjából rendkívül lényeges, eutrofizációt okozó elem a foszfor. A biológiai ún. többletfoszfor eltávolítást az anaerob szelektoros rendszerekben metabolikus előnyt élvező mikroorganizmusok egy csoportja, a foszforakkumuláló organizmusok (PAO Phosphorus Accumulating Organisms) végzik, amelyeknek szárazanyagtartalomra vonatkoztatott foszfortartalma a 7%-ot is elérheti (átlagos heterotrof mikroorganizmusok esetén ez az arány csupán 1,5-2%). 17

Oldott, biodegradálható szubsztrátok CO2 + H2O Anaerob fermentációra képes mikroorganizmus O2 Acetát, ill. egyéb fermentációs termékek Poli-P Poli-P PHB PHB Foszfát Anaerob szakasz Többletfoszfát Aerob szakasz Poli-P [PO 4 3- ] Anaerob ill. aerob tartózkodási idő 10. ábra. A biológiai többletfoszfor-eltávolítás mechanizmusa, foszfátprofil EPBR rendszerben A többletfoszfor eltávolítás szelektorban lejátszódó anaerob szakaszában (ld. 10. ábra) a PAO-k raktározott intracelluláris polifoszfátjaik hidrolízisével energiát termelnek (ez a folyamat az ún. foszfor-visszanyomás), miközben könnyen metabolizálható szubsztrátokat (pl. acetát) vesznek fel ill. raktároznak polihidroxi-butirát (PHB) formájában. Átkerülve a levegőztetett bioreaktorokba, a PAO sejt lebontja PHB tartalmát (ezzel biztosítva a sejtosztódáshoz ill. a szintézisfolyamatokhoz szükséges energiát) ill. foszfort vesz fel, és azt polifoszfáttá alakítja. Ennek megfelelően a rendszerben a szennyvíz foszfátkoncentrációja (ld. 10. ábra) az anaerob szelektorban emelkedik, az aerob reaktorokban pedig a megelőző emelkedésnél nagyobb mértékben csökken [29]. A foszfor akkumuláló mikroorgamizmusok tevékenységét a biológiai foszfor eltávolításra alkalmas technológiákban, az ún. EPBR (Enhanced Biological Phosphorus Removal) rendszerekben alkalmazzák. 2.3.4.2. A glikogén akkumuláló mikroorganizmusok metabolizmusa A biológiai többletfoszfor eltávolítással kapcsolatos kutatások során megfigyelték az ún. glikogén akkumuláló mikroorganizmusokat (GAO). Bizonyos körülmények között ugyanis azt tapasztalták, hogy az EPBR rendszerekben a foszforeltávolítás hatásfoka jelentősen romlott, ugyanakkor az anaerob szelektorban az acetátfogyás (ami addig egyértelműen a PAO-k jelenlétét volt hivatott bizonyítani) nem változott [30]. Ez a kísérleti eredmény utalt arra, hogy létezik a PAO-kon kívül egy másik olyan baktériumcsoport, amely anaerob körülmények között képes 18

könnyen biodegradálható szubsztrátok felvételére. A további kutatások kimutatták, hogy ez a bizonyos baktériumcsoport nagymennyiségű intracelluláris glikogéntartalommal rendelkezik, és hogy anaerob körülmények között ennek a glikogéntartalomnak a hidrolízise biztosítja az energiaszükségletet [31]. Könnyen biodegradálható szerves savak (pl. acetát), cukrok (pl. glükóz) Glikogén Glikogén PHA PHA Glikogén Anaerob szakasz Aerob szakasz Intracelluláris szénhidráttartalom Intracelluláris PHA tartalom Anaerob ill. aerob tartózkodási idő 11. ábra. A glikogén akkumuláló mikroorganizmusok metabolizmusa A 11. ábrán a glikogén akkumuláló mikroorganizmusok metabolizmusát szemléltettük. Az anaerob tartózkodás során a GAO-k intracelluláris glikogéntartalmuk bontásával energiát nyernek, amit szubsztrátfelvételre ill. a polihidroxialkanoátok (PHA) szintézisére fordítanak. Aerob körülmények közé kerülve a PHA lebontása szolgáltatja a szaporodáshoz és az intracelluláris glikogéntartalom ( glycogen-pool ) újraszintéziséhez szükséges energiát. A GAO-k elszaporodása elsősorban tápanyaghiányos (N és/vagy P) rendszerekben jellemző, a biológiai többletfoszfor eltávolítást kompetitíven gátolja. A tápanyaghiány határértékének a szakirodalom [32] a 0,05 N/KOI ill. a 0,01 P/KOI arányokat tekinti. 2.4. A biológiai tápanyag eltávolítás technológiái 2.4.1. Eleveniszapos technológiák 2.4.1.1. Teljesítendő követelmények Az eleveniszapos nitrogén eltávolítási technológiákban a bioreaktor elrendezést oly módon alakítják ki, hogy a megfelelően csatolt aerob terekben hatékonyan lejátszódhasson a befolyó szennyvíz ammónia tartalmának nitrifikációja, a denitrifikáló terekben pedig a nitrifikált 19

szennyvíz nitrát tartalmának denitrifikációja. Az EBPR rendszerek esetében lényeges, hogy foszfor eltávolítására alkalmazott reaktorban ténylegesen anaerob körülmények uralkodjanak, és a megfelelő szénforrás rendelkezésre álljon. A technológia megtervezésénél minden esetben figyelembe kell venni az adott folyamat hatékony lejátszódásához szükséges körülményeket: A nitrifikáció hatékony lejátszódásához a megfelelő technológiai egységben az iszapkornak meg kell haladnia a nitrifikáló mikroorganizmusok adott körülmények között fennálló fajlagos szaporodási sebességének reciprokát, ami a heterotrof eleveniszap biomasszához viszonyítva relatíve magas megkívánt iszap tartózkodási időt eredményez. A nitrifikáció oxigénigénye magas, ezért a vonatkozó bioreaktorok levegőztetésének hatékonynak, a reaktorban uralkodó oxigén koncentrációnak magasnak kell lennie. A nitrifikáló mikroorganizmusok érzékenyek a toxikus anyagokra, ezért, amennyiben a befolyó szennyvíz jelentősebb mennyiségben tartalmaz ilyen anyagokat, a nitrifikációs teret meg kell előznie egy olyan technológiai egységnek, amellyel a toxikus anyagok koncentrációja a nitrifikáló mikroorganizmusok által tolerálható értékre csökkenthető. A denitrifikáció hatékonyságát jelentősen rontja az oldott oxigén jelenléte, ezért az anoxikus reaktor tervezésénél és üzemeltetésénél ügyelni kell arra, hogy a felszínről beoldódó ill. a befolyó szennyvízzel és a recirkuláltatott áramokkal a reaktorba vezetett oldott oxigén ne okozzon oldott oxigén koncentráció emelkedést. Az EBPR rendszerekben az anaerob reaktorba recirkuláltatott oxigén vagy nitrát dús szennyvíz ill. eleveniszap csökkenti a reaktor anaerobitását, és ezáltal a biológiai foszfor elávolítás hatékonyságát. 2.4.1.2. Utó-denitrifikációs technológiák Az utó-denitrifikációs technológiákban a szennyvíz rendszeren való átjutásának irányában a denitrifikáció a nitrifikációt követi, ennek megfelelően a nitrifikáló térben keletkezett nitrát a denitrifikáló térben eliminálódhat. Az ún. elkülönített utó-denitrifikáció (ld. 12. ábra) során az ammóniát nitráttá alakító lépcső és a nitrátot redukáló lépcső elvileg nem keveredik egymással, míg az ún. egyiszapos technológiában (ld. 13. ábra) a mikroflóra váltakozva kerül anoxikus ill. aerob körülmények közé [33]. Pótszénforrás Utóülepítő Közti- Előülepítő C-N ülepítő DN L Iszaprecirkuláció Iszaprecirkuláció Nyers befolyó szennyvíz Fölösiszap elvétel Fölösiszap elvétel 20

12. ábra. Elkülönített utó-denitrifikáció Pótszénforrás Előülepítő C-N DN L Utóülepítő Iszaprecirkuláció Nyers befolyó szennyvíz Fölösiszap elvétel 13. ábra. Egyiszapos utó-denitrifikáció Az utó-denitrifikációs rendszerekben az előülepített szennyvíz aerob térbe kerül (C-N), amelyben megtörténik a szervesanyag jelentős részének a lebontása valamint a nitrifikáció. Mindkét utó-denitrifikációs technológiának hátránya, hogy a rendszer elején aerob térben a denitrifikációra alkalmas szénforrás nagy része eliminálódik, így az anoxikus reaktorokban (DN) szubsztrát hiányában csupán endogén denitrifikáció mehet végbe, amelynek hatékonysága az esetek döntő többségében nem elegendő. Hatékony utó-denitrifikáció érdekében az anoxikus reaktorba pótszénforrást (metanol, etanol, ecetsav) kell adagolni. Az utó-denitrifikáló teret egy kisebb levegőztetett tér követi (L), aminek a feladata a keletkezett nitrogén gáz kihajtása a szennyvízből, és ezáltal az iszap ülepedésének javítása. 2.4.1.3. Elő-denitrifikációs technológiák Az ún. elő-denitrifikációs technológiát alkalmazó Modified Ludzack-Ettinger (MLE) technológia elvi elrendezését a 14. ábra szemlélteti [34]. Ebben az esetben a nitrát redukciót végző mikroorganizmusok számára szénforrásként a betáplált szennyvíz könnyen biodegradálható komponensei szolgálnak. A nitrifikáló tér (C-N) a szennyvíz áramlását tekintve a denitrifikáló teret (DN) követi, ennek megfelelően szükséges a nitrifikált szennyvíz recirkuláltatása a denitrifikáló egységbe. 21

Nitrát recirkuláció Utóülepítő Előülepítő DN C-N Utóülepítő Iszaprecirkuláció Nyers befolyó szennyvíz Fölösiszap elvétel 14. ábra. Az egyiszapos elő-denitrifikáció (MLE technológia) Az elő denitrifikáció alkalmazásával a pótszénforrás adagolása elkerülhető, azonban szem előtt tartandó, hogy csupán a denitrifikáló térbe recirkuláltatott nitrát denitrifikálható, ennek megfelelően a nitrogén-eltávolítás maximális hatékonyságát megszabja az iszaprecirkuláció ill. a nitrát recirkuláció aránya. Ennek kiküszöbölésére az ún. kombinált elő-utó denitrifikációt alkalmazzák, ahol a nitrát jelentős részét elődenitrifikáció útján, a befolyó szennyvíz szénforrásával távolítják el, a maradékot pótszénforrással, vagy endogén módon egy utó denitrifikáló térben (ld. 15. ábra) [35]. Előülepítő DN C-N DN L Nitrát recirkuláció Iszaprecirkuláció Nyers befolyó szennyvíz Fölösiszap elvétel 15. ábra. Kombinált elő- utó-denitrifikáló technológia A nitrogén-eltávolítási technológiák üzemeltetési szempontból kedvező volta nagymértékben függ attól, hogy a nitrát milyen mértékben képes kiváltani a levegő oxigénjét a szervesanyag lebontásánál. Az elő-denitrifikáló térben anoxikus módon eltávolított szervesanyag tehát egyfelől a levegőztetési költséget csökkenti, másfelől az utó-denitrifikáció pót-szénforrás igényét váltja ki. 2.4.1.4. Kombinált biológiai nitrogén és foszfor eltávolítás A kombinált nitrogén és foszfor eltávolításra alkalmas rendszerek anaerob, anoxikus és aerob reaktorokat egyaránt tartalmaznak. A 16. ábrán az egyik leggyakrabban alkalmazott ún. UCT technológiát ábrázoltuk [36,37]. Ebben a technológiában mind a nitrát recirkuláció, mind az 22

iszaprecirkuláció a második (anoxikus) medencébe irányul, és az anoxikus medence elfolyójának meghatározott hányada van visszavezetve az anaerob medencébe. Így elkerülhető a nitrát anaerob medencébe való visszavezetése, és így annak anoxikussá válásával a foszfor eltávolítás leromlása. Megjegyzendő, hogy a kombinált biológiai nitrogén és foszfor eltávolítási technológiában megfelelő mennyiségű denitrifikációra ill. foszfor eltávolításra alkalmas szénforrás kell hogy rendelkezésre álljon a befolyó szennyvízben, hogy mindkét biológiai folyamat megfelelő hatékonysággal végbe menjen. ANA DN L Előülepítő Utóülepítő Iszaprecirkuláció Nyers befolyó szennyvíz Fölösiszap elvétel 16. ábra. Az UCT technológia 2.4.2. Alacsony iszapkorral üzemelő speciális nitrifikációs technológiák Az esetek döntő többségében az eleveniszapos nitrifikáció korlátozó tényezője lehet a kívánt magas iszapkor. A nitrifikáló mikroorganizmusok szakirodalomban megadott [15] maximális fajlagos növekedési sebessége alapján kiszámított minimálisan szükséges iszapkort a hőmérséklet függvényében a 17. ábra szemlélteti. Megjegyzendő, hogy mivel a maximális fajlagos növekedési sebességből kiindulva számítottuk az adatokat valós esetben a limitáló tényezők (pl. oldott oxigén koncentráció, ph, toxikus komponensek ld. 2.3.2.2. és 2.3.2.3. fejezetek) következtében a szükséges iszapkor az ábrázoltnak többszöröse lehet. 23

12.0 10.0 8.0 6.0 4.0 2.0 0.0 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 Minimális SRT (d) 30 Hőmérséklet ( C) 17. ábra. A nitrifikáló mikroorganizmusok rendszerben tartásához szükséges maximális fajlagos növekedési sebesség alapján számított minimális iszapkor A magas iszapkor fenntartása nagy térfogati ill. szennyezőanyag terheléssel üzemelő szennyvíztisztító rendszerek esetében igen nagy reaktor térfogatot igényel ill. üzemeltetési problémákat (pl. ülepítési nehézségek nagy iszapkoncentrációk esetén) okozhat. Ilyenkor a nitrifikációhoz szükséges iszapkor csökkentése vezethet hatékony nitrifikációhoz. A nitrifikációhoz szükséges iszapkor csökkentésének hatékony módja, ha az eleveniszapos rendszerbe egy másik technológiai egységből származó nitrifikáló mikroorganizmusokat táplálunk be, azaz a rendszert beoltjuk. 2.4.2.1. A BABE technológia A BABE (Bio-Augmentation Batch Enhanced) technológiában a recirkuláltatott iszap egy részét a levegőztetett BABE reaktorba vezetik (ld. 18. ábra), amelyben relatíve magas hőmérsékleten (~30 C), az iszapkezelésből származó magas ammónia tartalmú csurgalékvíz, mint ammóniaforrás bekeverésével nitrifikáló mikroorganizmusokat szaporítanak el [38]. A nitrifikáló mikroorganizmusokban felszaporított biomassza visszakerül az iszaprecirkulációba, majd azzal együtt az eleveniszapos reaktorokba, csökkentve ezzel a nitrifikációhoz szükséges fenntartandó iszapkort. A beoltás hatékonyságát azonban jelentősen befolyásolhatja a hőmérséklet különbség a BABE-reaktor ill. az eleveniszapos rendszer között. 24

Eleveniszapos reaktorok Utóülepítő Előülepítő Utóülepítő Iszaprecirkuláció Nyers befolyó szennyvíz BABE reaktor Iszapkezelés és víztelenítés Fölösiszap elvétel 18. ábra. A BABE-technológia 2.4.2.2. Beoltás regenerációs zónából Az aerob regenerációs zóna a recirkuláltatott iszapvonalban helyezkedik el, megelőzve annak visszajutását az eleveniszapos reaktorokba (ld. 19. ábra). A regenerációs zónában hasonlóan a BABE-technológiához az iszapkezelés csurgalékvizét ammónia forrásként felhasználva nitrifikáló mikroorganizmusok szaporíthatók el [39]. Alapvető különbség azonban a BABE technológiához képest, hogy a teljes recirkuláltatott iszapmennyiség bekerül a regenerációs zónába, valamint hogy a regenerációs zónában uralkodó környezeti paraméterek (elsősorban a hőmérséklet) gyakorlatilag megegyeznek a bioreaktorban uralkodó viszonyokkal. Ennek megfelelően feltételezhető, hogy az elszaporított nitrifikáló mikroorganizmusok döntő hányada aktív és képes nitrifikálni az eleveniszapos reaktorokban. Eleveniszapos reaktorok Előülepítő Iszaprecirkuláció Nyers befolyó szennyvíz Regenerációs zóna Iszapkezelés és víztelenítés Fölösiszap elvétel 19. ábra. Regenerációs zónát tartalmazó technológia 25

2.4.2.3. Együttesen alkalmazott eleveniszapos-biofilmes technológiák Az általános szennyvíztisztítási gyakorlatban a biofilmes egységek és az eleveniszapos technológia együttes alkalmazásának célja, hogy az eleveniszapos rendszerekben nem, vagy csak részlegesen elérhető nitrifikációt a biofilmes egységben valósítsák meg. Amennyiben nitrifikáció megfelelő mértékben lejátszódik a biofilmes egységen, az eleveniszapos rendszerben lehetőség van az iszapkor drasztikus csökkentésére, mivel a nitrifikáció által megkövetelt magas iszapkort nem szükséges fenntartani. Lehetséges megvalósítása az ilyen technológiáknak, ha csepegtetőtestet csatolnak az eleveniszapos reaktorok elé (ld. 20. ábra) [40]. A 21. ábrán vázolt technológiában a csepegtetőtest egy kombinált N és P eltávolításra alkalmas rendszerben a foszfor eltávolításra alkalmas anaerob (ANA) egység és a denitrifikációt végző reaktorok (DN) közé csatolt külső nitrifikáló egységként üzemel [41]. Kötöttágyas technológiák alkalmazása utó-nitrifikációs és denitrifikációs egységként szintén elterjedt [42]. Előülepítő Csepegtetőtest Köztiülepítő Eleveniszapos reaktorok Utóülepítő Nyers befolyó szennyvíz Biofilmen keletkezett biomassza eltávolítása Iszaprecirkuláció 20. ábra. Csepegtető test alkalmazása elő-nitrifikációra Nyers befolyó szennyvíz Köztiülepítő Csepegtetőtest Köztiülepítő Biofilmen keletkezett biomassza eltávolítása Utóülepítő Előülepítő ANA DN 21. ábra. Csepegtető test alkalmazása köztes nitrifikációs egységként A korábbiakban felsorolt, szakirodalom által tárgyalt ill. általánosan alkalmazott rendszerek közös vonása, hogy a biofilmes egységet és az eleveniszapos reaktorokat külön egységként kezelik. Annak érdekében, hogy az eleveniszapos rendszert ne terhelje, a biofilmes 26

egységben keletkező biomasszát ülepítő ill. szűrő egységekkel elválasztották, megakadályozva ezzel annak eleveniszapos rendszerbe kerülését. Daigger et al. vizsgálataiban ugyanakkor megfigyelte [43,44], hogy amennyiben az eleveniszapos rendszer elé csatolt nitrifikációra alkalmazott csepegtetőtestet nem választják el ülepítővel az eleveniszapos reaktoroktól, az eleveniszapos egységekben a nitrifikációhoz szükséges minimális iszapkor jelentősen csökken. A hatékony eleveniszapos nitrifikációt a csepegtetőtestről lemosódó nitrifikáló biomassza beoltó hatásának tulajdonította. Feltételezhető tehát, hogy amennyiben a biofilmes egység nincs ülepítővel elválasztva az eleveniszapos reaktoroktól, a lemosódó biomassza bekerül a reaktorokba, és ott életképes marad, csökkentheti a nitrifikációhoz szükséges iszapkort. A szakirodalom azonban nem tartalmazza a kombináltan alkalmazott eleveniszapos-biofilmes rendszerek adekvát matematikai leírását, ami a feltételezést bizonyíthatná. Nem bizonyított továbbá az sem, hogy a beoltás hatékony lehet olyan rendszerben is, ahol a biofilmes egység az eleveniszapos rendszer után következik, ebben az esetben ugyanis a tisztítási technológia végén az esetlegesen befolyó toxikus anyagok alacsonyabb koncentrációjához adaptálódott nitrifikáló biomassza kétséges, hogy a rendszer elején feltételezhető magasabb toxikus anyag koncentrációknál is képes aktív maradni. 27

2.5. Eleveniszapos és biofilmes rendszerek modellezése 2.5.1. Az Activated Sludge Model No.1 (ASM1) modellrendszer 1985-ben az IAWPRC (International Association on Water Pollution Research and Control) létrehozott egy nemzetközi szakértői csoportot azzal a céllal, hogy egy egységes modellt dolgozzanak ki az eleveniszapos rendszerek leírására, mely a szennyvíztisztító telepek tervezésében és üzemeltetésében egyaránt segítséget nyújt. Az ASM1 modell [19] az eleveniszapban lejátszódó szén és nitrogéneltávolítás folyamatait írja le. Alkalmazásával a korábbi ökölszabályokon alapuló tervezést fölváltotta a tisztítandó szennyvíz minőségét megfelelőképpen figyelembe vevő, hatékonyabb, modellezés segítségével optimalizált tervezés. Az ASM1 modellrendszer biológiai lebonthatóságuk szerint a szennyvíz felhasználható szervesanyagait két típusba sorolja (könnyen ill. nehezen biodegradálható szubsztrátokra). Így 13 komponens figyelembe vételével 8 folyamatot ír le, és ehhez 5 sztöhiometriai és 15 kinetikai paramétert használ. 2.5.1.1. Az ASM1 által modellezett folyamatok A modell a szervesanyag- és a nitrogéneltávolítás (nitrifikáció, denitrifikáció) leírására terjed ki. Ilyen módon a következő folyamatokat veszi figyelembe: 1. heterotrof mikroorganizmusok aerob növekedése 2. heterotrof mikroorganizmusok anoxikus növekedése 3. autotrof mikroorganizmusok aerob növekedése 4. heterotrof mikroorganizmusok sejtpusztulása 5. autotrof mikroorganizmusok sejtpusztulása 6. oldható, szerves nitrogén ammonifikációja 7. biomasszához kötött szervesanyag hidrolízise 8. biomasszához kötött szerves nitrogén hidrolízise 2.5.1.2. A modellben szereplő komponensek és kinetikai paraméterek Az ASM1 modellben használt komponensek szimbólumait illetve ezek definícióit a 3. Táblázatban foglaltuk össze. A befolyó szerves anyag KOI tartalmát frakciókra bontva lehet a modellbe betáplálni. A befolyó szennyvíz szervesanyag frakcióinak részletesebb meghatározása a következő: X I : Inert szuszpendált szerves anyagok [mg/l KOI]. A befolyó vízben levő nem biodegradálható lebegő, szerves anyagok, amelyek az iszapkor és a hidraulikai tartózkodási idő arányában dúsulnak fel a reaktorban. Csak az iszapelvétellel távolíthatók el a rendszerből. 28

X S : Biológiailag nehezen bontható szerves anyag [mg/l KOI]. Lebegő és nagy molekulasúlyú anyagok, melyek extracellulárisan hidrolizálhatók könnyen biodegradálható anyagokká. A hidrolízis sebessége lassabb a felvétel sebességénél. S I : Inert oldott szerves anyagok [mg/l KOI]. A befolyó szennyvízben levő, nem biodegradálható oldott, szerves anyagok, melyek az elfolyóval távoznak. S S : Biológiailag könnyen bontható szerves anyag [mg/l KOI]. Oldott szerves szubsztrát, amely az életfolyamatok fenntartásához és a sejtszintézishez közvetlenül felhasználható a heterotrof biomassza számára. 3. Táblázat. Az ASM1 modellrendszerben használt komponensek Jel Definíció Mértékegység X I Inert szervesanyag mg KOI/l X S Nehezen biodegradálható szervesanyag mg KOI/l S I Oldott inert szervesanyag mg KOI/l S S Oldott könnyen biodegradálható szervesanyag mg KOI/l X BH Aktív heterotrof biomassza mg KOI/l X BA Aktív autotrof biomassza mg KOI/l X P Biomassza bomlásából származó sejttörmelék mg KOI/l S O Oldott oxigén mg KOI/l S NO Nitrát és nitrit nitrogén mg N/l S NH Ammónia és ammónium nitrogén mg N/l S ND Oldott biodegradálható szerves nitrogén mg N/l X ND Nehezen biodegradálható szerves nitrogén mg N/l S ALK Alkalinitás mol CaCO 3 /l A felsorolt paraméterek együttesen adják ki a KOI gyűjtőparaméter értékét. A modell az egyes frakciókat megkülönbözteti fizikai állapotuk szerint (oldott S, nem oldott X), valamint biológiai hozzáférhetőségük szempontjából (inert I, szubsztrátként felhasználható S ). Megjegyzendő, hogy a biomassza mennyisége is szervesanyag formában, KOI-ban van megadva. A nitrogénre vonatkozó komponensek: az ammónia ill. a nitrát/nitrit (nitrogénben megadva) valamint szervesanyagokhoz kötött nitrogén oldott ill. nem oldott, nehezen biodegradálható frakcióban. 29