BMEEOVKASG3 segédlet a BME Építőmérnöki Kar hallgatói részére. Az építész- és az építőmérnök képzés szerkezeti és tartalmi fejlesztése

V Í Z

EURÓPAI UNIÓ STRUKTURÁLIS ALAPOK

É S S Z E N N Y V Í Z T I S Z T Í T Á S BMEEOVKASG3 segédlet a BME Építőmérnöki Kar hallgatói részére

„Az építész- és az építőmérnök képzés szerkezeti és tartalmi fejlesztése” HEFOP/2004/3.3.1/0001.01

1. hét: 1. előadás (2 óra) Bevezetés A víz- és szennyvíztisztítás mindazokat a műszaki beavatkozásokat jelenti, melyek segítségével részben a felhasználni kívánt, részben az emberi tevékenység következtében hulladékként megjelenő vizekben csökkenteni kívánjuk kijelölt komponensek koncentrációját. Az első csoportba tartoznak az ivóvizek, illetve kényesebb ipari technológiákhoz használatos ipari vizek, míg a második csoportba a kommunális, az ipari és mezőgazdasági szennyvizek. A víz- és szennyvíztisztításnak – bármily furcsán hangzik – több közös jellemzője van. Közösnek tekinthető az eltávolítandó komponensek viszonylag kis koncentráció értéke, különösen, ha egyéb iparágakhoz hasonlítjuk. A „kis koncentráció értékek” megjelölést természetesen nem élettani, hanem technológiai szempontból értjük. Közös tulajdonság továbbá az, hogy fizikai és kémiai eljárásokat mindkét esetben nagy számban alkalmazunk, de lényeges eltérés, hogy biológiai, mikrobiológiai megoldásokat csaknem kizárólag a szennyvíztisztításban alkalmazunk. Ennek elsősorban az az oka, hogy a mikrobiológiai folyamatok „on line” ellenőrzése ma még nem tekinthető megoldottnak, és ennek következtében a folyamatok pontos vezérlése sem oldható meg. A szennyvíztisztításnál ez nem okoz különösebb problémát, de az ivóvíztisztításnál megengedhetetlen. A víz- és szennyvíztisztításban közös az is, hogy sok tekintetben hasonló technológiai műveleteket, technológiai műtárgyakat alkalmazunk. Nagyon gyakran alkalmazzuk mindkét esetben a szilárd-folyadék fázisszétválasztást, melynek eszköz-rendszere több mint száz éve jól ismert és széleskörűen alkalmazott, ezért is kerül sor folyamatos korszerűsítésére. Az adott szakterület legjelentősebb eredménye az elmúlt 40 évben a membrántechnológiák megjelenése és folyamatos fejlődése, beleértve a fajlagos beruházási és üzemeltetési költségek jelentős csökkenését is. Sajnos az elmúlt 5-10 évben a költségek csökkenésének üteme nagyon lelassult, és a jelek szerint számunknak még viszonylag magas szinten kerül sor stabilizálódásukra. Az azonban nagy biztonsággal állítható, hogy 25-30 év elteltével nagyon kevés olyan víz- és szennyvíztisztító telep működik majd Európában és Észak-Amerikában, mely nem alkalmaz valamilyen formában membrántechnológiát. A víztisztítás alkalmával gyakran okoznak problémát a vízben oldott gázok (szén-dioxid, metán). Ezzel szemben az aerob szennyvíztisztításban rendkívül nagy mennyiségű energia befektetésével próbáljuk elérni, hogy a megfelelő mértékű tisztításhoz elegendő oxigén gázt tudjunk beoldani a vízbe. Vízben jól oldódó gázt (szén-dioxid) kell eltávolítanunk, és vízben rosszul oldódót (oxigén) kell beoldanunk nagy mennyiségben a vízbe. Nem véletlen, hogy az ismert megoldások tökéletesítésével fejlesztő mérnökök százai foglalkoznak több mint száz éve a világon. A víz- és szennyvíztisztítás ma már nagyon jó üzlet. A technológia szállítók piacán nagy a verseny. Magyarországon a következő 10-15 évben 1000 milliárd Ft-t meghaladó értékben valósulnak meg beruházások, jelentős EU támogatással. Rendkívül fontos tehát, hogy műszaki szakembereink képesek legyenek a tisztítási technológiák megvalósulása szempontjából fontos folyamatok szempontjából értékelni a felkínált eljárásokat,

megoldásokat. A kurzus célja elsősorban a lejátszódó alapfolyamatok alapos megismertetése a hallgatókkal. VÍZTISZTÍTÁS Az ivóvíz fogalma, szabályozások Az ivóvíz az emberi szervezet számára nélkülözhetetlen tápanyag. Az emberi eredetű szennyezések következtében a természetben található vizek jelentős része azonban közvetlen emberi fogyasztásra alkalmatlan. Kutatások eredményeképpen bebizonyosodott, hogy bizonyos típusú természetes eredetű szennyezőanyagok is előfordulhatnak olyan mértékben a vízben, hogy azok tartós fogyasztása a szervezetre káros lehet. A következőkben áttekintjük azokat a technológiákat, amelyekkel az ún. nyersvizekből ivóvizet tudunk előállítani. Először azonban definiálnunk kell, hogy mit is jelent az a fogalom, hogy „ivóvíz”. Az a víz, amely megfelel az aktuális ivóvízszabvány követelményeinek, ivóvíznek tekinthető. Az ivóvízellátás lehet egyedi kutas, illetve közüzemi. A magyarországi helyzet vezetékes vízzel való ellátottság szempontjából megfelelőnek tekinthető, hiszen a lakosok számának tekintetében • • •

84-86% - a vezetékes víz a lakóépületbe bevezetésre került további 4-6% - a vezetékes víz a lakótelekre bevezetésre került további 4-6% - az utcában van vezetékes ivóvíz, a lakótelektől 100 – 150 méteren belül vízvételi lehetőség van

Az ivóvízzel szembeni elvárások a következők: • színtelen • szagtalan • kellemes ízű • hőmérséklete: 8 – 12 °C • ne tartalmazzon o kórokozó mikroorganizmusokat o mérgező anyagokat o lebegőanyagot, vagy egyéb zavarosságot okozó anyagot o kellemetlen szagot vagy ízt okozó anyagot • ne legyen nagy a sótartalma • ne legyen nagy a szerves anyag tartalma Az ivóvizek minőségével kapcsolatos szabályozások a különböző ajánlásokon, illetve szabványokon keresztül történnek. Mint ahogy a nevükben is szerepel: az ajánlás nem kötelező érvényű, a szabvány azonban kötelező érvényű szabályozási eszköz. A WHO (World Health Organization – Egészségügyi Világszervezet) ajánlásai azonban nagy befolyással vannak az egyes szabványokban meghatározott határértékekre, így ezek az ajánlások végeredményben beépülnek az egyes szabványokba. Kiterjedés szerint három csoportba sorolhatjuk a szabályozásokat:

• • •

globális (világméretű); pl.: WHO Guidelines (Az Egézségügyi Világszervezet ajánlásai) regionális; pl.: EU Direktívák (Szabvány) országos szabványok

Az ivóvíz minőségére vonatkozó szabványok az egyes komponensek maximálisan megengedhető koncentrációit (MAC érték) határozzák meg. Az adott határértékek rendszeresen felülvizsgálatra kerülnek és a legújabb kutatási eredmények alapján sor kerül változtatásukra (általában szigorításukra). A ’70-es és a ’80-as években a hazai ivóvízszabvány (MSZ 445-1978, MSZ 445-1989) kialakításakor a WHO irányelveit vették figyelembe. Az EU csatlakozás miatt azonban a ’90es évek második felétől már az EU Direktívák váltak irányadóvá. Az ivóvíz minőségére vonatkozó előírásokat jelenleg a 201/2001. sz. Kormányrendelet szabályozza, amely 2001. októberében lépett életbe. Az EU Direktívák átvétele jelentős változást okozott a hazai ivóvízszabvány teljesíthetőségében, mivel számos komponens tekintetében a 201/2001-es Kormányrendelet jóval szigorúbb határértéket ír elő, mint az azt megelőző MSZ 445. Számos települést érint, és különös problémát jelent ez az arzén, az ammónium ion, a vas- és a mangán tekintetében. A rendelkezésre álló vízbázisok Az ivóvíz előállításához a nyersvizet felszíni vagy felszín alatti vízbázisokból nyerhetjük. Magyarországon az ivóvízellátásban meghatározó szerep jut a felszínalatti vizeknek. A felszíni vízből származó ivóvíz aránya a nyolcvanas években sem érte el a 15%-ot, napjainkban pedig 5-6% között változik. A nagymértékű csökkenés oka elsősorban a kilencvenes években bekövetkezett ivóvízfogyasztás csökkenésben keresendő. A Balaton térségében, az Északi Középhegységben és a Szolnokon létesített felszíni-víz tisztító üzemek ma is termelnek, hiszen az adott térségekben nem állnak rendelkezésre felszínalatti vizek megfelelő mennyiségben és minőségben. A felszíni vízbázisok körébe tartoznak: • tározók, • tavak és • folyók. Az ivóvízellátásban felhasználásra kerülő felszínalatti vizek alapvetően négy csoportba sorolhatók: • talajvíz • mélységi vizek • parti szűrésű víz • karsztvíz. A talajvizek részesedése az ivóvízellátásban ma már nem nevezhető jelentősnek, melynek elsősorban az az oka, hogy a talajra jutott, vagy a talajban nem megfelelő körültekintéssel elhelyezett szennyezőanyagok, valamint a növénytermesztésben alkalmazott műtrágyák egy része eljutott a talajvízbe. Az ország nagy területén a rendelkezésre álló talajvizek a vezetékes ivóvízellátásba csak költséges vízkezelési technológiák alkalmazását követően vonhatók be.

Az elmúlt 15-20 évben több vízmű-telep működését kellett leállítani, szüneteltetni, vagy korlátozni a víz határértéket meghaladó nitrát tartalma miatt. A Mecsek, a Dunántúli Középhegység, az Aggteleki Karszt és a Bükk karsztvíz tartóiban található karsztvíz egy részét rendszeresen felhasználjuk a lakossági ivóvízellátásban. Karsztvizeink minősége az esetek többségében az ivóvízellátás céljaira megfelel, a fertőtlenítésen kívül egyéb vízkezelési technológia alkalmazása nem szükséges. A karsztvíztartók vízgyűjtő területén azonban nem mindenütt fordítanak megfelelő figyelmet a vízbázisvédelemre, és ennek következtében fennáll a vízkészletek elszennyeződésének veszélye. A Balaton-felvidéken egyes karsztvíz tartókban a nitrát ionok koncentrációja meghaladja a hazai ivóvízszabványban rögzített határértéket. Magyarország területének nagy részén a mélységi vizek - ha nem is mindig elegendő mennyiségben és megfelelő minőségben - megtalálhatók, és elsősorban ez indokolja, hogy részesedésük a lakosság ivóvízellátásában meghaladja a 30%-ot. A rétegvizek széleskörű felhasználását az is indokolja, hogy a védett víztartókból kitermelt víz utánpótlódása lassú folyamat, ezért jelenleg felszíni eredetű, antropogén szennyezés a vízben nem található. Néhány komponens koncentrációja azonban - annak ellenére hogy természetes eredetű meghaladja az ivóvízszabvány határértékeit, így vízkezelési technológia alkalmazása szükséges annak érdekében, hogy a kitermelt víz ivóvízként felhasználható legyen. A lakosság vízellátásában több mint 40%-kal részesednek partiszűrésű vizeink. Partiszűrésű vízbázisaink a Duna, a Dráva a Rába és a Hernád mentén találhatók. Bár a partiszűrésű vizek minősége mind a folyó, mind a hátoldal felől érkező szennyezőanyagokkal szemben nem eléggé védett, egy-két kivételtől eltekintve szerves és szervetlen mikroszennyezők, kellemetlen szagot és ízt okozó anyagok ma még nem jelennek meg a kitermelt vízben. Meg kell azonban jegyezni, hogy a nem szerencsés mederviszonyok következtében egyes partiszűrésű vízbázisaink vizében határértéket lényegesen meghaladó mennyiségű vas, mangán és ammónium ion fordul elő. Kezelésre szoruló partiszűrésű vizeink esetében azonban elegendő a hagyományos vas- és mangántalanítási technológiákat alkalmazni, jelenleg nincs szükség ózonos és granulált aktívszenet tartalmazó adszorber beiktatására a vízkezelési technológiákba. Vízminőség tekintetében alapvető különbség van a felszíni és felszín alatti vízbázisok között. A felszíni vizekre jellemző: • gyakori, egyes komponensek tekintetében periodikus vízminőség változás • rendkívüli szennyezések előfordulhatnak, de viszonylag gyorsan levonulnak • folyamatosan változó vízhőmérséklet. A felszín alatti vizekre jellemző: • stabil, lassan változó vízminőség • stabil hőmérséklet • több éves igénybevétel esetén változhat a vízminőség. Jellemző szennyezőforrások és szennyezőanyag komponensek Talajvíz o Az első vízadó réteg legjelentősebb szennyezőforrásai: ƒ kommunális hulladékok rendezetlen lerakása ƒ a veszélyes hulladékok nem megfelelő elhelyezése

ƒ szakszerűtlenül kialakított szennyvízszikkasztók ƒ szennyvizek gondatlan elhelyezése a talajban o A talajvíz potenciális szennyezőanyag komponensei a következők: ƒ mikroorganizmusok (kórokozók és nem-kórokozók) ƒ ammónium, nitrit és nitrát ionok ƒ vas és mangánvegyületek ƒ egyéb oldott szervetlen anyagok ƒ oldott szerves anyagok (pl. humin és lignin anyagok) ƒ szerves és szervetlen mikroszennyezők ƒ kén-hidrogén ƒ oldott oxigén hiánya ¾ Mélységi vizek o A víztartó felett egy vagy több vízzáró réteg helyezkedik el amennyiben ezek a vízzáró rétegek nagy kiterjedésűek és sérüléseket nem tartalmaznak, a víztartóban elhelyezkedő vízbe felszíni (tehát emberi) eredetű szennyezőanyagok nem jutnak el. o A mélységi vizek potenciális szennyezőanyag komponensei a következők: ƒ mikroorganizmusok (egyedszámuk nagyon kicsi) ƒ ammónium ionok ƒ vas és mangán vegyületek ƒ humin, lignin és fulvin anyagok ƒ illékony szerves anyagok (pl. vízben oldott metán gáz) ƒ kénhidrogén ƒ oldott oxigén hiánya ƒ magas vízhőmérséklet ƒ nagy sótartalom (oldott!) ƒ nagy mennyiségű oldott szén-dioxid ƒ oldott állapotú arzén vegyületek (geológiai, geokémiai eredetű!) ¾ Karsztvíz o A karsztvíz minőségét alapvetően két szennyeződési lehetőség fenyegeti. Az egyik a felszíni vízgyűjtő területről történő szennyezőanyag bemosódás, a másik a felszínalatti vízgyűjtő területen elhelyezett hulladéktárolók. Ezek közé tartoznak az adott terület csatornázottságának hiányában megvalósított szabálytalan szennyvízelhelyezések is. o A karsztvizek potenciális szennyezőanyag komponensei a következők: ƒ mikroorganizmusok (kórokozók és nem-kórokozók) ƒ ammónium és nitrát ionok ƒ zavarosság (lebegőanyag) ƒ oldott állapotú szerves anyagok ƒ szerves és szervetlen mikroszennyezők ¾ Partiszűrésű víz o Egyes vízfolyások adott szakaszain kialakuló kavicsteraszokon összegyűlt, rövid idő alatt megújuló felszínalatti víz, melynek forrása elsősorban a folyó, de részben a folyó felé áramló felszín-közeli víz. Tekintettel arra, hogy a partiszűrésű víz döntő többsége a folyóból a viszonylag jó vízvezető tulajdonságokkal rendelkező parti rétegen átszűrődve jut el a víznyerő helyre,

egyes vélemények szerint ez felszíni víz. Magyarországon a partiszűrésű vizet a felszínalatti vizek közé soroljuk. o A parti szűrésű vizek potenciális szennyezőanyag komponensei a következők: ƒ mikroorganizmusok (kórokozók és nem-kórokozók) ƒ ammónium, nitrit és nitrát ionok ƒ vas és mangán vegyületek ƒ oldott állapotú szerves anyagok ƒ kőolaj és származékai ƒ szerves és szervetlen mikroszennyezők ƒ kénhidrogén ƒ oldott oxigén hiánya ¾ Folyók o A folyók potenciális szennyezőanyag komponensei a következők: ƒ zavarosság (lebegőanyag és alga) ƒ patogén és nem patogén mikroorganizmusok ƒ szerves anyagok (szennyvízbevezetések) ƒ humin, lignin és fulvin anyagok ƒ kőolaj és származékai ƒ szerves és szervetlen mikroszennyezők ƒ ammónium ionok (elsősorban hideg vizekben) ¾ Tavak o A tavak potenciális szennyezőanyag komponensei a következők: ƒ zavarosság (elsősorban alga) ƒ patogén és nem patogén mikroorganizmusok ƒ humin, lignin és fulvin anyagok ƒ szerves anyagok ƒ kőolaj és származékai ƒ ammónium ionok (elsősorban hideg vizekben) ¾ Tározók o A tározók potenciális szennyezőanyag komponensei a következők: ƒ zavarosság (elsősorban alga) ƒ patogén és nem patogén mikroorganizmusok ƒ humin, lignin és fulvin anyagok ƒ szerves anyagok ƒ ammónium ionok (elsősorban hideg vizekben) A megfelelő minőségű ivóvíz biztosítására elvileg a következő lehetőségekkel rendelkezünk: • •

a meglévő és használatban lévő vízbázis vizének minősége kielégíti a hazai ivóvízszabványban megfogalmazott követelményeket, a fertőtlenítésen túlmenően egyéb vízkezelési technológia alkalmazására nincs szükség a meglévő és használatban lévő vízbázis vizének minősége nem elégíti ki a hazai ivóvízszabványban megfogalmazott követelményeket, tehát a fertőtlenítésen kívül egyéb beavatkozások is szükségesek, melyek a következők lehetnek: o új, eddig nem ismert, vagy nem alkalmazott, a felhasználási helyhez közeli vízbázis feltárása, üzembe állítása, mely vizének minősége várhatóan hosszú

távon kielégíti a hazai ivóvízszabvány követelményeit, azaz a fertőtlenítésen túlmenően egyéb vízkezelési technológia alkalmazására nem lesz szükség o az adott ivóvízellátó rendszer csatlakoztatása megfelelő mennyiségű és minőséggel rendelkező távolabbi (esetleg közeli) vízbázishoz meglévő és üzemelő, vagy kialakításra kerülő regionális (vagy kistérségi) vízellátó rendszerhez o a helyi, nem megfelelő minőségű vízbázis vizének kezelésére víztisztító üzem kialakítása és üzemeltetése A felsorolt három lehetőség elvileg egyenértékű. Természetesen a lehetőségek határain belül arra kell törekedni, hogy a legkevesebb és legegyszerűbb technológiai lépéssel tudjuk biztosítani a megfelelő vízminőséget. Ebből a szempontból az új vízbázis kialakítása, vagy a regionális (kistérségi) vízellátó rendszerre történő csatlakozás tűnik kedvező megoldásnak. Nem szabad azonban megfeledkezni arról, hogy víz viszonylag hosszú ideig tartó szállítása is jelentős minőségi károsodást okozhat, és az ún. „másodlagos vízminőségromlás” az eredeti problémánál is nagyobb gondokat okozhat. A gazdaságossági megfontolások mellett tehát messzemenően figyelembe kell venni a víz szállítása, illetve szétosztása során várhatóan bekövetkező vízminőségváltozásokat is. A felsorolt három megoldási lehetőség elvi egyenértékűsége természetesen csak abban az esetben érvényes, ha az adott komponens(ek) eltávolítására megfelelő hatékonyságú vízkezelési technológia rendelkezésre áll. Amennyiben valamely komponens eltávolítására még nem ismeretes megfelelő hatékonyságú vízkezelési technológia (itt eltekintünk a szélsőségesen nagy költségvonzatú megoldásoktól), követendő megoldás vagy az új vízbázis kialakítása, vagy a regionális rendszerre történő csatlakozás lehet. Az ivóvíz kezelésénél alkalmazott technológiák lényegében fizikai, fizikai-kémiai, kémiai, kolloid-kémiai, biokémiai, mikrobiológiai folyamatok összességei. A különböző komponensek vízben lévő koncentrációjának csökkentésére alkalmas technológiák a következő alapvető folyamatok megfelelő sorrendben és gyakorisággal történő alkalmazásával hozhatók létre. Alapfolyamatok, melyek célszerű csoportosításával gyakorlatilag az összes víz- és szennyvíztisztítási technológia kialakítható Oxidáció és redukció Az ivóvízkezelés során az oxidációt nagyon nagy gyakorisággal alkalmazzák. Több eltávolítandó komponens a felszínalatti v4ztartókban kialakuló reduktív viszonyok, vagy a talajban bekövetkező áramlás során redukált állapotú lesz. Kevés kivételtől eltekintve egy adott komponens redukált állapotú vegyülete vízben jól, oxidált állapotú vegyülete viszont rosszul oldódik. Az egyszerűnek tekinthető szilárd-folyadék fázisszétválasztásra tehát az adott komponens oxidált állapotú vegyülete alkalmas. A patogén és nem-patogén mikroorganizmusok egyedszámának szabályozására (fertőtlenítés) csaknem kivétel nélkül oxidációt alkalmazunk. Redukció alkalmazására ritkán kerül sor. Ilyen eset a mikrobiológiai úton megvalósított nitrát eltávolítás, melynek során a denitrifikáló mikroorganizmusok a nitrát ionokat nitrogén gázzá redukálják. pH és pufferkapacitás szabályozás A kémiai és mikrobiológiai folyamatok többsége megfelelő sebességgel és intenzitással csak szűk pH intervallumban játszódik. le. Sok esetben az adott vízkezelési technológiára kerülő

víz pH értéke nincs az optimálisnak tekinthető intervallumon belül. Ilyenkor szükséges a rendszer pH értékét megváltoztatni, melyre a célnak megfelelően savas vagy lúgos karrakterű anyag adagolásával kerülhet sor. A szükséges pH érték kialakítása mellett az is fontos, hogy az adott folyamat során a kezelésre került víz pH értéke milyen mértékben változik. Ha a lejátszódó folyamat közben a víz pH értéke az optimális tartomány alsó vagy felső határát átlépi, célszerű a pufferkapacitást, azaz a víz pH érték stabilizáló képességét is növelni. A hazai felszíni és felszínalatti vizek viszonylag nagy hidrogén-karbonát ion koncentrációja az esetek döntő többségében biztosítja, hogy az aktuális pH érték csak kis mértékben változzon meg, a Mátrában kialakított tározók vizének pH értéke a vízkezelési folyamatok alkalmával olyan mértékben változhat, mely a szolgáltatott víz minőségének nagymértékű romlásához vezet. Ilyenkor szükséges a víz pufferkapacitásának megfelelő vegyszer adagolásával történő növelése. Kémiai kicsapás A vízben oldott állapotú komponensek egy része megfelelő vegyszerek adagolásával vízben nagyon rosszul oldódó vegyületté alakíthatók, melyek egyszerű szilárd-folyadék fázisszétválasztási eljárásokkal (ülepítés, flotálás, szűrés) elválaszthatók a víztől. Nagyon sok esetben a kémiai kicsapás kiváltó oka az oxidáció, vagy a pH szabályozás, alkalmanként egy adagolt vegyszer hidrolízise, ha a víz elegendően nagy pufferkapacitással rendelkezik. nagyon sokszor azonban a kicsapást megfelelő vegyszerek adagolásával érhetjük el, miközben oxidáció vagy redukció, pH vagy pufferkapacitás változás, hidrolízis nem játszódik le. A kicsapással ellentétes folyamat a szilárd állapotú anyagok oldódása, oldása. A vízkezelési technológiákban az oldás áttételes, tehát nem közvetlen módon vesz részt egyes komponensek koncentrációjának csökkentésében. Az oxidáló- és kicsapószerek jelentős részét célszerű a vízhez oldott állapotban adagolni annak érdekében, hogy a kívánt folyamatok megfelelő sebességgel és hatékonysággal játszódjanak le. A reagensek jól szabályozható és megbízható adagolása is megkívánja, hogy az adagolandó oldatban a reagens(ek) koncentrációja stabil legyen. Ez az oka annak, hogy az adagolásra kerülő anyagok oldására nagyon nagy gondot kell fordítani. Fázisszétválasztás A vízből eltávolítandó anyagok tényleges elválasztásra a víztől egyszerű eszközökkel akkor kerülhet sor, ha ezek az anyagok gáz, vagy szilárd halmazállapotúak. A vízben oldott gáz halmazállapotú anyagok koncentrációja nagy mértékben csökkenthető, ha az adott gázt nem, vagy csak nyomokban tartalmazó gázkeveréket - célszerűen levegőt - megfelelő mennyiségben, intenzitással és időtartamig átbocsátunk a vízen. Miközben az adott komponens kiűzése (stripping) megtörténik, a kiűző gázkeverékből egyes komponensek beoldódhatnak a vízbe. Ez a tény az adott víz kémiai összetételétől függően a vízkezelés szempontjából kedvező és kedvezőtlen hatást is kiválthat. Ha pl. a metán gáz kiűzése céljából megvalósított levegőztetést olyan vízben valósítjuk meg, mely határértéket meghaladó, de nem nagy mennyiségű oldott állapotú vas-vegyületet is tartalmaz, de ammónium ion koncentrációja kicsi, a levegő oxigénje a vas-vegyületek oxidálását a metán eltávolítással egyidejűleg elvégzi. Ha azonban a víz vas tartalma kicsi, de az ammónium ion koncentrációja nagy, a víz oldott oxigén tartalmának növekedése és a levegőztetéssel vízbe bejutó nitrifikáló mikroorganizmusok hatására az ammónium ionok ellenőrizhetetlen, szabályozhatatlan oxidálódása megkezdődhet, és ennek végterméke az egészségre ártalmas nitrit ion lehet. A vízkezelési technológiákban a gáz - folyadék fázisszétválasztásnál lényegesen nagyobb szerepet játszik a szilárd - folyadék fázisszétválasztás. A felszíni vizekben található szennyező anyagok jelentős része szilárd állapotú anyag, vagy azokhoz kötődik. A megfelelő

hatékonyságú szilárd - folyadék fázisszétválasztás a felszíni vizek tisztításának egyik legfontosabb részlete. A felszíni vizekben is előfordulnak olyan oldott állapotú eltávolítandó anyagok, melyek megfelelő adalékanyagok segítségével szilárd halmazállapotúvá alakíthatók. A felszínalatti vizek kezelésében nagyon nagy szerepe van a vas- és mangántalanításnak, melynek során az oldott állapotú vas- és mangánvegyületeket átalakítják szilárd állapotú anyagokká, majd megfelelő szilárd - folyadék fázisszétválasztással elkülönítik a víztől. Lényegében hasonló folyamatok játszódnak le az arzén eltávolítás során is, bár egyes vélemények szerint ott elsősorban nem kicsapódási, hanem adszorpciós folyamatok okozzák az eredetileg oldott állapotú arzén vegyületek szilárd állapotban történő megjelenését. A felszíni vizekben előforduló természetes eredetű, valamint a kicsapási folyamatban képződő szilárd anyagok egy része kolloid, kvázi-kolloid diszperziót alkot a vízzel. Ezek a nagyon kicsi, µm nagyságrendű méretekkel rendelkező szilárd anyagok speciális kölcsönhatást alakítanak ki a vízzel, ezért egyszerű szilárd - folyadék fázisszétválasztási eljárásokkal (ülepítés, flotálás, homokszűrés) nem különíthetők el a víztől. Megfelelő anyagok adagolásával azonban olyan vegyületek hozhatók létre a vízben, melyek a kolloid, kvázikolloid diszperzió részecskéivel kapcsolatba lépnek (koaguláció), és olyan aggregátumokat alkotnak velük (flokkuláció), melyek egyszerű szilárd - folyadék fázisszétválasztási eljárásokkal elkülöníthetők a víztől. Sok esetben tehát a szilárd - folyadék fázisszétválasztást koagulációnak és flokkulációnak kell megelőznie abban érdekében, hogy az elválasztás megfelelő hatásfokát biztosítani tudjuk. Adszorpció Az adszorpció oldott anyagok és gázok tartós megkötődése szilárd felületen. A vízkezelés szempontjából az oldott állapotú anyagok megkötődése fontos. A gyakorlatban elsősorban szerves anyagok eltávolítására alkalmazzák, különös tekintettel a szerves mikroszennyezőkre. A leghatékonyabb adszorbens az említett feladat szempontjából a megfelelő módon előkezelt aktívszén, mely por vagy granulátum formájában kerülhet alkalmazásra. A jó minőségű aktívszén fajlagos felülete 1000 – 1200 m2/g. Meg kell azonban jegyeznünk, hogy az aktívszén csak korlátozottan szelektív adszorbens. Alkalmazásával elsősorban az egészségre ártalmas szerves mikroszennyezők eltávolítását kívánjuk megvalósítani, de a természetes eredetű, eltávolítani nem kívánt szerves anyagokat több nagyságrenddel nagyobb mennyiségben vonja ki a vízből, mint a mikroszennyezőket. Az aktívszén szelektivitása abban nyilvánul meg, hogy apoláros anyag, tehát az apoláros típusú szerves anyagokat adszorbeálja elsősorban, a polárosokat csak lényegesen gyengébb mértékben. Az adszorpciós eljárásoknak speciális területe az ioncsere adszorpció. Egyes ásványok (elsősorban agyag-ásványok, azon belül is a montmorillonitok) a kristályrács meghatározott pontjain könnyen mobilizálható alkálifém (Na+ és K+) ionokat tartalmaznak, melyek többértékű fémek (pl. Ca2+ és Mg2+) ionjaira kicserélhetők. A természetes alapú ioncserélők mellett megjelentek a mesterséges ioncserélők (szerves alapanyagú ioncserélő műgyanták), melyek nem csak kationokat, hanem anionokat (pl. nitrát ionokat) is képesek kicserélni. Az ioncserélő műgyanták lényegesen könnyebben kezelhetők, nagyobb kapacitással rendelkeznek, regenerálásuk egyszerűbben megvalósítható mint a természetes ioncserélőké. Az ioncserélő műgyantáknak évtizedeken keresztül egyeduralkodó szerepük volt a költséghatékony vízlágyítás megvalósításában. Az adszorpció során – a fázisszétválasztással ellentétben – oldott állapotú anyagok vízből történő eltávolítására kerül sor úgy, hogy az oldott állapotú anyag átalakítására nem kerül sor. Bár a granulált aktívszenet tartalmazó állóágyas adszorber kialakítását és részben

működtetését tekintve sok szempontból hasonló a homokszűrőhöz, működési mechanizmusok és az általuk eltávolítandó anyagok jellege alapvetően eltér egymástól. Ezért alapvetően helytelen és félrevezető az aktívszén adszorbereket aktívszén szűrőknek nevezni. Egyéb folyamatok Az egyéb folyamatok közé soroljuk azokat a nagy nyomáson lejátszódó membránfolyamatokat, melyek során molekula-, illetve ion-méret különbség alapján elválasztásra kerül sor. Míg a természetes ozmózis folyamat alkalmával a membrán két oldalán elhelyezkedő oldat között a membrán közbeiktatásával a koncentráció kiegyenlítődést biztosító változások valósulnak meg, a membrán egyik oldalán alkalmazott nagy nyomás hatására az említettel ellentétes folyamat, azaz az oldatból a víz az oldatból a membránon keresztül történő távozása következik be. Így egy idő után a membrán egyik oldalán a víz (illetve nagyon híg, kis sótartalmú oldat), míg másik oldalán a betöményedő, egyre nagyobb sótartalmú oldat található. A folyamat során folyadék – folyadék elválasztásra kerül sor molekula-, illetve ion-méret különbség alapján. A membránfolyamatokat a vízkezelésben üzemi méretekben a hetvenes években kezdték alkalmazni. Az akkor még rendkívül költséges eljárást a gazdag Öböl-menti államokban a tengervíz sótalanítására alkalmazták ivóvíznyerési céllal. Az eltelt 20 – 25 évben az eljárás költségeit nagy mértékben sikerült csökkenteni, és ma már a vízlágyítás szükségessége esetén mind beruházási, mind üzemeltetési költségek tekintetében versenyképes lehet az eddig széleskörűen alkalmazott eljárásokkal. A különböző komponensek koncentrációjának csökkentése, illetve vízből történő eltávolítása céljából alkalmazott technológiákat az említett hat alapfolyamat közül a szükségesek megfelelő sorrendben való összekapcsolásával, esetleg ismétlésével alakítják ki. A technológiai egységek kialakításánál nagyon fontos szempont, hogy az adott folyamatok lehető legtökéletesebb megvalósulására sor kerüljön. Lehet pl. bármilyen kiváló hatásfokú a szilárd – folyadék fázisszétválasztás, ha az azt megelőző kicsapódás, vagy az azt kiváltó oxidáció csak kis hatásfokkal játszódott le, és jelentős része oldott állapotban maradt. Ilyen esetekben az adott komponens eltávolítása, koncentrációjának csökkentése nem történhet meg a kívánt mértékben. Sok esetben célszerű az egyes technológiai egységeket úgy kialakítani, hogy egy egységben csak egy alapfolyamat lejátszódására kerüljön sor. Így könnyebben szabályozható az adott folyamat sebessége, lejátszódásának mértéke, és az esetleg szükségessé váló beavatkozások hatékonyabbak. Számtalan üzemeltetési problémát okozhat, ha egyetlen műtárgyban (technológiai egységben) valósítjuk meg pl. az oxidációt, a kémiai kicsapást és a szilárd – folyadék fázisszétválasztást (okoz is az országban működő vas- és mangántalanítók jelentős számában). Szakirodalom Öllős G. (1987) Vízellátás (K+F eredmények). Franklin Nyomda, Budapest Öllős G. (1998) Víztisztítás – üzemeltetés. Egri Nyomda Kft.

1. hét: 1. gyakorlat (2 óra) Ivóvíz – tervezési feladat kiadása • • • • •

Alapadatok ismertetése Mértékadó vízmennyiség meghatározása Hidraulikai szempontok a tervezés során Kapcsolat a vízellátó hálózattal A nyersvízben található komponensek eltávolításának szükségessége (egészségügyi, esztétikai szempontok, stb.)

2. hét: 2. előadás (2 óra) Gáz-folyadék fázisszétválasztás A magyarországi mélységi vizek gyakran magas metán (CH4), illetve agresszív szén-dioxid (CO2) tartalommal jellemezhetőek. A metán robbanásveszélyes gáz, ezért eltávolítása szükséges. A nagy mélységben magas nyomáson nagy mennyiségű metán tud a vízbe oldódni (ld. Henry-törvény). A gázok oldódásának nyomástól való függését szemlélteti az Alföldön található mélységi víztárolók esete. Ezekbe a víztartókba a nagy nyomás hatására a metán nagy mennyiségben beoldódott. Amikor a víz kitermelése megtörtént és a felszínre került a víz, a nyomás lecsökkent, a robbanásveszélyes gáz kioldódott a vízből. A nagy mennyiségű kioldódott metán-gáz okozta az 1960-as években a békéscsabai konzervgyár víztornyának robbanását. Ez az esemény hívta fel a figyelmet az alföldi kutakból termelt víz metán-eltávolításának szükségességére. Ezért amennyiben a vízben metán található, a vízkezelés első lépése (a robbanásveszély miatt) a gáztalanítás kell, hogy legyen. A metán eltávolítása fizikai úton történik. A vízben általában mindig jelenlévő kálcium- és magnézium-hidrogén-karbonátok az ugyancsak jelenlévő szén-dioxiddal egyensúlyban vannak. Ha a szén-dioxid mennyisége az egyensúlyi koncentrációnál kisebb, akkor kálcium- ill. magnézium-karbonát válik ki, ha pedig nagyobb, akkor a víz erősen korrózív tulajdonságúvá válik (Vodnár J., 2001). Amennyiben tehát az egyensúlyhoz szükséges mennyiségen túl található CO2 a vízben, azt agresszív széndioxidnak nevezzük, melynek eltávolítása korrózív tulajdonsága miatt szükséges. A vízben található agresszív szén-dioxidot kémiai vagy fizikai úton lehet eltávolítani az ivóvízből. Gázok eltávolítása fizikai úton A gázok vízben történő oldódását a Henry-törvény írja le: c v = pg * H cv a vízben oldott gáz koncentrációja, pg a gáz parciális nyomása, H a Henry-tényező. A parciális nyomás az a nyomásérték amit az adott gáz akkor fejtene ki, ha a légterben másfajta gázok nem lennének jelen. Ez az egyenlet csak fizikai oldódás esetén teljesül, amennyiben az adott gáz reakcióba lép a vízzel, akkor a Henry-törvány már nem tudja leírni a folyamatokat (ez történik pl. Cl2 gáz oldódásakor, ugyanis a klór gáz a vízzel reakcióba lép, aminek következtében hipoklóros-sav és sósav képződik). Amennyiben tehát a vízben nagy mennyiségű oldott gáz van jelen, kilevegőztetéssel jelentős része eltávolítható a vízből. A cél az, hogy minél nagyobb folyadék-levegő határfelületet biztosítsunk, és a levegőből a kioldódott gázokat elvezessük (ekkor ugyanis a légtérben nem lesz magas az adott gáz parciális nyomása). Ilyen levegőztető eljárások a kaszkádos, szórórózsás és ütközőtányéros levegőztetők, gázmentesítő berendezések. Az ilyen, ún. nyitott rendszereknél két folyamat játszódik le párhuzamosan: egyrészt a vízben oldott gázok eltávoznak a vízből, másrészt pedig jelentős mennyiségű oxigén beoldódik a

vízbe (ezáltal pl. a vas levegő általi oxidációja is megvalósul). A fizikai módszerek mindegyike alkalmas az aggresszív szén-dioxid és a metán gáz eltávolítására. Agresszív szén-dioxid eltávolítása kémiai úton A kémiai módszerekkel végzett szén-dioxidmentesítés alapját a CO2-nak kálcium- és magnézium-karbonáttal és - oxidokkal való reakciói képezik. A kémiai reakciók egyrészt lejátszódhatnak valamilyen anyag (pl. mésztej) kezelendő vízhez történő adagolásával, vagy valamilyen CaCO3 vagy MgO tartalmú anyagon történő átszűréssel. Ha a CO2 tartalmú vizet 1-5 cm-es márvány darabokkal töltött tornyon csörgedeztetik át, akkor a következő reakció játszódik le: CaCO3 + CO2 + H2O Ù Ca(HCO3)2 Ha a CO2-tartalmú vizet oltott mésszel kezeljük, akkor az alábbi reakciók szolgálják a CO2 eltávolítását ill. átalakítását: Ca(OH)2 + CO2 Ù CaCO3 + H2O Ca(OH)2 + 2 CO2 Ù Ca(HCO3)2. Ez a módszer megköveteli, hogy az oltott meszet jól meghatározott mennyiségben használják, különben az első reakció lesz az uralkodó, amely CaCO3 csapadékot eredményez, ezt pedig ülepítéssel és szűréssel lehetne csak eltávolítani, ami drágítja a víz tisztítását. Szokták még használni ugyanerre a célra a félig égetett dolomitot vagy magno-masszát, ami kálcium-karbonát és magnézium-oxid keveréke. A lejátszódó reakció ilyenkor a következő: MgO + CaCO3 + 3 CO2 + 2 H2O Ù Ca(HCO3)2 + Mg(HCO3)2. Magyarországon pl. FERMAGO néven ismert MgO tartalmú anyagot (zsugorodásig égetett magnezit kvarchomokkal keverve) szoktak a szűrőhomokhoz keverni. A szűrőre kerülő víz szén-dioxid tartalmának a függvényében kell meghatározni a kvarchomok : fermago keverési arányt. A víz agresszív szén-dioxid tartalma a szűrőtölteten áthaladva reagál a magnéziumoxiddal, lényegében feloldja azt, miközben a víz agresszív szén-dioxid tartalma csökken. (Mészáros G, 1998)

Az ivóvíz fertőtlenítése Az ivóvízkezelés legfontosabb lépése a fertőtlenítés. A fertőtlenítés célja a mikroorganizmusok egyedszámának az aktuális ivóvízszabványban megadott határérték alá csökkentése (szemben a sterilizálással, ahol a cél az egyedszám 0-ra csökkentése). Ivóvízkezelés során a fertőtlenítést általában valamilyen fertőtlenítőszerrel, oxidáció alkalmazásával hajtjuk végre (kivételt jelent pl. az UV fénnyel történő fertőtlenítés alkalmazása, melynek során a mikroorganizmusokat nem kémiai, hanem fizikai úton hatástalanítjuk). A fertőtlenítőszerekkel szemben támasztott igények: ¾ Kis mennyiségben, nagyon hatékonyan legyen képes a mikroorganizmusok elpusztítására ¾ A hatása hosszú távon érvényesüljön (amíg a víz eljut a fogyasztó csapjáig) ¾ Lehetőleg ne képződjön olyan melléktermék, amely kellemetlen módon befolyásolja a víz minőségét ¾ Ne lépjen kémiai reakcióba a mikroorganizmusokon kívül semmilyen más anyaggal Klór Magyarországon az ivóvízkezelés során leggyakrabban használt fertőtlenítőszer a klór, melyet a következő formákban alkalmaznak: ¾ ¾ ¾ ¾

Klórgáz (Cl2) Klóros víz Hypó (NaOCl oldata) Klórmész

A vízbe adagolt klórgáz a következő egyensúlyra vezető reakció szerint reagál a vízzel, miközben hypoklórossav és sósav képződik: Cl2 + H2O Ù HOCl + H+ + ClAz így képződött hypoklórossav a pH függvényében disszociál: HOCl Ù H+ + OClA klór a vízben tehát nem csak oldódik, hanem hidrolizál és a pH-tól függően disszociál is. A reakcióegyenletekben Cl2 a gázalakú klór, HOCl a hipoklórossav, OCl- a hipoklorit ion. Ezen három, baktericid hatású oxidálószer egymáshoz viszonyított mennyisége az oldat pH-jától függ (1. ábra). (Öllős, 1987) Amennyiben a pH megnő, azaz a H+ ionok koncentrációja csökken, a rendszer több hidrogéniont szeretne termelni, tehát a disszociáció irányába tolódik el a folyamat (egyre több hypoklórossav molekula alakul át hypoklorit ionná). A mikroorganizmusokkal szemben a disszociálatlan hypoklórossav erősebb hatást felyt ki, tehát érdekünk, hogy a fertőtlenítés során kisebb pH értékeket alkalmazzunk. A pH csökkentésének határt szab az a tény, hogy 7 alatti pH értékek esetén a korrózió veszélye megnő, és épp ezért 7-nél alacsonyabb pH-jú víz

nem is vezethető a hálózatba. Így tehát a klóros fertőtlenítés során alkalmazandó pH tartomány a 7 és 7,5 közötti pH tartomány. 7,5-ös pH felett már jelentős mennyiségben képződik hypoklorit ion, ezáltal csökken a fertőtlenítés hatékonysága. A hypoklórossav a vízben található oxidálható anyagok egy részét (melyeknek kisebb a redox potenciáljuk mint a Cl2/2Cl- rendszeré) oxidálja. Ennek megfelelően például sor kerül a vas(II) vegyületek oxidálására, tehát a klórgáz adagolása megkönnyíti, meggyorsítja a vastalanítás folyamatát.

1,0

α

α OCl =

[Cl2]

αCl =

-

[OCl-] CTCl

CTCl

2

αHOCl= 0,5

[HOCl] CTCl

0 -2

0

2 -

4

-3

8

6 -

[Cl ] = 10 M, C T C l = [Cl2] + [HOCl] + [OCl ]

10

pH

1. ábra – Klór, hipoklórossav és hipoklorit ion egyensúlya a pH függvényében

A klór a vízben található ammónium ionnal is reakcióba lép a következő egyenlet szerint: NH4+ + HOCl Æ NH2–Cl + H2O + H+ Az így keletkező monoklór-amin (NH2Cl) fertőtlenítő hatása nagyon gyenge. Ha a hypoklórossav feleslegben van, reakcióba lép a korábban képződött monoklór-aminnal is, és diklór-amin képződik (NHCl2), mely a hypoklórossav további feleslege esetén triklóraminná alakul (NCl3). NH2–Cl + HOCl Æ NHCl2 + H2O NHCl2 + HOCl Æ NCl3 + H2O Ammónium ion jelenlétében tehát lényegesen nagyobb mennyiségű klórt (hypoklóros savat) kell a rendszerbe juttatni. A klór (valójában a hipoklóros-sav) az emberi tevékenység következtében a felszíni, vagy felszínalatti befogadókba jutott szerves szennyezőanyagok, valamint a természetes eredetű szerves anyagok egyes csoportjaival reakcióba léphet daganatos megbetegedést is okozó THM (trihalo-metán) vegyületek képződését eredményezve. Ezek legjellegzetesebb képviselője a kloroform (CHCl3). Meg kell azonban említeni a diklórbróm-metánt (CHCl2Br) és a dibróm-klór metánt (CHClBr2) is, melyek lényegesen kisebb mennyiségben keletkeznek, mint a kloroform, de a klórozáskor mindig jelen vannak.

A THM vegyületek képződésének elsősorban azokban a vizekben nagy a valószínűsége, melyek néhány mg/L koncentrációban természetes eredetű humin, fulvin, illetve lignin anyagokat tartalmaznak. Mivel a THM vegyületek rákkeltő hatásúak (karcinogén vegyületek), ezért a szabvány rögzíti az ivóvízben megengedhető maximális koncentrációjukat. A jelenleg érvényes szabályozás szerint a megengedett THM szint: 50 µg/L. A szerves anyagok és a vízbe adagolt klór reakciója során olyan klórozott szerves vegyületek is képződhetnek, melyek mutagén tulajdonságokkal rendelkeznek (azaz géndeformációt okozhatnak, deformált sejtek jöhetnek létre). Ilyen vegyületek például a rövid szénláncú klórozott szénhidrogének. A vízbe fertőtlenítési céllal adagolt klór egyéb szervesanyagokkal, például az ipari szennyvizekkel kibocsátott fenolokkal, fenolszármazékokkal is reagál, és – a néhány ug/L koncentrációban már kellemetlen szagot okozó – klór-fenolok képződnek. A klór, mint fertőtlenítőszer tehát nagy körültekintéssel kell alkalmazni. A fertőtlenítésre kerülő víz minősége alapvetően befolyásolja, hogy milyen kockázati tényezővel alkalmazhatjuk a klórt. Elsősorban a viszonylag nagy mennyiségű ammónium iont, illetve szerves aynyagot tartalmazó vizek esetén kell nagy figyelmet fordítani a fertőtlenítés körülményeire.

Klórmaradékok (mg/L)

szabad klór monoklóramin

Összes adagolt klór

diklóramin triklóramin

töréspont

Adagolt klór mennyisége (mg/L) kötött maradékok

szabad és kötött maradékok

2. ábra – A törésponti klórozás görbéje (a klór és a vízben jelen lévő ammónium közötti reakciót kifejező görbe)

A klórgázt adagolhatjuk gáz formájában, illetve klóros víz, hypó (NaOCl oldata) vagy klórmész formájában. Klórgáz adagolásához a cseppfolyós klórt acél palackokban vagy hordókban hozzák forgalomba. A palackok ill. hordók tárolására szigorú biztonságtechnikai előírások vonatkoznak. Klór elvételéhez pl. csak szabadtérről nyíló ajtajú, terepszint feletti, gépi úton is szellőztethető, fűtött helység felel meg. A fűtést a cseppfolyós klór gázzá alakulásához szükséges párolgási hő biztosítása („lefagyás elkerülése”) teszi szükségessé (Mészáros G., 1998).

Az 1970-és években elterjedt Advance típusú klórozók már alkalmasak voltak a klórgáz biztonságos adagolására. Az adagoló és a bekeverés helye (injektor) közötti klórvezeték szívott, e vezeték sérülésekor a klór áramlása megszűnik, a berendezés levegőt szív és kever be a vízbe. A klórvezeték szívását és a klór bekeverését a külön nyomásfokozó szivattyúval üzemeltetett injektor biztosítja (Mészáros G., 1998). Kisebb létesítmények vizét, a gáznemű klórnál könnyebben kezelhető klórt tartalmazó vegyületekkel is szokták fertőtleníteni. Ilyenek a nátrium- és kálcium-hypoklorit (NaOCl, Ca(OCl)2), a klórmész. Ezek a vízben disszociálnak, a fertőtlenítést a hypoklorit ionok végzik NaOCl Ù OCl- + Na+ Ca(OCl)2 Ù 2OCl- + Ca2+ A klórmész aktív összetevője a kálcium-hipoklorit, tehát fertőtlenítő hatása ugyanolyan mechanizmus alapján valósul meg mint nátrium-hipoklorit esetében. (Vodnár J., 2001) A klórral történő fertőtlenítés előnyeit a következőkben foglalhatjuk össze: ¾ ¾ ¾ ¾ ¾ ¾ ¾

Könnyen előállítható Nagy mennyiségben rendelkezésre áll Olcsó Biztonságosan szállítható, tárolható Adagolása jól szabályozható, biztonságos Erős fertőtlenítőszer Fertőtlenítő hatását hosszú ideig, a vízelosztó hálózatban is megtartja

Nem feledkezhetünk meg azonban a klórral történő fertőtlenítés hátrányairól sem: ¾ Reakcióba lép a jelen lévő ammónium ionokkal, és a kevésbé hatékony monoklóramin, majd a fertőtlenítés szempontjából hatástalan di-, és tri-klóramin képződik ¾ A természetes eredetű szerves anyagokkal reakcióba lépve rákkeltő tri-halo-metánok képződnek ¾ Szerves anyagokkal mutagén hatású rövid szénláncú klórozott szén-hidrogének lakulnak ki ¾ Fenolokkal már a néhány µg/L koncentráció tartományban rendkívül erős íz- és szaghatást okozó klór-fenolok képződésére kerül sor Klór-dioxid (ClO2) A klórdioxid mint fertőtlenítőszer a hetvenes évek második felétől került a vízkezeléssel foglalkozó szakemberek érdeklődésének középpontjába. Ennek oka abban keresendő, hogy ez az anyag a vízben előforduló szerves vegyületekkel nem képez THM vegyületeket, és nem reagál az ammónium ionokkal sem. Klórdioxid jelenlétében azonban klórozott aromás vegyületek képződhetnek, és a fertőtlenítés során klorát (ClO3-), illetve klorit (ClO2-) ionok képződnek. Közülük a klorit iont az ivóvízben egészségre ártalmas anyagnak minősítették mérgező hatása miatt. Ez az oka annak, hogy a WHO 1993-ban kiadott ajánlásában 200 µg/L-ben határozta meg az ivóvízben maximálisan megengedhető klorit ion koncentrációt.

Klorit ionok az ivóvízbe csak klórdioxiddal megvalósított fertőtlenítés során kerülhetnek, tehát a klorit ionokra vonatkozó szabályozás egyúttal a maximálisan alkalmazható klórdioxid koncentrációra is utal. Így a maximálisan adagolható klór-dioxid koncentráció 0,8 mg/L, amely azonban bizonyos esetekben elképzelhető, hogy nem biztosítja a víz fertőtlenítését. A klórdioxidot a felhasználás helyén kell előállítani, ugyanis nem célszerű szállítani robbanásveszélyessége miatt. A klór-dioxid háromféle eljárással állítható elő (Öllős, 1987): •

A klór-dioxidot a felhasználás helyszínén állítják elő nátrium-kloritból (NaClO2). A nátrium-kloritot savval reagáltatva klór-dioxid képződik a következő egyenlet szerint: 5 NaClO2 + 4 HCl Æ 4 ClO2 + 5 NaCl + 2 H2O

•

A klór-dioxid klórgázból is előállítható. Ebben az esetben a folyamat a következő két lépcsőből áll: Cl2 + H2O Æ HOCl + HCl A közbenső termékek (HOCl és HCl) a nátrium-klorittal reakcióba lépnek és ClO2 keletkezik: HOCl + HCl + 2 NaClO2 Æ 2 ClO2 + 2 NaCl + H2O

•

A ClO2 előállítása nátrium-hipokloritból (NaOCl, hypó) és nátrium-kloritból (NaClO2) elsősorban az olyan kisebb vízművekben előnyös, amelyek hipokloritot használnak. A kétlépcsős reakció: NaOCl + HCl Æ NaCl + HOCl HCl + HOCl + 2 NaClO2 Æ 2 ClO2 + 2 NaCl + H2O

A klórdioxid savas közegben nagyon erős oxidálószer, a ClO2/Cl- rendszer redox potenciálja lényegesen nagyobb mint a Cl2/2Cl- rendszeré. ClO2 + 5 e- + HOH Æ Cl- + 4OHA vízkezelésre jellemző körülmények között a klórdioxid a következő reakció szerint oxidál: ClO2 + e- Æ ClO2A ClO2/ClO2- rendszer redox potenciálja azonban lényegesen kisebb mint a Cl2/2Clrendszeré. A klórdioxid megközelítően 30 %-kal gyengébb oxidálószer a vízkezelésre jellemző körülmények között, mint a klór. Ennek megfelelően fertőtlenítő hatása is gyengébb. A klór-dioxidot tehát általában nagy ammóniumion koncentrációjú vagy nagy szervesanyag tartalmú vizek kezelésére, esetleg utóklórozásra alkalmazzák. Klóramin A mono-klóramin jelentős fertőtlenítő hatással rendelkezik, de a közvetlen mikroorganizmus pusztító képessége nem közelíti meg a korábban említett fertőtlenítőszerekét. Ez is az egyik oka annak, hogy a klórral történő fertőtlenítés jelentősen veszít hatékonyságából ammónium ionok jelenlétében, azaz a klóraminok képződése során.

Bár a klóramin mind a baktériumok, mind a vírusok elpusztításában kevésbé hatékony mint a korábban említett fertőtlenítő szerek, nagyon jól alkalmazható a mikroorganizmusok egyedszámának meghatározott, alacsony szinten tartására. Fertőtlenítő hatását ugyanis hosszú ideig képes megőrizni. Nem lép reakcióba szerves anyagokkal, és az ammónium ionokkal sem. Ennek megfelelően korlátozott fertőtlenítő képességét hosszú ideig megőrzi, és nem termel egészségre ártalmas anyagokat. A monoklóramin hátránya, hogy enyhe, de kellemesnek nem mondható szagot kölcsönöz a víznek. Ez az oka annak, hogy kombinált alkalmazása - pl. az ózonnal együtt - nem terjedt el széleskörűen. Vannak azonban olyan vízművek, melyek a fő fertőtlenítési folyamatot ózon adagolásával oldják meg, az utófertőtlenítést pedig a helyszínen előállított mono-klóramin adagolásával. A klóramint ammónium-szulfát és nátrium-klorid reakciójával állítják elő. Szakirodalom Öllős G. (1987) Vízellátás (K+F eredmények). Franklin Nyomda, Budapest Öllős G. (1998) Víztisztítás – üzemeltetés. Egri Nyomda Kft. Mészáros G. (1998) Felszín alatti víz tisztítása. Eötvös József Főiskola, Műszaki Fakultás, Baja Vodnár J. (2001) Az ivóvíz és az ipari víz technológiája. Magyar nyelvű szakelőadások a 2000-2001-es tanévben, Babeş-Bolyai Tudományegyetem – Vegyészmérnöki Kar, Kolozsvár

2. hét 2. gyakorlat (2 óra) Gáztalanítás, savtalanítás tervezése •

Gázok eltávolítása fizikai úton a. Számítási példa a Henry-törvény alkalmazására b. Levegőztetők méretezése (ütközőtányáros, szórórózsás)

•

Agresszív szén-dioxid eltávolítása kémiai úton a. Számítási példa a kvarchomokhoz keverendő FERMAGO mennyiségének meghatározására

3. hét 3. előadás (2 óra) Fertőtlenítés (folyt.) Ózon Az ózon előállítása Az ózon rendkívül erős oxidálószer, már kis koncentrációban is veszélyes az élő szervezetekre, beleértve a magasabbrendű élőlényeket, így az embert is. Fertőtlenítő hatásának felfedezése 1886-ra tehető. Ettől kezdve kutatók tanulmányozták az ózon alkalmazási lehetőségeit, azonban az olcsó és hatékony klór használata háttérbe szorította az ózon felhasználását és megakadályozta széles körű elterjedését (Langlais et al, 1991). Az ózont kezdetben főként fertőtlenítési célokra alkalmazták, azonban igen hamar felismerték, hogy a mikroorganizmusok inaktiválása mellett jelentős mértékben javított a víz ízén és szagán. Ezen kezdeti felhasználások során az ózonozásra leginkább a technológia végén került sor, míg az 1960-as évektől az ózonozást a tisztítási folyamat elején is alkalmazták (előózonozás) a vas- és mangán oxidáció, illetve a színt okozó vegyületek eltávolítása céljából. Az 1960-as évek közepétől az ózon újabb alkalmazási lehetőségeit ismerték fel: megfigyelték az ózon pozitív hatását a koagulációs-flokkulációs folyamatokban, valamint bizonyos mikroszennyezők oxidálásában az ózon szintén rendkívül hatékonynak bizonyult (Langlais et al, 1991). Előállítása a levegő oxigénjéből, vagy oxigén gázból történik nagyfeszültségű elektromos kisülések alkalmazásával: 3O2 + E Æ 2O3 Az ózon rendkívül erős oxidáló hatása a felszabaduló nasscens oxigénnek köszönhető. O3 Æ O2 + ,O’ Ha ez a nasscens oxigén nem talál oxidálandó anyagot, egy másik nasscens oxigénnel azonnal átalakul viszonylag gyenge oxidációs hatást kifejtő kétatomos oxigén-molekulává. ,O’ + ,O’ Æ O2 Ezek a folyamatok az okai annak, hogy az ózon (vízbe adagolásától számítva) hosszú ideig nem tudja erőteljes oxidációs tulajdonságát kifejteni. Az ózon fertőtlenítő hatása függ a víz aktuális pH értékétől. 8,0-nál nagyobb pH értékeken nagyon nagy reakcióképességű hidroxil- és szerves- gyökök képződhetnek a vízben ózon és szerves anyagok jelenlétében. Ezek a nagy reakcióképességű hidroxil- és szerves- gyökök katalizálják az ózon bomlását, és a szerves anyagok oxidációját, reprodukálva önmagukat. Enyhén savas közegben az ózon viszonylag lassan, de szelektív módon oxidál. A mikroorganizmusok elpusztítása szempontjából az enyhén savas közegben lejátszódó oxidáció a kedvezőbb.

A vízkezelésre leggyakrabban alkalmazott pH tartományban (7,0 ≤ pH ≤ 8,0) viszont az ózon spontán bomlása és a szerves anyagok nem-szelektív oxidációja kerül előtérbe. Ez az oka annak, hogy az ózon önmagában nem alkalmazható fertőtlenítőszerként. A víztisztító telepet elhagyva a kezelt víz a hálózatba kerül, ahonnan több órás tartózkodási időt követően jut csak el a fogyasztó csapjáig. Mivel azonban az ózon nem-szelektív módon oxidál, ezért az ózonizálást követően 1-1,5 órán belül már lebomlik, jelenléte nem mutatható ki a vízben. Ferőtlenítőszer hiányában azonban a mikroorganizmusok a hálózatban elszaporodhatnak, ún. másodlagos elszennyeződést okozva. Ezért az ózon alkalmazása esetén a víz hálózatba juttatása előtt utólagos (klórral vagy klór-dioxiddal történő) fertőtlenítésre van szükség. Összefoglalva tehát, az ózon rendkívűl erős oxidálószer, olyan mikroorganizmusokat is képes elpusztítani, melyek hatástalanítására a klór alkalmatlan (pl. Cryptosporidium). A mikroorganizmusok hatástalanítása mellett az ózon nagyon hatékonyan oxidálja a vasat, mangánt, arzént és különféle szerves anyagokat is. Hátránya azonban, hogy a vízben gyorsan elbomlik, így másodlagos fertőtlenítőszer alkalmazása szükséges az ózonizálást követően. A szervesanyagokkal lejátszódó reakciók következtében ózonizálás után általában granulált aktív szenet tartalmazó adszorber alkalmazása javasolt. UV (ultraibolya) sugárzás Meghatározott hullámhossz tartományban az ultraibolya sugárzás erős fertőtlenítő hatással rendelkezik. Ez a fajta fertőtlenítés nem kémiai, hanem fizikai úton hatástalanítja a mikroorganizmusokat. Az UV fényt a sejtek DNS-e nyeli el, miáltal a DNS-ben egyes bázispárok közötti kötések módosulnak. A fertőtlenítés szempontjából legjelentősebb a timin nukleotidok dimerizációja (Varga és Lugosi). A kialakult timin dimerek ugyanis megakadályozzák a DNS-szál olvasását, ezáltal a DNS replikációja megakad, a sejtosztódás megáll. A fertőtlenítés hatékonysága nem függ a kezelésre kerülő víz pH értékétől. Az UV sugárzással történő fertőtlenítés során nem képződnek egészségre ártalmas melléktermékek, a kezelés hatékonyságát az ammónium, vagy egyéb ionok jelenléte nem befolyásolja. Az ultraibolya sugárzás azonban csak néhány centiméteres vízrétegben tudja fertőtlenítő hatását a kívánt mértékben kifejteni. A sugárzás fertőtlenítő hatását csak a sugárzás időtartama alatt tudja kifejteni, a hálózatbeli mikroorganizmus-elszaporodást nem tudja megakadályozni. Ezért az ózonhoz és a klóraminhoz hasonlóan vezetékes ivóvíz-ellátásban fertőtlenítőszerként csak más anyagokkal kombinálva alkalmazható. Az UV fertőtlenítés a vízhozamtól függően zárt vagy nyitott rendszerben történik. Membrántechnológiák Megfelelő pórusméretű (nanométer nagyságrendű) membránon nagy nyomás alkalmazásával az oldatokból kis méretű molekulák – vizes oldatokból értelemszerűen vízmolekulák – átpréselhetők a membránon, míg a nagy molekulák (azaz az oldott anyagok) eredeti helyükön maradnak. Ezzel az eljárással lényegében molekula-szeparáció biztosítható. Tekintettel arra, hogy a mikroorganizmusok mérete lényegesen meghaladja az oldott anyagok molekuláinak méretét, a membrántechnológiák a molekula-szeparáció mellett a mikroorganizmusokat is eredeti helyükön tartják, azaz nem jutnak át a tisztított vízzel a

membránon. Így a fordított ozmózis (illetve nanoszűrés) lényegében fertőtlenítő hatással rendelkezik. A fertőtlenítés – a vegyszeres eljárásokkal szemben – nem kémiai, hanem fizikai úton történik. Egyéb eljárások Az egyéb eljárások közé sorolható az ezüst ionokkal történő fertőtlenítés (az ezüstion baktérium pusztító hatással rendelkezik, házi viztisztító berendezésekben alkalmazott anyag), illetve a kálium-permanganát (KMnO4) alkalmazása is. Szilárd-folyadék fázisszétválasztás A 3. ábra áttekintést ad a vízkezelés során alkalmazott szilárd/folyadék fázisszétválasztási technológiákról. Az ábrán a teljesség kedvéért szerepel az aktív szén adszorpció is, azonban ez a technológia nem sorolható a szilárd-folyadék fázisszétválasztási technológiák közé, hiszen oldott szerves anyag eltávolítására alkalmas. Durva fázisszétválasztás A durva fázisszétválasztást megvalósító technológiai egységek közé soroljuk a rácsot, a szitaszűrőt (általában dobszűrő), a nagyobb méretekkel rendelkező algák eltávolítására alkalmas mikroszűrőt és a homokfogót. A rács a nagyobb átmérőjű, nagyobb térfogatú, úszó tárgyak visszatartását hivatott elvégezni. A különféle nagy felületű vékony tárgyak (fóliák) valamint a falevelek víztől való elválasztását nagyon jó hatásfokkal valósítják meg a szitaszűrők. A makroszita szűrő szitaelemének nyílásmérete 0,3-2,5 mm. Az ilyen méretű makroszita bizonyos szuszpendált anyagokat, úszó vagy félig úszó anyagokat, állati vagy növényi hulladékokat, rovarokat, ágat, füvet, stb. tart vissza. A mikroszita szűrő nyílásmérete a 23-65 µm tartományba esik. Az ilyen méretű szitával a nagyon finom szuszpendált anyagok (pl. planktonok) távolíthatók el (Öllős, 1987). Bár a hetvenes évek elején a vízkezeléssel foglalkozó szakemberek nagyon nagy várokozással tekintettek a mikroszűrők alkalmazása elé, a gyakorlat nem igazolta a reményeket. A beruházási és üzemeltetési költségek nincsenek arányban az eredményekkel, a mikroszűrők széleskörű elterjedésre és alkalmazására sem országosan sem világszerte nem került sor. A dobnak a tengely alatti felületrésze merül a vízbe. Forgás közben a lerakódott szennyeződés a szita belső oldalán a vízfelszín fölé kerül, ahonnan aztán az öblítő vízsugár azt az elvezető vályúba mossa. A dob nyitott vége és a nyersvízbevezető csatorna betonfala között vízzáró csatlakozás szükséges, nehogy a nyersvíz a dobot megkerülhesse (Öllős, 1987). A homokfogó (Error! Reference source not found.) feladata a vízkezelés szempontjából nagy sűrűségűnek tekinthető szemcsék kiülepítése a vízből. Ezek a szemcsék (a kolloid rendszerekkel ellentétben) technológiai szempontból elfogadható időtartamon belül képesek kiülepedni a vízből.

Eltávolítható szennyezők köre: 1– úszó fadarabok 2– falevelek, rovarok 3– élő szerves anyag (plankton, algák) 4– homokszemcsék, ülepíthető anyagok 5– pelyhek, csapadékok 6– pelyhek, csapadékok 7– íz- és szaganyagot okozó anyagok, mikroszennyezők, THM vegyületek

RÁCS MAKROSZITA SZŰRŐ

MIKROSZITA SZŰRŐ ÜLEPÍTÉS,HOMOKFOGÓ DERÍTÉS GYORSSZŰRÉS AKTÍV SZÉN ADSZORPCIÓ

0.45 µm 1

2

3

4

5

Szilárd anyagok eltávolítása Szilárd/folyadék fázisszétválasztás

6

7 Oldott anyagok eltávolítása

3. ábra – Szilárd/folyadék fázisszétválasztási technológiák áttekintése

Merülőfal

Úszó részecskéket elvezető vályú

Elvezetés

Bevezetés

Iszap összegyűjtése

Iszapkotró

4. ábra – Homokfogó (forrás: WRc, 1992)

A finom lebegőanyag eltávolítása – Koagulációt-flokkulációt követő ülepítés, flotálás A felszíni vizek lebegőanyagainak jelentős része kisebb méretekkel („átmérő”-vel) rendelkezik, mint a homokszűrő szemcséi között kialakuló csatornák átmérői. Ezek a lebegőanyag részecskék csak nagyon gyenge hatásfokkal távolíthatók el a homokszűrőben. A „finom” (kolloid, kvázi-kolloid mérettartományba tartozó) részecskék eltávolítását, vagy a szilárd-folyadék fázisszétválasztás számára történő alkalmasságuk megteremtését a finom

fázisszétválasztási fokozat előtt kell megvalósítani. Megfelelő koagulációval a vízben szuszpendált, illetve emulgeált részecskék alkalmassá válnak arra, hogy szilárd-folyadék fázisszétválasztási eljárásokkal elkülönítsük azokat a víztől. A fázisszétválasztás hatékonysága megfelelő flokkulációval jelentős mértékben növelhető. A fázisszétválasztás utolsó lépése a szemcsés közegben lejátszódó szűrés. A szűrést a körülményektől függően megelőzheti egy durvább fázisszétválasztási eljárás, pl. ülepítés vagy flotálás, melynek az a feladata, hogy a szűrőre lehetőleg 5 - 10 mg/L-nél kisebb lebegőanyag koncentrációval rendelkező víz kerüljön. Külföldön széleskörűen alkalmazzák viszonylag kis alga egyedszámmal és kis lebegőanyag koncentrációval rendelkező felszíni vizek kezelésénél az ún. koagulációs szűrűket (direct filtration), melyben a koaguláció folyamatát rögtön a szűrés követi. Ezt az eljárást Magyarországon az ivóvízkezelésben nem használják, ipari vízelőkészítésnél azonban van hazai példa alkalmazására. Ülepítés A szűrést megelőző fázisszétválasztás Magyarországon kizárólag ülepítéssel történik. A flotálást hazánkban ma az ivóvízkezelésben nem alkalmazzák. Mind a hosszanti, mind a függőleges átfolyású ülepítők (Error! Reference source not found.) használata elterjedt Magyarországon. A hatvanas évektől azonban uralkodóvá vált a kör keresztmetszetű, lebegő iszapfüggönyt tartalmazó - és ennek megfelelően függőleges átfolyású - módosított Greaverreaktorok (közismert nevén MÉLYÉPTERV-derítő) létesítése. A MÉLYÉPTERV-derítők egyeduralmát nagy ritkán a VIZITERV tervei alapján készült szintén függőleges átfolyású KORRIDOR-, illetve CYCLOFLOC-típusú derítő színesítette. Az említett műtárgyak nem véletlenül kapták az „ülepítő” helyett a „derítő” nevet. A konstruktőrök szándékai szerint a „derítő” többfunkciós műtárgy ellentétben az „ülepítő”-vel. A tervezői elgondolások szerint a derítőben kell lejátszódnia a koaguláció befejező szakaszának és teljes egészében a flokkulációnak, valamint az ülepítésnek. A lebegő iszapfüggönyt tartalmazó derítők kör keresztmetszetü ülepítők, melyekben a víz áramlása lentről felfelé történik. Működésének lényege, hogy a pelyhek aggregálódása következtében olyan vastagságú iszapfelhő alakul ki, amelynek a sűrűsége már elég nagy ahhoz, hogy a felfelé tartó vízárammal együtt ne ússzon fel, és ne folyjon el az ülepítőből, azonban az iszapfelhő mennyiségét úgy kell szabályozni, hogy az ne is ülepedhessen le az ülepítő aljára. A műtárgy aljáról fefelé haladó pelyhek ehhez a lebegő iszapfelhőhöz kapcsolódnak. A lebegő iszapfüggönyt tartalmazó derítők működését tehát nagy mértékben befolyásolják a műtárgyban lejátszódó hidraulikai folyamatok. A viszonylag vastag iszapfelhő (1-1,5 m) kialakítása és stabilizálása, fenntartása csak megfelelő felületi terhelés mellett valósítható meg. Az optimálisnál kisebb vízsebességek az iszapfelhő vékonyodását, elfogyását, a nagyobbak pedig a pelyhek iszapfüggönyből történő felúszását, az ülepített vízben való megjelenését eredményezik. A stabil iszapfelhő nagy jelentőséggel rendelkezik a lebegőanyagok visszatartása szempontjából: a nem kellő mértékben flokkulált pelyhek a viszonylag sűrű iszapfelhőben kapcsolódnak az ott tartózkodó nagyobb pelyhekhez. A lebegő iszapfüggöny lényegében „megszűri”az áthaladó vizet, visszatartja a lebegőanyagok jelentős részét.

Elvezető vályú

Iszapkotró

Iszap összegyűjtése Bevezetés 5. ábra – Kör keresztmetszetű ülepítő (forrás: WRc, 1992)

A fejlett ipari országokban a hatvanas évek végén kezdték alkalmazni az ülepítők teljesítményének növelésére a lamellákat, csőkötegeket. A függőleges átfolyású ülepítők felső harmadába beépített lamellák alapvetően megváltoztatták a műtárgy hidraulikai viszonyait. A lamellák a víz mozgási irányát a normálisnak tekintett függőlegestől 25 – 300-kal eltérítik, így azonos áramlási sebesség mellett a víz függőleges irányú sebesség-komponense lényegesen kisebb lesz mint kényszeráramlás nélkül. A lamellák között áramló vízben a lebegőanyagokra (így a pelyhekbe ágyazott lebegőanyagokra is) ható felhajtó erő is kisebb, tehát a szilárd anyagok ülepedése is nagyobb hatásfokú lesz. A lamellákon és a csőkötegek falán lecsúszó pelyhek nagy részének további mozgására az ülepedés jellemző a nem-kényszeráramlású víztérben. Tehát az ülepítés lebegőanyag eltávolító képessége lényegesen növelhető csőkötegek, vagy lamellák beépítésével a derítőbe, ami lehetőséget ad a derítők kapacitásának növelésére. Iszapfelhőt elvezető tölcsér változtatható magasságban Elvezetés

Lebegő iszapfelhő

Iszapfelhő „lecsapolása”

Áramlási irány Bevezetés 6. ábra – Lebegő iszapfelhős ülepítő (forrás, WRc, 1992)

Csőkötegek

Elvezetés

Iszapkotró

Bevezetés 7. ábra – Csőmodulok beépítése a függőleges átfolyású, lebegő iszapfelhős derítőbe (forrás: Öllős, 1987)

Szakirodalom Langlais, B., Reckhow, D. A., Brink D. R. (1991) Ozone in Water Treatment, Application and Engineering: Cooperative research report. Lewis Publishers Öllős G. (1987) Vízellátás (K+F eredmények). Franklin Nyomda, Budapest Öllős G. (1998) Víztisztítás – üzemeltetés. Egri Nyomda Kft. WRc (T. Hall és R.A. Hyde) Water Treatment Processes and Practices, 1992

3. hét 3. gyakorlat (2 óra) Ülepítők méretezésének alapelve A 8. ábra mutatja a homokfogók és hosszanti átfolyású ülepítők méretezésének elvét. Jelölje Q a vízhozamot, V a műtárgy térfogatát (ebből számítható t tartózkodási idő: t = V/Q), S az alapterületét és ω0 az ülepedési sebességet. A részecskék t idő elteltével érik el az ülepítő alját, azaz: t = H0 / ω0 V = H0 * S = Q*t A fentiekből: ω0 = H0 / t = Q / S Azok a részecskék, amelyek ülepedési sebessége a Q / S értéket meghaladja (pl. ω1 sebességgel ülepedő részecske a Error! Reference source not found. jelölve), nem fognak a műtárgyban teljes mértékben kiülepedni, egy részük az elfolyó vízzel együtt a további technológiai egységekre kerül.

Befolyó víz

Elfolyó víz

ω0

H0

ω1

H

ISZAPZÓNA BEVEZETŐ ZÓNA

L

8. ábra – Homokfogó, hosszanti átfolyású ülepítő méretezésének elve

Számítási példák ülepítők méretezésére

ELVEZETŐ ZÓNA

4. hét 4. előadás (2 óra) Szilárd-folyadék fázisszétválasztás Flotálás Az iparban szilárd-folyadék fázisszétválasztási feladatok megoldására (ércek és szén elválasztása a meddő kőzetektől) már a XX. sz. első felében sikerrel alkalmazták a flotálást. A bányából kitermelt anyagot megfelelő szemcseméretűre őrölték, majd felületaktív anyagot tartalmazó vízzel keverték, és néhány bar nyomású gázt (célszerűen levegőt) fuvattak át a rendszeren. A kis méretű gáz (levegő) buborékok a kisebb sűrűségű (vagy a megfelelő felületaktív anyaggal kapcsolatba lépett) értékes anyaggal tartós kapcsolatba léptek, csökkentve azok sűrűségét. A folyamat következtében az értékes anyag a vízfelszínen képződő habba került, a meddő pedig kiülepedett a medence aljára. Ez az eljárás különösen a kis és nagy sűrűségű anyagok egymástól történő elválasztására alkalmazható gazdaságosan. Nagy-Britanniában és a Skandináv-országokban a hetvenes években kezdték alkalmazni a flotálást felszíni-víz tisztító üzemekben a koagulált - flokkulált rendszerek elválasztására az ülepítés helyett. Kezdetben ezt az eljárást olyan nyers vizek esetében tudták megfelelő hatásfokkal használni, melyeknek nagyon kicsi volt az ásványi eredetű lebegőanyag tartalma, a vízre nagy mennyiségű alga jelenléte volt jellemző. A kis sűrűségű algákat tartalmazó alumínium- vagy vas(III)-hidroxid pelyheket lényegesen könnyebb flotálni, mint ülepíteni. A vízkezelésben alkalmazott flotáló berendezések korszerűsítésének eredményeként a nyolcvanas évek végén a Skandináv-országok tapasztalatai alapján a flotálás már a nagyobb ásványi eredetű lebegőanyag koncentrációk (max. 50 mg/L) esetén is gazdaságosabb fázisszétválasztási eljárás, mint az ülepítés. A jelenleg alkalmazott flotáló berendezések (Error! Reference source not found.) felületi terhelése többszöröse a hagyományos ülepítők terhelhetőségének. Bár a flotálók megfelelő üzemeltetéséhez szükséges gépészeti egységek lényegesen összetettebbek mint az ülepítőké, az azonos teljesítményhez szükséges sokkal kisebb helyigény miatt viszont a beruházási költségek számottevően kisebbek. Ha azonban az üzemeltetési költségeket vizsgáljuk megállapítható, hogy a flotáló működtetése lényegesen bonyolultabb, és költségesebb, mint az ülepítőé. Tekintettel a flotáló nagy felületi terhelésére, biztonságos működtetése lényegesen nagyobb figyelmet és képzettebb kezelő személyzetet igényel, mint az ülepítőké. Magyarországon az ivóvízkezelési technológiákban jelenleg nem alkalmaznak flotáló berendezéseket.

Iszapkotró

Iszapgyűjtő csatorna

Flotációs medence Elvezetés Flokkulátor

Fúvóka (levegő injektálása)

9. ábra – Flotáló berendezés (forrás: WRc, 1992)

A szűrést megelőző fázisszétválasztástól azt kell elvárnunk, hogy a kezelt víz lebegőanyag tartalma ne lépje túl a 10 mg/L értéket. További követelmény, hogy az eredetileg kolloid állapotú, vagy kicsapás következtében kolloid állapotúvá vált anyag alumínium-, vagy vas(III)-hidroxid pelyhekbe ágyazódjon a megfelelő hatásfokú szűrés érdekében. Ezután kerülhet sor a gyorsszűrésre. Finom fázisszétválasztás - szűrés A szűrés során a vízben található pelyheket, csapadékokat és egyéb szilárd szennyezőket tudjuk eltávolítani. Felszíni vizek esetén – a nagy lebegőanyagtartalom miatt – a szűrést gyakran megelőzik a durva szilárd-folyadék fázisszétválasztási technológiák, mélységi vizek esetében azonban gyakran a szűrés az egyedüli szilárd-folyadék fázisszétválasztást szolgáló technológiai lépés. A szűrőknek alapvetően két nagy csoportját különböztetjük meg: a nyitott és a zárt szűrőket. Nagyobb vízhozamok esetén, amikor túl sok zárt szűrőt kellene alkalmazni, a nyitott szűrő gazdaságosabb megoldás lehet. A nyitott szűrők helyszínen készülő beton műtárgyak, míg a zárt szűrők készen kapható tartályok. Szűrés alkalmazásakor a víz áramlása a nyomáskülönbség hatására történik. Ez a nyomáskülönbség adódhat abból, hogy a szűrést megelőző műtárgyat magasabbra helyezzük (azaz gravitációs rávezetést alkalmazunk), azonban nyomás alatti rendszert is kialakíthatunk. Ebben az esetben a szűrő elé nyomásfokozó szivattyút kell helyezni. Nyitott szűrők esetén kizárólag gravitációs rávezetés alkalmazható. Ahogy a szűrőben egyre több szennyező marad vissza, egyre nagyobb nyomáskülönbségre van szükség ahhoz, hogy a víz átáramlása biztosítható legyen.

10. ábra – Gravitációs (bal oldali) és nyomás alatti (jobb oldali) rendszer kialakítása (forrás: Mászáros, 1998)

A nyitott szűrők további osztályozásával két nagy csoportot különböztethetünk meg: az állandó felvízszintű nyitott szűrőket és a változó felvízszintű nyitott szűrőket. A változó felvízszintű nyitott szűrők esetén az alvízoldali nyomómagasság kötött (pl. állványcsővel). A felvízszint pedig a szűrő eltömődésével elkezd emelkedni (egyre nagyobb nyomásra van szükség ahhoz, hogy a vízátáramlás biztosítható legyen). A kialakítás hátránya a nagy építési magasság, továbbá az, hogy a szűrőréteg felett felhalmozódó vízmennyiséget a szűrő öblítése előtt el kell ereszteni. Előnye az, hogy a szűrlet elvezetési helyén szűrőszabályozást nem igényel (Öllős, 1987). Az állandó vízszintű üzem csak szabályozó rendszer beiktatásával valósítható meg. A szabályozó a szűrő feletti szintet érzékeli, és az eltömődés hatását a szűrletet elvezető csőbe épített beavatkozó szerv (motoros tolózár, szifon) ellenállásának csökkentésével kompenzálja. Az ilyen szűrő szerkezeti magassága a változó szintűnél lényegesen kisebb (Öllős, 1987). 1 2 3 4 5 6 7

8 9 10 11

Vízelosztó csatorna Tiszta szűrő feletti minimális vízszint Eltömődött szűrő feletti maximális vízszint Szűrőréteg Szűrőgyertya Szűrtvíz-állványcső Öblítőzagy elvezető vályú (egyben vízelosztó vályú szerepkörű is szűréskor) Öblítővíz Öblítőlevegő Leürítés Rendelkezésre álló nyomásveszteség

11. ábra – Változó (emelkedő) vízszintű, nyitott homok gyorsszűrő működési elve (forrás: Öllős, 1987)

12. ábra – Állandó vízszintű, nyitott gyorszűrő működési elve (Öllős, 1987)

A zárt szűrők alkalmazásakisebb vízműveknél általában gazdaságosabb megoldás. A zárt szűrők lehetnek egy-, vagy kétrétegűek. A kettős réteg alkalmazásának két oka lehet: •

A felső réteg nagyobb szemcseméretű (2-3 mm) homokot tartalmaz, így itt a nagyobb méretű szennyezők eltávolítása történik meg, majd ezt követi egy finomabb (1-2 mm) homokréteg, ahol már a kisebb méretű szennyezőket el lehet távolítani.

•

A kettős réteg kialakításának másik oka a bedolgozott szűrőréteg kialakításának szükségessége. Erre akkor kerül sor, ha a víz mangánt és agresszív szén-dioxidot is tartalmaz. A mangán levegővel történő oxidációját az szűrőszemcsék felületén kialakított MnO2 réteg katalizálja. Ennek az ún. bedolgozott rétegnek a kialakítását KMnO4 vagy Mn(II)-klorid oldat szűrőrétegen történő keringetésével lehet kialakítani. Amennyiben a víz tartalmaz agresszív CO2-t is, ennek eltávolítására fermágót kell alkalmazni. A bedolgozott réteghez azonban fermágó nem keverhető, ezért két szűrőréteg kialakítására van szükség (a felső réteghez fermágót kevernek, az alsó réteget pedig bedolgozzák).

Szilárd/folyadék fázisszétválasztásra szolgáló membrántechnológiák A membrántechnológiák egy része alkalmas oldott anyagok eltávolítására is (pl. a fordított ozmózis alkalmas az oldott állapotú anyagok eltávolítására, míg a nanoszűrés csak a nagyobb méretű oldott molekulák eltávolítására alkalmas), azonban a membrántechnológiák másik csoportja (ultraszűrés, mikroszűrés) a szilárd állapotú szennyezők eltávolítására képes csupán. A második csoportba tartozó technológiák tehát lényegében szilárd/folyadék fázisszétválasztási technológiáknak tekinthetők. Ezekben az esetekben a víz előkezelése (pl. koaguláció/flokkuláció) szükséges, és ezután a szilárd állapotű részecskék eltávolítása membránszűréssel történik. Vas- és mangántalanítás A vas- és mangán fogyasztása nem káros az emberi szervezetre (a vasra kimondottan szüksége is van), azonban esztétikai okokból ezeket a komponenseket is el kell távolítanunk a nyersvízből.

Vas A vas a felszín alatti vizekben, a reduktív körülmények között, oldott állapotban van jelen. A felszínre kerülve azonban amint oxidálódik, rosszul oldódó vegyületté válik, és barnás színű csapadék formájában jelenik meg. A korábbi (2001 előtti) Magyar Szabvány szerinti szabályozás értelmében a maximálisan megengedhető koncentráció 0,2-0,3 mg/L, míg az Európai Uniós (és 2001 óta Magyarországon is érvényes) szabályozás szerint 0,2 mg/L a maximálisan megengedhető vas koncentráció az ivóvízben. A vas előfordulási helyei: • • •

Talajvíz Védett rétegvíz Parti szűrésű víz

Ezekben a vízbázisokban a reduktív jelleg miatt a vízben jól oldódó vas(II) (Fe2+) vegyületek dominanciája érvényesül. Ahhoz, hogy a vasat valamilyen szilárd/folyadék fázisszétválasztási technológiával el tudjuk távolítani a vízből, először vízben rosszul oldódó vas(III) vegyületté kell alakítani. A vastalanítási technológia tehát a következő alapfolyamatokból áll össze: • • •

Oxidáció Kémiai kicsapatás Szilárd-folyadék fázisszétválasztás

Az első lépéshez, az oxidációhoz egy olyan oxidálószer alkalmazása szükséges, melynek redox-potenciálja meghaladja a vas(II)/vas(III) rendszer redox-potenciálját. Az Fe2+ / Fe3+ rendszer redox-potenciálja: + 0,77 V Néhány oxidálószer redox-potenciálja: • • • • • • •

Vízben oldott oxigén (semleges közegben): Vízben oldott oxigén (savas közegben): Ózon (lúgos közegben): Hypo-klórossav (semleges-savas közegben): Kálium-permanganát (KMnO4, savas közeg): Kálium-permanganát (lúgos közeg): Hidrogén-peroxid:

+0,815 V +1,229 V +2,07 V +1,49 V +1,69 V +1,85 V +2,14 V

Tehát a vas oxidálása a fent említett vegyszerek alkalmazásával megoldható. Amennyiben csak a vasat kell oxidálni (más, oxidációt igénylő eltávolítandó szennyező nincs határérték feletti koncentrációban a vízben), a levegő alkalmazása is elegendő lehet. Ilyenkor a technológia egy egyszerű levegőztetésből, majd ezt követő szilárd-folyadék fázisszétválasztásból (szűrés, esetleg azt megelőzően ülepítés is) áll. Amennyiben a vas mellett más vegyületet is kell oxidálni (pl. arzént, mangánt), valamilyen erősebb oxidálószer alkalmazása is javasolt, úgymint klór, ózon, kálium-permanganát.

A vas(II) oxidációja vas(III)-á az egyes vegyszerekkel a következő egyenletek szerint játszódik le (Langlais, 1991): Fe(II) oxidációja oxigénnel (O2): 2Fe2+ + ½O2 + 5H2O Æ 2Fe(OH)3 + 4H+ Fe(II) oxidációja ózonnal (O3): 2Fe2+ + O3 + 5H2O Æ 2Fe(OH)3 + O2 + 4H+ Fe(II) oxidációja hypoklóros-savval (HOCl): 2Fe2+ + HOCl + 5H2O Æ 2Fe(OH)3 + Cl- + 4H+ Fe(II) oxidációja klór-dioxiddal (ClO2): Fe2+ + ClO2 + 3H2O Æ Fe(OH)3 + ClO2- + 3H+ Fe(II) oxidációja kálium-permanganáttal (KMnO4): 3Fe2+ + MnO4- + 2H2O Æ 3Fe(OH)3 + MnO2 + 5H+ Mangán A korábbi (2001 előtti) Magyar Szabvány szerinti szabályozás értelmében a maximálisan megengedhető koncentráció 0,05-0,1 mg/L, míg az Európai Uniós (és 2001 óta Magyarországon is érvényes) szabályozás szerint 0,05 mg/L a maximálisan megengedhető vas koncentráció az ivóvízben. A régi magyar szabályozás a vas és mangán együttes koncentrációjára 0,3 mg/L-t írt elő. Az európai szabvány a vas és mangán együttes értékére külön korlátozást nem ír elő. A mangán előfordulási helyei: • • •

Talajvíz Védett rétegvíz Parti szűrésű víz

Ezekben a vízbázisokban a reduktív jelleg miatt a vízben jól oldódó mangán(II) (Mn2+) vegyületek dominanciája érvényesül. Ahhoz, hogy a mangánt valamilyen szilárd/folyadék fázisszétválasztási technológiával el tudjuk távolítani a vízből, először vízben rosszul oldódó mangán(IV) vegyületté kell alakítani. A mangántalanítási technológia tehát a következő alapfolyamatokból áll össze: • • •

Oxidáció Kémiai kicsapatás Szilárd-folyadék fázisszétválasztás

A Mn2+ / Mn4+ rendszer redox-potenciálja: + 1,51 V A Mn2+ / MnO2 rendszer redox-potenciálja: + 1,28 V A korábban felsorolt oxidálószerek közül tehát a levegő önmagában a mangán oxidálására nem alkalmas, valamilyen erősebb oxidálószer (ózon, kálium-permanganát) alkalmazására

van szükség. A redox-potenciál értékek alapján elvileg a klór is alkalmas a mangán oxidálására, azonban ez egy nagyon lassú folyamat. Amennyiben a vízben jelen lévő mangán koncentrációja nem haladja meg a 0,4-0,5 mg/L értéket, a vízben jelen lévő mangán erős oxidálószer alkalmazása nélkül, a levegő oxigénjének felhasználásával is oxidálható. Az eljárás lényege, hogy a szűrőszemcsék felületén egy speciális katalitikus réteget kell kialakítani. A katalizátor réteg KMnO4 vagy MnCl2 oldat szűrőhomokon való keringetésével alakítható ki. Ezáltal a szűrőszemcsék felületén MnO2 réteg alakul ki, amely már katalizátorként biztosítani tudja, hogy a mangán a levegő oxigénjének hatására oxidálódjon. Az így előkészített szűrőt bedolgozott szűrőnek nevezik. A szűrő bedolgozását bizonyos időközönként meg kell ismételni (regenerálás KMnO4 oldattal), hiszen a katalizátor csak akkor működik, ha folyamatosan megújul. A mangán(II) oxidációja mangán(IV)-é az egyes vegyszerekkel a következő egyenletek szerint játszódik le (Langlais, 1991): Mn(II) oxidációja oxigénnel (O2): Mn2+ + ½O2 + H2O Æ MnO2 + 2H+ Mn(II) oxidációja ózonnal (O3): Mn2+ + O3 + H2O Æ MnO2 + O2 + 2H+ Mn(II) oxidációja hypoklóros-savval (HOCl): Mn2+ + HOCl + H2O Æ MnO2 + Cl- + 3H+ Mn(II) oxidációja klór-dioxiddal (ClO2): Mn2+ + 2ClO2 + 2H2O Æ MnO2 + 2ClO2- + 4H+ Mn(II) oxidációja kálium-permanganáttal (KMnO4): 3Mn2+ + 2MnO4- + 2H2O Æ 5MnO2 + 4H+ Szakirodalom Degrémont (1991) Water Treatment Handbook – 6. kiadás, Lavoisier Publishing Inc. Langlais, B., Reckhow, D. A., Brink D. R. (1991) Ozone in Water Treatment, Application and Engineering: Cooperative research report. Lewis Publishers Mészáros G. (1998) Felszín alatti víz tisztítása. Eötvös József Főiskola, Műszaki Fakultás, Baja Öllős G. (1987) Vízellátás (K+F eredmények). Franklin Nyomda, Budapest Öllős G. (1998) Víztisztítás – üzemeltetés. Egri Nyomda Kft. WRc (T. Hall és R.A. Hyde) Water Treatment Processes and Practices, 1992

4. hét 4. gyakorlat (2 óra) Gyorsszűrők méretezése o A szűrési sebességek meghatározása a vas- és mangántartalom függvényében o A szűrési felület számítása, szűrők átmérőjének és darabszámának meghatározása (vagy: a szűrő egységek darabszámának és méretének meghatározása nyitott szűrők esetén) o Számítási példa a szűrőöblítés gyakoriságának meghatározásához o A szűrőöblítés gyakorisága alapján a technológia módosítása (amennyiben szükséges) o Ülepítők méretezése, alapadatok a méretezéshez o Mangántalanító szűrők bedolgozásával kapcsolatos számítások Szűrés hidraulikája, az eltömődés folyamata

5. hét 5. előadás (2 óra) Koaguláció-flokkuláció A vizes szuszpenzió kolloid részecskéi, mint minden vízzel érintkező szilárd test, a felületi energiájuk révén a vízből ionokat, főleg anionokat adszorbeálnak, ezáltal elektrosztatikusan negatív töltést kapnak. Ennek következtében taszítják egymást, és így belátható időtartamon belül nem kerülhet sor az aggregálódásukra (Öllős, 1987). A XX. század első éveiben megállapították, hogy gravitációs erőtérben a magára hagyott kolloid diszperzió hosszú ideig (órákig, napokig) nem veszíti el stabilitását, azaz a szilárd részecskék jelentős része lebegve marad a vízben. A kolloid részecskék nagy felületük következtében nagy mennyiségű szerves anyagot tudnak akkumulálni (megkötni, adszorbeálni), ezért is kell őket eltávolítani a vízből (ugyanis eltávolításukkal nagy mennyiségű szerves anyagot is eltávolítunk). A negatív felületi töltést tehát csökkenteni kell. A cél a zérus töltés elérése, ugyanis ekkor a részecskék már nem taszítják egymást. A XX. század első felében még azt feltételezték, hogy az aggregálódást eredményező töltésváltoztatást az Al3+, illetve a Fe3+ ionok okozzák. A háromértékű fémionok (Al3+, Fe3+) a következő egyszerűsített, egyensúlyra vezető folyamatok során alakulnak pelyhes szerkezetű fém-hidroxidokká: [Al(H2O)6]3+ + H2O Ù [Al(H2O)5OH]2+ + H3O+ [Al(H2O)5OH]2+ + H2O Ù [Al(H2O)4(OH)2]+ + H3O+ [Al(H2O)4(OH)2]+ + H2O Ù Al(OH)3*3H2O + H3O+ A többértékű fémsók (Al3+, Fe3+) vizes oldataiban a fémionok (hexa)-aqua-komplexek formájában vannak jelen. A komplex kötésű vízmolekulákból proton könnyen átjuthat a nemkomplex kötéső, tehát oldószerként jelenlévő vízmolekulákba. A fenti kémiai reakciók azonban egyensúlyra vezető folyamatok, így maradéktalan megvalósulásukra csak abban az esetben kerülhet sor, ha a reakciók során képződő hidroxónium (H3O+) ionokat valamilyen Brönsted-féle bázis - rosszul disszociáló sav képződése közben - megköti. Magyarországon - kevés kivételtől eltekintve - a felszíni vizek olyan koncentrációban tartalmaznak hidrogén-karbonát (HCO3-) ionokat, hogy az alumínium ionok (Al3+) adagolásakor keletkező hidroxónium ionok megkötése a következő reakciók alapján biztosított: HCO3- + H3O+ Ù H2CO3 + H2O H2CO3 Ù H2O + CO2 Az utóbbi reakcióban keletkező szén-dioxid jelentős része gáz alakban távozik a vízből, így az egyensúly a felsorolt reakciókban az alumínium-hidroxid és a szén-dioxid képződés

irányába tolódik el, és ennek megfelelően vízben rosszul oldódó alumínium-hidroxidok képződnek. A fentiekhez hasonló folyamatok játszódnak le Fe3+ ionok adagolásakor is. A koagulációs-flokkulációs technológia lépéseinek összefoglalása: A vízben szuszpendált kolloid részecskék negatív töltéssel rendelkeznek, taszítják egymást, és ezért nem tudnak összekapcsolódni, kiülepedni. A vízkezelés során alumínium- vagy vas-sókat adagolnak a vízhez. Ezek a vízben az oxidáció hatására vas-hidroxid [Fe(OH)3] illetve alumínium-hidroxid [Al(OH)3] pelyhekké alakulnak. Ezek a pelyhek a géleknél is kisebb szol részecskék, alkalmasak arra, hogy a vízben szuszpendált kolloid részecskékkel kapcsolatba lépjenek, és azok felületi töltését csökkentsék. Ezek után a kolloid részecskék már nem taszítják egymást, összekapcsolódnak (a vas- illetve alumínium pelyhek közvetítésével kapcsolódnak össze) és együttesen nagyobb pelyheket alkotva már ki tudnak ülepedni a gravitáció hatására. A vízkezelés ezen folyamatát koagulációnak nevezik. Arzéneltávolítás Magyarországon a magas arzénkoncentrációjú vízbázisok felszín alattiak, melyekben az arzén geológiai, természetes eredetű szennyezésként jelenik meg. Az arzén bizonyítottan rákkeltő hatású anyag. Belélegezve tüdőrákot okoz, más úton a szervezetbe jutva, krónikus hatását kifejtve vese- hólyag- máj- illetve bőrrák előidézője (Csanády, 1998; Edwards, 1994). Az Európai Unióhoz történő csatlakozás ivóvízkezelést érintő egyik legnagyobb kihívása az arzéneltávolítás problémája, hiszen az eddig érvényes 50 µg/L helyett az ivóvízben megengedhető maximális arzénkoncentráció 10 µg/L lett (a 2001. októberében életbe lépett új szabályozás szerint). A határérték szigorodása kb. 1,3 millió fogyasztót érint az országban. Az arzén a vízben többnyire szervetlen formában van jelen. Az oxidatív/reduktív környezettől függően arzenát [As(V)] illetve arzenit [As(III)] található a vízben. Az arzén a pH-tól függően különböző formákban létezik. Az arzenát előfordulása a pH függvényében: H3AsO4, H2AsO4-, HAsO42-, AsO43-. Az arzenit lehetéges előfordulásai a pH függvényében: H4AsO3+, H3AsO3, HAsO2, H2AsO3-, HAsO3, AsO33-. (Fields et al., 2000; DeMarco et al., 2003) Az ábrákon látható, hogy semleges körüli pH értékek esetén az As(V) leginkább anionos formában található a vízben (H2AsO4-, HAsO42-), míg az As(III) leginkább a töltés nélküli formájában (H3AsO3). Mivel számos vízkezelési technológia képes a töltéssel rendelkező részecskék eltávolítására, míg töltés nélküli részecskék eltávolítása bonyolultabb feladat, ez magyarázatul szolgál arra, hogy az arzén oxidáltsági fokának, az előoxidációnak miért ilyen jelentős a szerepe az arzéneltávolítási technológiák alkalmazása során. A koagulációs/flokkulációs technológia alkalmazása, valamint az azt követő hatékony szilárdfolyadék fázisszétválasztás során a víz szervesanyag tartalma jelentősen csökken. A technológia alkalmazásával jelentős mértékű arzéneltávolítást is el lehet érni. A magyarországi mélységi vizekben, a reduktív körülmények miatt, az arzén egy része redukált (As(III)) formában van jelen. A koagulációs/flokkulációs technológia alkalmazása során – a fentiekben ismertetett okok miatt – az első lépés a redukált állapotú arzén oxidálása arzenáttá (As(V)-é). A leggyakrabban alkalmazott oxidálószerek a klór, ózon, kálium-permanganát. Az arzén oxidációja a következő reakcióegyenletek szerint játszódik le: As (III) oxidációja ózonnal (O3): H3AsO3 + O3 Æ H2AsO4- + O2 + H+ (pH~6,5) H3AsO3 + O3 Æ HAsO42- + O2 + 2H+

(pH~8,5)

As (III) oxidációja klórral (hypó: NaOCl formájában adagolva): H3AsO3 + NaOCl Æ H2AsO4- + Na+ + Cl- + 2H+ As (III) oxidációja kálium-permanganáttal (KMnO4): 3H3AsO3 + 2MnO4- Æ 3H2AsO4- + 2MnO2 + H2O + 2H+ A következő lépés az oxidált, de még mindig oldott állapotú arzén oldhatatlan formává alakítása, melyet koagulációval-flokkulációval valósíthatunk meg. Az előző fejezetben ismertetett eljárás szerint fém-sót (FeCl3-t, Al2(SO4)3-t, Fe2(SO4)3-t) adagolunk a vízhez intenzív keveréssel, majd lassú keverést alkalmazunk a megfelelő méretű pelyhek létrehozása céljából. Az arzén a keletkező pelyhekkel együtt kicsapódik (beépül a pelyhekbe) adszorbeálódik a pelyhek felületén. A szilárd formává alakulás tehát a következő folyamatok eredményeképpen jön létre (Johnston és Heijnen): a. b. c.

precipitáció (kicsapatás): oldhatatlan AlAsO4 illetve FeAsO4 képződése koprecipitáció: az arzén beépülése az alumínium- illetve vas-hidroxid pelyhekbe adszorpció: az arzenát [As(V)] molekulák adszorpciója a vas- illetve alumínium-hidroxid pelyhek felületén

Vázlatosan ismertetjük a VITUKI-VÍZGÉPTERV által kidolgozott, koagulációs eljáráson alapuló arzénmentesítési technológiát. Az első lépés a gázmentesítés, ahol a vízben oldott gázok eltávolítása, és a levegő oxigénje általi oxidáció lejátszódik. Az arzén oxidációja klór adagolásával történik, majd ezt követően Fe(III)-só, és flokkulálószer adagolásával az arzén szilárd, oldhatatlan formájúvá alakítható. Ezután a víz egy up-flow rendszerű szűrőre kerül, majd egy újabb szűrőrétegen (itt az áramlás fentről lefele történik) átvezetve a hálózati fertőtlenítést (klór adagolását) követően a víz a hálózatba jut.

Cl2

Fe(III)-só

flokk.

Cl2

gázmentesítés Up-flow rendszerű szűrő mélységi szűrés 13 ábra – VITUKI – VÍZGÉPTERV által kidolgozott technológia

Az arzén adszorpciós eljárásokkal is eltávolítható a vízből. Az adszorbenst oszlopba töltik, és ezen vezetik át az arzéntartalmú vizet. Az arzén az adszorbens felületén megkötődik. A töltött oszlopok kinézete és üzemeltetése hasonlít az egyszerű homokszűrőkéhez.

Arzéneltávolításra alkalmazható adszorbensek: • • •

Aktivált alumínium-oxid (Al2O3) Granulált vas-oxid (pl. GEH néven forgalmazott töltetanyag) Ioncserélő gyanta arzén eltávolítására

Az alumínium-oxid, illetve vas-oxid töltetek regenerálása történhet NaOH oldattal, ami után az adszorbenst semlegesíteni kell / desztillált vízzel át kell öblíteni. A gyakorlatban azonban a töltet kimerülése után az adszorbenst gyakran inkább kicserélik. Membrántechnológiák A membrántechnológiák egy része (fordított ozmózis) alkalmas az oldott állapotú szennyezők eltávolítására, így az oldott állapotú arzén eltávolítására is. Ebben az esetben gondot jelent azonban, hogy nem csak az oldott állapotú arzén, hanem az egyéb oldott komponenseket – így az ásványi sókat is – eltávolítjuk a vízből, ezért a membrántechnológiás kezelést követően a víz utósózása szükséges. További gondot jelent a tény, hogy az egyéb oldott állapotú anyagokhoz viszonyítva az arzén-vegyületek nagyon kis mennyiségben vannak jelen. A membrántechnológiák egy másik csoportja (ahol nagyobb a pórusméret, pl.: nanoszűrés, mikroszűrés, ultraszűrés) az oldott szennyezőket nem képes eltávolítani. Ebben az esetben a víz előkezelése: oxidáció, koaguláció-flokkuláció alkalmazása szükséges, és a membrántechnológia „csak” mint szilárd/folyadék fázisszétválasztási technológia játszik szerepet. Szakirodalom Csanády, M. (1998) Mennyi arzén lehet a hazai ivóvizekben? Környezetügyi Műszaki Gazdasági Tájékoztató Környezetgazdálkodási Intézet DeMarco M.J., SenGupta A.K., Greenleaf J.E. (2003) Arsenic Removal Using Polymeric/Inorganic Hybrid Sorbent. Wat.Res. Vol.37, 164-176 Fields K.A., Chen A., Wang L. (2000) Arsenic Removal from Drinking Water by Coagulation/Filtration and Lime Softening Plants. EPA 600/R-00/063, http://www.epa.gov/ORD/WebPubs/lime Johnston és Heijnen. Safe Water Technology for Arsenic Removal. http://www.unw.edu/env/Arsenic/Han.pdf Öllős G. (1987) Vízellátás (K+F eredmények). Franklin Nyomda, Budapest Öllős G. (1998) Víztisztítás – üzemeltetés. Egri Nyomda Kft.

5. hét 5. gyakorlat (2 óra) Víztisztító telep látogatása

6. hét 6. előadás (2 óra) Adszorpció Bizonyos anyagok (pl. kolloid diszperz rendszerek) tömegükhöz viszonyítva óriási felülettel rendelkeznek. Ezek a nagy fajlagos felületek lehetőséget adnak idegen anyagok megkötődésére. Technológiai szempontból figyelembe vehető adszorpció nagy fajlagos felülettel rendelkező szilárd felületeken játszódik le, vagyis megkötődésre gáz halmazállapotú anyagok, illetve folyadékban (vízben) oldott anyagok hajlamosak. Az adszorpció során a megkötődés csupán fizikai folyamatok révén jön létre, kémiai kötések nem alakulnak ki. Ha kémiai kötések is létrejönnek a felület és a megkötődő anyag között, akkor kemiszorpcióról beszélünk. Az adszorpciónak a gyakorlati életben is nagy a jelentősége. Gázálarcok működése például adszorpción alapul. A gázálarcokban található kis tömegű, de óriási felületű anyag képes a káros gázok megkötésére. Az adszorpció reverzibilis, azaz megfordítható folyamat. Megfelelően erős hatásokkal a megkötődött anyagok eltávolíthatóak a felületről. Ez a folyamat a deszorpció. Ezáltal lehetőség nyílik arra, hogy az adszorbenst ismételten felhasználható állapotba hozzuk. Az a folyamat, amelynek során az eredetihez közeli állapot visszaállítása megtörténik, az úgynevezett regenerálás. Az óriási fajlagos felülettel rendelkező anyagot, amelynek a felületén az adszorpció lejátszódik, adszorbensnek nevezzük. Az adszorbens felülete minimum néhány 100 m2/g kell, hogy legyen. A vízkezelés során leggyakrabban használt adszorbens az aktív szén, amelynek fajlagos felülete 1000-1200 m2/g. Az aktív szén elsősorban apoláros szerves vegyületek megkötésére alkalmas. Az aktív szén hátránya, hogy nem szelektív adszorbens, ami azt jelenti, hogy olyan szerves anyagokat is eltávolít a vízből, amelyeket nem szükséges eltávolítani, mert semmiféle káros hatásuk nincsen. Mivel azonban nem szelektív, viszonylag hamar kimerül, és regenerálni kell, hogy újból felhasználható legyen. Az aktív szén kétféle formában használatos: granulált aktív szén és por alakú aktív szén. A granulált aktívszén néhány mm-es mérettel rendelkezik. Alkalmazása során oszlopba töltjük, így ránézésre egy szűrőhöz hasonlítható, de nem folyadék-szilárd fázisszétválasztási feladatot, hanem oldott anyag megkötését valósítja meg. A víz átfolyik az aktív szén tölteten és közben szerves anyagok megkötődnek az adszorbens felületén. A szükséges tartózkodási idő az oszlopon: kb. 10-15 perc. A por alakú aktív szén szemcséket bekeverik a tisztítandó vízbe. Ezeken a szemcséken a szerves anyagok megkötődnek, majd a szemcséket szilárd/folyadék fázisszétválasztással elkülönítik a víztől. A granulált formájú aktív szén regenerálására van mód. A regenerálásra azért van szükség, mert az adszorbens felülete egy idő után telítődik. Az ún. adszorpciós centrumok (igen nagy energiatartalommal rendelkező kitüntetett pontok) egy idő után elfogynak, és az adszorpció leáll.

A regenerálásnak két módja van: kémiai módszer és fizikai módszer. Ha az aktív szenet ivóvízkezelési célra használják, akkor a kémiai, vegyszeres regenerálás helyett a fizikai úton történő regenerálást alkalmazzák. A regenerálást nagy nyomású, túlhevített vízgőzzel végzik, ezzel távolítják el az adszorbeálódott anyag jelentős részét. A regenerálás során igen tekintélyes veszteség lép fel; a veszteség még a jobb technológiák esetén is 10-15 %. Az aktív szénnek két alaptípusát különböztetjük meg: a kőszén bázisú aktív szén és a növényi termékekből (pl.: kókuszdió) származó aktív szenek. A kókuszdióból származó aktív szén nagyon nagy fajlagos felülettel rendelkezik, a mechanikai szilárdság azonban nem elég nagy, míg a kőszén bázisú aktív szén esetében pont fordított a helyzet. Az ioncsere egy speciális adszorpciós eljárásnak tekinthető.

q [mg/g]

q / Q = bC / (1+bC) C / q = 1 / bQ + C / Q 1 / q = 1 / Q + 1/ bQ * 1/C

Q

C [mg/L]

q - adszorbeált anyagmenniység Q - maximálisan adszorbeálható anyagmennyiség C - egyensúlyi koncentráció b - konstans

14. ábra – Adszorpciós folyamat modellezése a Langmuir-izotermával

q = a C 1/n lg q = lg a + 1/n * lg C

lg q

lg C

q - adszorbeált anyagmenniység C - egyensúlyi koncentráció a - konstans n - konstans

15. ábra – Adszorpciós folyamat modellezése a Freundlich-izotermával

Az adszorpciós folyamatok egyensúlyi folyamatok. Az eltávolítandó szennyezőanyag koncentrációja és az adszorbens felületén megkötődött szennyezőanyagok között egyfajta egyensúly alakul ki. Az, hogy mennyi szennyezőanyag kötődik meg, és az egyensúly beálltakor mekkora lesz az adott komponens koncentrációja a víztérben, nagymértékben függ a kezdeti szennyezőanyag koncentrációtól. Az egyensúly beálltakor a víztérben mért egyensúlyi koncentráció és az adszorbeált (megkötődött) anyagmennyiség közötti kapcsolat a Langmuir (Error! Reference source not found.) és Freundlich izotermákkal (Error! Reference source not found.) írható le. Az izotermák tehát az egyensúlyi koncentrációk függvényében adják meg az adszorbeált anyagmennyiséget. A fentiek értelmében az adszorpciós kapacitás (egységnyi mennyiségű adszorberen adszorbeálódott anyagmennyiség) is jelentős mértékben függ a kiindulási szennyezőanyag koncentrációtól. Mivel magasabb kezdeti koncentrációhoz magasabb egyensúlyi koncentráció (az adszorpciót követően a víztérben maradó szennyezőanyag koncentráció) tartozik, ezért ezekhez nagyobb adszorbeált

anyagmennyiség is párosul az izotermák értelmében. Így az adszorpciós kapacitás értéke nagymértékben függ a kiindulási szennyezőanyag koncentrációtól. Másodlagos vízminőség romlás A víztisztító telepről a víz az elosztó hálózatba kerül, ahonnan néhány órás (esetleg napos) tartózkodás után jut el a fogyasztókhoz. A vízelosztó rendszerből származó mintákban – annak ellenére, hogy a víztisztítással a szabvány által előírt követelmények teljesülnek – különféle szennyezőanyagok (kémiai, illetve biológiai szennyezők) mutathatóak ki (Öllős, 1998). A 201/2001. Kormányrendelet értelmében nem elegendő, hogy a víztisztító telepen a kezelt víz minősége megfelel a szabványban rögzített értékeknek, hanem a fogyasztó csapjánál is megfelelő minőségű ivóvizet kell tudni szolgáltatni. Sajnos a fogyasztó csapjánál megjelenő ivóvíz minősége gyakran lényegesen különbözik az ivóvíztisztító telepet elhagyó víz minőségétől. A vízelosztó hálózatban lejátszódó folyamatokat és azok hatásait a szolgáltatott ivóvíz minőségére másodlagos szennyezésnek nevezik. A vízelosztó hálózatban végbemenő folyamatokat befolyásoló fő tényezők: ¾ ¾ ¾ ¾ ¾

a nyersvíz minősége, a víztisztítási folyamatok hatékonysága, a tisztított víz minősége (kémiai, biológiai, fizikai tulajdonságok), a hálózat állapota (korrózió, a vezetékek falán kialakuló biofilm, stb.), tartózkodási idő a vízelosztó rendszerben.

Magyarországon az elmúlt 15-20 évben a vízfogyasztás drasztikusan csökkent; a korábbi pazarlónak tekinthető vízfogyasztás helyett ma már lényegesen jobban takarékoskodunk az ivóvízzel. A környezet, a rendelkezésre álló vízbázisok szempontjából tekintve ez mindenképpen pozitív változást jelent, azonban a csökkent mértékű vízfogyasztásnak negatív hatásai is jelentkeznek. Az ivóvízhálózatok kiépítése a korábbi (kb. 200 L/fő/nap) igényeknek megfelelően történt, így a jelenlegi fogyasztás (a vízdíj számla alapján kalkulált országos átlag 120 L/fő/nap – Juhász, 2003) mellett a tartózkodási idő jelentősen megnőtt, ami sok esetben a maradék fertőtlenítőszer elfogyásához vezet még mielőtt a víz a fogyasztóhoz jutna. A maradék fertőtlenítőszer koncentráció csökkenése, esetleg elfogyása, teret ad a hálózatban lejátszódó mikrobiológiai folyamatoknak. A folyamatok egy része olyan változásokat eredményez, amely nem jelent közvetlen egészségügyi kockázatot, csupán a víz élvezeti értékének romlásához vezet (kellemetlen íz, szín, illetve szag). A mikrobiológiai folyamatok egy másik csoportja azonban egészségre káros termékek keletkezésével jár, illetve jelentős mértékben befolyásolja a hálózat állapotát. A biofilmek kialakulása tekintetében és a hálózatban lejátszódó mikrobiológiai folyamatok közül a következőket tekintjük meghatározó jelentőségűnek: ¾ heterotróf mikroorganizmusok szaporodása a hálózatban, ¾ hálózati nitrifikáció, ¾ korrózió a vízelosztó hálózatban. Biofilmek kialakulása A vizes fázisban élő baktériumok nagy része poliszacharid tartalmú váladékot termel. Ez a váladék segíti elő a baktérium sejtek tapadását a legkülönfélébb felületekhez - mint például a fémekhez, műanyagokhoz, talajrészecskékhez, beültetett orvosi eszközökhöz és szövetekhez. Ivóvízhálózatok esetében a baktériumok nagy része a szilárdanyag-folyadék határfelületen találja meg a számára megfelelő életfeltételeket az egyébként tápanyagszegény (oligotróf)

környezetben, hiszen a kis tápanyag koncentrációjú víz nagy sebességgel áramolva a rögzült élő szervezetek számára nagy mennyiségű tápanyagot transzportál, illetve ad át a biofilmnek (Öllős, 1998). A felülethez tapadt baktériumok növekedése és szaporodása is felgyorsul, amely rövid időn belül kolóniák kialakulásához vezet. A biofilm tehát mikroorganizmusok közössége, melyben a baktériumok az általuk kiválasztott polimer anyagokba beágyazódva élnek (Öllős, 1998; Soini, 2002). A biofilm mátrix fő összetevője a víz; ezen kívül tartalmaz baktérium sejteket, polimer anyagokat, tápanyagokat, metabolitokat (anyagcsere termékeket), szemcsés anyagokat (Soini, 2002). A biofilm a mikroorganizmusok és a tápanyagok transzportálódása és akkumulációja révén jön létre a határoló felületen, amit a metabolizmus, szaporodás, lebontási termékek képződése, végül a biofilm határolófelületéről való folyamatos vagy időszakos leválása, lenyíródása követ (Öllős, 1998). A biofilm tehát dinamikus rendszer – folyamatos megkötődés, leválás, szaporodás és elhalás jellemzi. A sejten kívüli polimer anyagok mátrixába beágyazódott baktériumok a fertőtlenítőszerekkel szemben roppant ellenállóak, így a fertőtlenítőszer koncentráció növelése a vízelosztó rendszerben számos esetben nem olyan hatékony mikroorganizmus-szaporodás gátló, mint amilyen hatékony a tisztítótelepen való fertőtlenítésre. Bizonyos fertőtlenítőszerek reakcióba lépnek a biofilm anyagával, és elfogynak mire a biofilmben található élő mikroorganizmusok közelébe jutnának. Más kutatások viszont arra utalnak, hogy a biofilm anyaga nem csupán „gátként” szolgál, amely a fertőtlenítőszerrel reakcióba lép, hanem a biofilmben élő baktériumok természetüknél fogva ellenállóbbak a fertőtlenítőszerekkel, illetve az egyéb környezeti hatásokkal szemben (Jenkinson és Lappin-Scott, 2001; Boe-Hansen et al., 2002). A másodlagos szennyezések elkerülésének lehetőségei a hálózat jelenlegi kiépítettsége mellett A hálózat adottságai mellett három helyen történhet beavatkozás a másodlagos szennyezés elkerülése céljából: ¾ az ivóvíztisztító telepen, ¾ a hálózatban (hálózat tisztításával, rekonstrukciós munkálatokkal, több ponton történő fertőtlenítőszer adagolással), ¾ a fogyasztónál (házi viztisztító berendezések alkalmazásával, melyek hátránya azonban, hogy megfelelő karbantartás hiányában a tápanyagdús környezetben a mikroorganizmusok elszaporodhatnak). A hálózatban lejátszódó mikrobiológiai tevékenységek visszaszorítása érdekében az ivóvíztisztító telep technológiájának korszerűsítése a következő lépésekből áll (Ainsworth, 2004): ¾ a telepet elhagyó részecskék számának minimalizálása, ¾ a telepet elhagyó víz partikulált, kolloid, illetve oldott vas-, mangán- illetve alumíniumvegyületek mennyiségének minimalizálása (hiszen felületükön mikroorganizmusok tapadhatnak meg), ¾ a biológiailag hozzáférhető szervesanyag tartalom minimalizálása (mivel azok a mikroorganizmusok táplálékául szolgálhatnak), ¾ az elosztóhálózat anyagának figyelembe vételével a telepet elhagyó víz korróziós potenciáljának csökkentése (a vezeték korroziójának visszaszorítása érdekében), ¾ a maradék fertőtlenítőszer koncentrációját befolyásoló anyagok mennyiségének csökkentése,

¾ a hálózatban maradó fertőtlenítőszer koncentrációjának meghatározása a helyi viszonyok és hőmérséklet függvényében, ¾ monitoring rendszer kiépítése a vízelosztó hálózaton. A mikrobiológiai tevékenység visszaszorítása két helyen történik meg: egyrészt az ivóvíztisztító telepen, másrészt a víz hálózatba bocsátása előtt abból a célból, hogy ezeket a káros, az ivóvíz minőségét kedvezőtlenül befolyásoló folyamatokat visszaszorítsák. Az ivóvíztisztító telepen és a hálózatba bocsátás előtt alkalmazott fertőtlenítési mód nem feltétlenül egyezik meg. Vannak olyan eljárások (pl. ózonos oxidáció, UV sugárzással történő fertőtlenítés, amelyek az ivóvíztisztító telepen nagyon hatékony mikroorganizmus inaktiválást biztosítanak, azonban a hálózatban maradék fertőtlenítőszer koncentráció nem biztosítható, így ott a mikroorganizmusok újra elszaporodnak. Ezekben az esetekben valamilyen utólagos fertőtlenítési eljárás (pl. klór, klóramin alkalmazása) feltétlenül szükséges. Szakirodalom Ainsworth R. (2004) Safe Piped Water – Managing microbial water quality in piped distribution systems, WHO Drinking-water Quality Series, IWA Publishing, 2004 Boe-Hansen R., Albrechsten H-J., Arvin E., JØrgensen C. (2002) Bulk phase and biofilm growth in drinking water at low nutrient conditions. Water Research 36, 4477-4486. Jenkinson H.F. és Lappin-Scott H.M. (2001) Biofilms adhere to stay. TRENDS in Microbiology 9(1), 9-10. Juhász, E. (2003) Hová jutott a közműolló, avagy miket lehet kiolvasni a statisztatkából 2003. Januárjában?, MaSzeSz Hírcsatorna, 2003 jan-febr., 17-21. Lehtola M. (2002) Microbially available phosphorus in drinking water, Akadémiai disszertáció, Faculty of Natural and Environmental Sciences, Kuopioi Egyetem, Finnország, http://www.ktl.fi/attachments/suomi/julkaisut/julkaisusarja_a/2002a21.pdf Öllős G. (1987) Vízellátás (K+F eredmények). Franklin Nyomda, Budapest Öllős G. (1998) Víztisztítás – üzemeltetés. Egri Nyomda Kft. Soini S. (2002) Microbial Ecology and Control in Water Hydraulic Systems, PhD disszertáció, Institute of Environmental Engineering and Biotechnology, Tamperei Műszaki Egyetem, Finnország

6. hét 6. gyakorlat (2 óra) 1. zárthelyi dolgozat

7. hét 7. előadás (2 óra) Felszíni-víz tisztítás A felszíni vizek tisztítása alkalmával a durva és finom lebegőanyagokat, oldott állapotú szerves anyagokat, mikroorganizmusokat, - egyes esetekben mikroszennyező anyagokat – gyakran algákat kell eltávolítani. A víztisztítás során durva fázisszétválasztást, fertőtlenítést, finom fázisszétválasztást, erőteljes oxidációt, valamint oldott állapotú szerves anyag eltávolítást valósítanak meg. A felszíni-víz tisztítás megvalósításához nagy térfogatú, költséges műtárgyak létrehozására van szükség. A felszíni-víz tisztítást végző üzemekben különösen fontos a megfelelő tároló kapacitás a tiszta-víz oldalon, ellenkező esetben ugyanis gyakori vízhozam változtatásra kerül sor, ami lényegesen csökkentheti az ülepítő műtárgyak lebegőanyag eltávolító hatékonyságát. A technológia megvalósításához szükséges műtárgyakban a mikroorganizmusok jelenlétét és szaporodását, meg kell akadályozni. Felszíni víz tisztítástechnológiai folyamatábrája A következőkben egy felszíni víztisztító folyamatábrája kerül bemutatásra. Természetesen a technológia kialakítása minden esetben a nyersvíz minőségétől függ, a példa lényegében az előzőekben ismertetett technológiák összefoglalása. A blokksémát követően az egyes technológiai egységek alkalmazásának rövid indoklása található. Gereb

Előklórozás

Cl2 PAC

koaguláns flokkuláns

Cl2

LASSÚ KEVERŐ

HOMOKFOGÓ

RM (gyors keverő)

Nyersvíz

flokkulátor

RM

RM

(gyors keverő)

(gyors keverő)

ÜLEPÍTŐ MEDENCE Cl2

TISZTAVÍZ MEDENCE

GRANULÁLT AKTÍVSZÉN ADSZORBER

ÓZONOZÓ

GYORS

MEDENCE

HOMOK SZŰRŐ

Cl2

Ivóvíz szolgáltatás

16. ábra – Felszíni víztisztító üzem folyamatábrája

A rács (gereb) a nagyobb átmérőjű, nagyobb térfogatú, úszó tárgyak visszatartását hivatott elvégezni. Az ezt követő előklórozás célja annak megakadályozása, hogy nagy számú mikroorganizmus szaporodjon el a víztisztító műtárgyakon. A technológia elején végzett klórozás veszélye, hogy a vízben jelen lévő magas szervesanyag koncentráció miatt az egészségre veszélyes THM (trihalo-metán) vegyületek nagy mennyiségben képződnek. Ezek eltávolítását a technológia további lépcsőiben biztosítani kell. Ezután a víz a homokfogóra

kerül, ahol a vízkezelés szempontjából nagy sűrűségű (ülepíthető) szemcséket távolítják el a vízből. A következő lépés a por alakú aktív szén (PAC) adagolása. Az aktív szén szemcséken a vízben oldott szerves anyagok (így a korábban esetlegesen keletkezett klórozási melléktermékek) adszorbeálódnak. A kolloid mérettartományba eső, nehezen ülpíthető szennyezők eltávolítása érdekében koagulálószer (többnyire alumínium vagy vas-sók) adagolása szükséges. Amennyiben a nyersvíz minősége megkívánja (ez a kolloid méretű szennyezők tulajdonságától függ), a pehelynövekedés elősegítése érdekében flokkulálószer adagolása is szükséges lehet. A három vegyszer (por alakú aktív szén, koaguláns, flokkuláns) adagolása gyors keverés (RM-rapid mixing) alkalmazásával történik. A pehelynövekedés elősegítése érdekében a flokkulátorban lassú keverést kell alkalmazni. Az így kialakult pelyhek az ülepítő medencébe jutnak, ahol a pelyhek egy része kiülepszik. A többi pehely eltávolítása homokszűréssel történik. A következő egység az ózonozó. Ózont többféle célból alkalmaznak az ivóvíztisztításban. Felszíni vízkivétel esetén alkalmazását indokolhatja, hogy valamilyen ipari jellegű szennyeződés következtében toxikus vegyületeket kell oxidálni. Elegendően nagy mennyiségben adagolva az ózon alkalmas olyan mikroorganizmusok inaktiválására is (pl. Giardia, Cryptosporidium), amelyek a klórral szemben ellenállóak. Az ózonizálás hatására a nagy méretű szerves vegyületek kisebb vegyületekké oxidálódnak, amelyek a hálózatba jutva mikroorganizmusok táplálékául szolgálhatnak. Ezért az ózon alkalmazását, általában aktív szén követi, ahol ezek a kisebb méretű szerves vegyületek – és egyéb, elsősorban a mikroszennyező szerves anyagok - adszorbeálódnak. Bár az ózon rendkívűl erős oxidálószer, hosszan tartó fertőtlenítő hatása nincsen, a hálózatba jutva nagyon gyorsan lebomlik. Ezért mielőtt a víz a tározó medencébe, majd ezt követően a hálózatba jut, utólagos fertőtlenítés (klór) alkalmazása szükséges. Szakirodalom Öllős G. (1987) Vízellátás (K+F eredmények). Franklin Nyomda, Budapest Öllős G. (1998) Víztisztítás – üzemeltetés. Egri Nyomda Kft. WRc (T. Hall és R.A. Hyde) Water Treatment Processes and Practices, 1992

7. hét 7. gyakorlat (2 óra) Felszín alatti víz kezelésére alkalmas technológia tervezése – összefoglalás •

Az eddig tanultak alapján a technológia véglegesítése (a tervezési feladatban megadott vízminőségi paraméterek alapján)

•

Esettanulmányok – adott vízminőségre jellemző folyamatábrák elemzése (különböző vasmangántartalom, arzénkoncentráció, szervesanyag tartalom és ammóniumkoncentráció függvényében)

8. hét 8. előadás (2 óra) SZENNYVÍZTISZTÍTÁS Bevezetés A 8. oktatási héten elinduló „szennyvíztisztítási ismeretek” témakör tananyaga elsősorban az üzemelési gyakorlat számára szükséges ismereteket tartalmazza, vagyis olyan „leendő” szakemberek számára készült, akik a szennyvíztisztító telepek mindennapi feladatainak megoldásában vesznek részt. Ennek megfelelően az oktatási anyagban nagy hangsúlyt kapnak azok a technológiai számítási/ellenőrzési módszerek, amelyek a működő rendszerek problémáinak feltárásában, illetve a technológia kapacitásának becslésében adnak segítséget. A kommunális (városi) szennyvíztisztító telepeken alkalmazott technológiák mögött rejlő alapfolyamatok ismertetése mellett több esettanulmányt is bemutatunk. Ezen keresztül a hallgató betekintést kap a szennyvíztisztító telepek működéséről, a felmerülő problémák megoldására tett kísérletek tapasztalatairól, az üzemeltető szervezetek napi munkájáról. Részletesen kitérünk az üzemelési gyakorlatban előforduló problémákra és az azok megoldására adható lehetséges módszerekre. A hallgatóknak lehetőségük van egyes típusproblémák megoldásának „közös” megoldására, vagyis az oktatóval közösen kialakított megoldási lehetőségek részletes kidolgozására. Ehhez technológiai számítások elvégzésére van szükség, amelyhez mintapéldák, illetve a kiadott házi feladatok adnak háttérismeretet. Bemutatjuk a szennyvíztisztításban megfigyelhető fejlődés irányait, a jelenlegi és a közeljövőben várható fontosabb feladatokat. A tervezett teleplátogatáson a hallgatók közelebbről nyerhetnek betekintést egy korszerű szennyvíztisztító rendszer működésébe. Az előadások áttekintik a fontosabb, szennyvíztisztításban alkalmazott technológiákat. Ennek során átfogó képet adnak a szennyvizek tisztításával kapcsolatos ismeretek bővülésének üteméről, az eddig alkalmazott és a távlati elképzelésekben szereplő módszereiről. A települési szennyvíz mennyisége, összetétele A szennyvíztisztítás-technológiai alapismeretek oktatását megelőzően a településen keletkező csatornahálózaton összegyűjtött kommunális szennyvizek sajátosságait vázoljuk. A házi szennyvíz és csapadékvizek jellemző szennyezőanyagait, és mennyiségeit mutatjuk be hazai, és nemzetközi példák felhasználásával. Tisztázzuk a nyers szennyvíz biológiai tisztíthatóságával kapcsolatos fogalmakat: a szerves szennyezőanyagok biológiai bonthatóságáról, méreteloszlásáról, a lebontás oxigénigényéről szakirodalmi példákon és egyszerű számítási feladatok elvégzésén keresztül szerezhetnek információt a hallgatók. A tisztított szennyvízre vonatkozó nitrogén határértékek szigorodása miatt elengedhetetlen a szennyvízben előforduló nitrogénfrakciók alapos ismerete. A tárgy keretein belül a frakciók jellemző mennyiségeire mutatunk be hazai és nemzetközi példákat. A nitrogénformák között

a karbamid, és egyéb, szerves kötésben lévő nitrogénformák az ammónium, és az oxidált állapotú nitrogénformák jellemző mennyiségeit ismertetjük. Hasonlóképpen fontos szerepet kap a foszforformák mennyiségének ismertetése is. A hazai szennyvíztisztítási gyakorlatban (és a jogi gyakorlatban) az elmúlt években ismertté váló fajlagos lakosegyenérték mutatók használatának lehetőségeit (előnyeit és hátrányait) vázoljuk. Statisztikai módszereket mutatunk be, amellyel a nyers szennyvíz összetételéről, a vízhozam nagyságáról a tervezők/üzemeltetők pontosabb képet kaphatnak a jelenleg alkalmazott „átlagos” értékeknél. Terhelésváltozások, előrejelzések A telepre érkező szennyvízhozam változás mértékét a csatornahálózat kialakítása mellett a bebocsátók helye, az általuk bevezetett szennyvíz mennyisége minősége nagymértékben befolyásolja. Különösen fontos a csatornahálózati tartózkodási idők ismerete: a nagy gyűjtőrendszerekben gyakori, hogy a szennyvíz minőségében, biológiai bonthatóságában (tisztíthatóságában) kedvezőtlen irányú folyamatok indulhatnak be. A kémiai/biológiai folyamatok mellett ismertetjük azokat a gyakorlati tapasztalatokon alapuló összefüggéseket, amelyekkel kimutatható a csatornahálózat rossz kialakításából következő kedvezőtlen irányú szennyvízminőség változás. Vizsgáljuk azokat a módszereket, amellyel csökkenthetők (kiküszöbölhetők) a biológiai folyamatok miatt megjelenő szaghatások. Nagy nehézséget jelenthet a tisztítótelep üzemeltetői számára a változó mennyiségű és minőségű szennyvíz kezelése. Egyesített csatornarendszerek esetében a záporkiömlők szerepének ismertetésére is sor kerül. Mintavételezés, analitika Ismertetjük azokat a korszerű módszereket és eszközöket, amelyekkel szennyvíz mennyiségének és minőségének a mérése történhet. A szennyvíz mintavételezéshez szükséges körülményeket, feltételeket adjuk meg, illetve mintavételi eszközöket mutatunk be. Röviden vázoljuk a gyakorlatban leggyakrabban előforduló analitikai módszereket, amelyet a szervesanyag (pl. KOI, BOI5, TOC, DOC), nitrogén (Kjeldahl-nitrogén, ammónium, nitritnitrát), foszforformák (orto-foszfát) alkalmaznak a szennyvíztisztítási gyakorlatban. A biológiai bonthatósági módszerek közül bemutatjuk a respirométer működési elvét, és az alkalmazásával nyerhető, a technológiai tervezés és üzemeltetés számára fontos információkat. Bemutatjuk a szennyvízösszetétel meghatározással kapcsolatos analitikai módszerek fejlődéstörténetét (lásd pl. 17. ábra).

Inert

Biomassza

Nehezen bontható

Inert

Könnyen bontható

Inert

Könnyen metabolizáható

Oldott

250 200 150

Partikulált

KOI (mg/L)

300

100 50

Denitrifikáló Autotróf

Partikulált

350

Kolloi Oldott d

400

0 KOI

Oldottpartikulalt

Oldott-kolloidpartikulalt

ASM no.

biomassza

Nem denitrifikáló hetrotróf

17. ábra - Nyers szennyvíz KOI frakciók (Henze és Harremoës, 1992)

Szakirodalom NKFP (2004b): Korszerű szennyvíztisztító rendszerek kialakítása az EU csatlakozás tükrében - Szennyvízminősítő eljárások kidolgozása. 3A/0042/2002 NKFP projekt részjelentés. Szerk.: Jobbágy Andrea BME Mezőgazdasági Kémiai Technológia Tsz. Licskó I., Melicz Z., Ádám R., Fürst Á., Vadnay Á., Tóth Gy., Mészáros J. (1999): A vízfogyasztás csökkenés hatása kommunális szennyvíztisztító telepek működésére: esettanulmányok. 4. Veszprémi Környezetvédelmi Konferencia és Kiállítás. Konferencia kiadvány. Veszprém, pp. 160-166 Benedek, P. (1990): Biotechnológia a környezetvédelemben (szerk.). Műszaki Könyvkiadó. 282. p. Henze, M., Harremoës, P., Jansen, J. and Arvin, E. (1995a): Wastewater Treatment Biological and Chemical Processes. ISBN 3-540-58816-7 Springer-Verlag Berlin Heidelberg New York.

8. hét 8. gyakorlat (2 óra) A gyakorlaton olyan rövidfilmeket mutatunk be, amelyen a hallgatók képet kaphatnak a fizikai/kémiai/biológiai folyamatokat is alkalmazó szennyvíztisztító telepek működéséről. A foglalkozás második részében a hallgatók egy képzelt településen keletkező szennyvizek mennyiségét és összetételét számítják ki. Ennek alapján terhelésszámítást végeznek.

9. hét 9. előadás (2 óra) Biológiai alapfolyamatok A szennyvíz minőségével kapcsolatos ismeretek birtokában a tisztítótelepen végbemenő biológiai alapfolyamatokkal foglalkozunk. Ismertetjük: • • • • •

az aerob, anoxikus és anaerob közegben végbemenő biológiai folyamatokat, a szervesanyag aerob körülmények közötti lebontásának, a nitrifikációnak, a denitrifikációnak, és a biológiai többletfoszfor eltávolításnak

a folyamatait. A szervesanyag lebontás esetében • •

a heterotróf mikroorganizmusok szaporodási jellemzőit, a külső körülmények (oldott oxigén koncentráció, pH, stb.) keletkező végtermékek összetételét,

Számítási példákon keresztül bemutatjuk a biomassza mennyiségének változását (növekedés, pusztulás, hidrolízis) aerob közegben. Bevezetjük a hozamkonstans fogalmát és példákat mutatunk a méréssel történő meghatározásának módjairól. Nitrifikáció A nitrifikáció folyamatának ismertetése során kitérünk: • • • • • • •

a nitrifikáció folyamatában részt vevő mikroorganizmus csoportok sajátosságaira, a folyamatot befolyásoló főbb tényezőkre, úgymint (a pH, a hőmérséklet, az ammónium nitrogén koncentráció, a lúgosság, az oldott oxigén koncentráció stb.) a nitrifikáció során képződő biomassza szaporodási jellemzőire, oxigénfelvételi sebesség, biomassza hozamkonstans lúgosság változása a nitrifikációt gátló anyagok felsorolására

A biológiai fokozatra jutó szennyvízben a mérhető bontható szervesanyag és az ammónium mennyiségének aránya (C:N arány) az egyik kritikus tényező a nitrifikáció várható hatásfokának nagyságában. Tekintettel arra, hogy a szervesanyag bontók és a nitrifikálók szaporodási tulajdonságai jelentősen eltérnek - azaz a nitrifikálók lassabban szaporodnak – fennáll s veszélye annak, hogy a ammónium oxidálók „kimosódnak” a rendszerből. Egyszerűbb reakciókinetikai összefüggések segítségével előre jelezhető hogy a nitrifikáció megvalósulhat-e az adott tisztítórendszerben.

A gyakorlatban azonban több példa is ismert, amikor a nitrifikáció a vártnál kisebb, vagy éppen nagyobb hatásfokkal megy végbe. Erre észak-amerikai szennyvíztisztító telepeken keresztül példákat mutatunk be, amelyekben azonos nagyságú fenntartott iszapkor és a hőmérséklet ellenére eltérő volt a nitrifikáció mértéke. A szennyvízhőmérséklet és a teljes nitrifikáció közötti kapcsolatra a Θ = 3,05 ⋅ e1,127 (20−t ) összefüggés ismert (lásd 18. ábra görbéje). A nitrifikációhoz szükséges minimális iszapkor értéke, azonban sokkal kisebb is lehet. Rövidebb iszapkor esetén is kimutattak teljes nitrifikációt (18. ábra pontserege). Érdekességként meg kell jegyezni, hogy az iszapkort, mint tervezési/méretezési paramétert éppen a nitrifikáció biztosítása miatt kezdte a gyakorlat alkalmazni az 1960-as évek közepén. 20 18

Minimális iszapkor (d)

16

Teljes nitrifikáció (Rich, 1980 alapján)

14 12 10 8 6 4 2 0 0

5

10

15

20

25

Hőmérséklet (Celsius)

18. ábra - A szennyvízhőmérséklet és a minimális iszapkor kapcsolata. (Rich, 1980 alapján).

A nitrifikáció növelés lehetőségei Vázoljuk azokat a mérnöki módszereket, amelyek a nitrifikáció hatásfoknövelésére alkalmasak lehetnek. Ezek között a nitrifikáló mikroszervezetekkel történő beoltás, a kémiai előkezelés, a reaktorelrendezés megváltoztatása szerepelnek. Számítási példákon keresztül olyan alapismereteket adunk át, amelyek a nitrifikáció fenntartásához szükségesek lehetnek a tisztítórendszer üzemelése során: becsüljük a nitrifikációhoz szükséges oxigén mennyiségét, illetve meglévő telep adatait felhasználva (anyagmérleg egyenletek felhasználásával) számítjuk a nitrifikáló biomassza mennyiségét és szaporodási jellemzőit. A fentiekből kitűnik, hogy a nitrifikáció a környezeti hatásokra érzékenyen reagáló mikrobiológiai folyamatként jellemezhető. A szakirodalmi adatok is felhívják a figyelmünket a nitrifikáció előrejelzésének meglehetősen nagy bizonytalanságára. Általános vélekedés, hogy a nitrifikáció sebességét meghatározó körülmények egyikének romlása a folyamat sebességének csökkenését, vagy leállását eredményezheti. A gyakran változó nyers szennyvíz összetétel (ammónium-nitrogén koncentrációja, lúgosság), akut vagy krónikus inhibíciós hatások, a reaktorban fenntartott oxigén koncentráció, az iszapkor változása a nitrifikáció biztosítására alkalmas rendszer hatásfokának csökkenését okozhatja. A hatékony nitrifikáció biztosítása tehát minden esetben komoly feladatot jelent az üzemeltetők számára.

Nitrifikáció a biofilmben Ismertetjük a biofilmes tisztító rendszerekben található biofilm főbb sajátosságait. Hasonlóképpen a pelyhes szerkezetű biomasszához, a biofilmben lejátszódó nitrifikációt a hőmérséklet, szervesanyag és ammónium-koncentráció, pH és lúgosság, a reaktor-specifikus paraméterek (reaktor elrendezés, a reaktor hidraulika az oxigénátadás hatékonysága, biofilm leválás stb.) és biofilm-specifikus paraméterek (oldott tápanyagok, szilárd anyagok, nitrifikációt gátló anyagok, mikroorganizmusok szaporodási jellemzői, biomassza sűrűség és vastagság, telítési kinetikai jellemzők stb.) befolyásolják. A rögzült biofilmben az aerob körülmények biztosítása nagyobb mennyiségű levegő bevitelét igényli, tekintettel a biofilm növekedése során bekövetkező oxigén transzport korlátokra. Ennek eredményeként a biofilmes reaktorokban igen magas (vízfázisbeli) oldott oxigén koncentrációt kell biztosítani. Az oxigén diffúzió eltérő volta ellenére, az egyes biofilmes eljárások (csepegtetőtest, merülőtárcsás rendszerek és bioszűrők – lásd később) esetében a vízben fenntartandó oxigénszint közel azonos: általában 3-4 mg·L-1-nél nagyobb oldott oxigén koncentráció biztosítása szükséges. Az üzemeltetői gyakorlatban gyakoriak az ennél is jóval magasabb értéken tartott (6-7 mg·L-1) koncentrációk, melyek gazdaságtalan üzemeltetéshez vezethetnek. A bioszűrőkben a hordozóanyag magassága a 4 métert is meghaladja, az eltérő mennyiségű szubsztrát (szervesanyag, ammónium) az oxigénfogyasztás mértékét is befolyásolja. A reaktor legnagyobb oxigénfelvétellel jellemezhető részén - vagyis ahol a legnagyobb mennyiségben található a biológiailag aktív aerob biomassza - szükséges a megfelelő mennyiségű oxigénellátás fenntartása. A denitrifikáció Denitrifikáció minden olyan környezetben megvalósulhat, amelyben a denitrifikáló mikroorganizmusok számára oxidált állapotban lévő nitrogénvegyületek (NO2-, NO3-) (terminális elektronakceptorként) és a denitrifikáló szervezetek számára szükséges szerves szénforrás (elektrondonorként) rendelkezésre áll. A denitrifikáló mikroorganizmusok alacsony oxigén koncentrációkkal jellemezhető (mikro)környezetben könnyen bontható szervesanyag felhasználásával képesek a nitrátot terminális elektron akceptorként használni a sejtlégzéshez, miközben a nitrátot nitrogén gázzá redukálják. Az eleveniszapos rendszerekben a heterotróf mikroorganizmusoknak csupán egy része képes denitrifikációra. A látszólag egyszerű folyamat megvalósítása a szennyvíztisztító telepeken meglehetősen nehéz, a folyamatot befolyásoló tényezők nagy száma miatt. A tárgy keretében ezért a folyamatot befolyásoló főbb tényezők ismertetése mellett kitérünk a külső körülményeknek, mint például • oldott oxigén mennyiségének, • pH-nak, • a hőmérsékletnek, • a szénforrások mennyisége és minősége stb. hatására is. Azokban a denitrifikációs rendszerekben, ahol nem elegendő a szennyvíz szervesanyag tartalma a külső szénforrások adagolására van szükség. Számítási példák bemutatásával elemezzük a gyakorlatban alkalmazott külső szénforrások (pl. metanol, etanol, ecetsav stb.) denitrifikációra gyakorolt hatásait.

A tisztított szennyvízre vonatkozó határértékek szigorodása a telepek korszerűsítését, bővítését igényelhetik. A Zürichi Szennyvíztisztító Telep példáján keresztül jól szemléltethető a nitrogéneltávolításra történő intenzifikálás. Az alkalmazott módszerek lehetőséget teremtettek kapacitás számottevő növelésére, illetve a költségek jelentős mértékű csökkentésére is. Ebben döntő szerepet kapott a telep lépcsőzetes és fokozatos fejlesztése, amely a gondosan tervezett laboratóriumi és félüzemi kísérletsorozatok és matematikai modellezés eredményein alapult. A szervesanyag anaerob körülmények közötti lebontása Az anaerob biológiai folyamatok között vizsgáljuk: A környezeti tényezők hatását a folyamatok sebességére Reakciók Keletkező végtermékek összetételét, sajátosságait (energiamérlegek) Anaerob folyamatok tápanyagigényét Bemutatunk: Jellemző anaerob rendszereket (élelmiszeripari, söripari alkalmazások) Számítási példával illusztáljuk az anaerob rendszerek működését: a rothasztás biogáztermelése, energia kihozatal A biológiai többletfoszfor eltávolítás A biológiai többletfoszfor eltávolítás alapfolyamatait és annak sebességére ható külső körülményeket ismertetjük. Vizsgáljuk a szubsztrát koncentráció sebességmegszabó szerepét. Szakirodalom Henze, M., Harremoës, P., Jansen, J. and Arvin, E. (1995a): Wastewater Treatment Biological and Chemical Processes. ISBN 3-540-58816-7 Springer-Verlag Berlin Heidelberg New York. Comeau, Y. Hall, K. J. Hancock R. E. W. and Oldham W. K. (1986): Biochemical model for enhanced biological phosphorus removal Water Research, Vol 20, Issue 12, December Pages 1511-1521

9. hét 9. gyakorlat (2 óra) Számítási gyakorlat A gyakorlat keretében a hagyományos mérnöki technológiai számítások közül az ATV A131 és az EPA (US Environmental Protection Agency) által kidolgozott módszereket ismertetjük. Mindkét módszer tartalmazza az eleveniszapos biológiai szennyvíztisztítók biológiai reaktorainak illetve az utóülepítőinek méretezéséhez szükséges ismereteket. Ismertetjük a számítás hátterében lévő fontosabb összefüggéseket (iszapkor, iszapterhelés tartózkodási idő stb.). A gyakorlaton egy mintapéldán keresztül egy szennyvíztisztító telep műtárgyainak méretezését is elvégezzük Szakirodalom ATV-SCHRIFTENREIHE (1997). Stand und Financierung der Abwasserentsorgung. Ergebnisse der ATV-umfrage. 1997. EPA (1993): Manual, Nitrogen Control. United States Environmental Protection Agency, EPA/625/R-93/010.

10. hét 10. előadás (2 óra) Az eleveniszapos szennyvíztisztító rendszerek kialakítása Az alábbiakban azokat az eleveniszapos szennyvíztisztítási eljárásokat, biológiai reaktor kombinációkat ismertetjük, amelyek a nemzetközi gyakorlatból ismertek, és működésüket már hazai tapasztalatok is alátámasztják. A felsorolásra kerülő technológiai változatok közepes (10000 leé), vagy annál nagyobb méretű települések szennyvíztisztítási problémájának megoldására alkalmazhatók. A meglévő telepek intenzifikálási lehetőségeinek vizsgálatánál a hazai telepek sajátosságait vettük figyelembe, és dolgoztunk ki - egyelőre a helyi sajátosságok figyelembe vétele nélkül - a bővítés/korszerűsítésre vonatkozó javaslatokat. A tisztítás technológia főbb lépései Mechanikai kezelés A mechanikai szennyvíztisztítás rácsot, homokfogót és ülepítő medencét tartalmaz, mely utóbbi csupán az alakos formában lévő szerves anyagok egy részének eltávolítására képes. Mechanikai kezeléssel a nyers szennyvíz BOI tartalmának körülbelül 30%-a távolítható el. Az előülepítés alkalmazása fontossá válhat olyan esetekben, amikor a csatornahálózaton érkező szennyvíz szervesanyag tartalma – különösképpen a partikulált frakció mennyisége túlságosan magas. Az ülepedőképes szervesanyag eltávolításával a biológiai rendszer terhelése csökkenthető, továbbá a fenntartható iszapkor nagysága növekszik. A mechanikai kezelést általában első lépcsőnek tekintik a nagyobb hatásfokú szennyvíztisztítási eljárások alkalmazása során. Elő-denitrifikációs reaktorkonfigurációt alkalmazó tisztítórendszerekben azonban az ülepítés a szén-nitrogén arány, illetve a biológiailag könnyen bontható szervesanyagok arányainak megváltoztatásával a biológiai tisztítást kedvezőtlen irányba is befolyásolhatja. A mechanikai fokozat műtárgyainak és gépészeti berendezéseinek ismertetésére a 14. hét előadásain kerül sor. Biológiai kezelés Kommunális szennyvizek biológiai kezelésére az eleveniszapos és a biofilmes eljárások ismertek. Az eleveniszapos telepeken az iszapkor nagyságától függően kisterhelésű (nagy iszapkor > 7 nap, vagy <0,1 kgBOI7·kgTSS-1·d-1fajlagos iszapterhelés) normál, illetve nagyterhelésű (iszapkor < 2 nap >0,5 kgBOI7·kgTSS-1·d-1) telepeket különböztetünk meg. A szennyvíz nitrogéntartalmának eltávolítására nitrifikáció, illetve denitrifikáció folyamatai szükségesek. A foszfor eltávolítása biológiai úton is megvalósítható (anaerob/aerob körülmények) mindazonáltal a hazai gyakorlatban a tisztított szennyvíz foszfor tartalmát általában csak 1-2 mg/L koncentrációig lehetett csökkenteni. A leggyakrabban alkalmazott biofilmes eljárások a csepegtetőtestek, merülőtárcsás biológiai szennyvíztisztítók és a bioszűrők (biofilterek). Bioszűrők csak megfelelően előkezelt (lebegőanyagokat kis mennyiségben tartalmazó) szennyvizek esetén alkalmazhatók. Kombinált biológiai/kémiai kezelés (kémiai szennyvízkezelés részleteit lásd a 12. tanulmányi hét előadásán)

A kémiai és biológiai eljárások összekapcsolásával elő- (19. ábra), szimultán- (20. ábra) és utó-kicsapatásos rendszerek alakíthatók ki. Az elnevezések a vegyszeradagolás helyére (a biológiai fokozat előtt, alatt és után) mutatnak rá. Fémsó 15 perc 20 perc

Rács

Homokfogó Flokkulátor

3h

2h

Eleveniszapos medence

Előlepítő

3h

Utóülepítő

19. ábra - Az elő-kicsapatás folyamatábrája

Fémsó 3h

20 perc

Rács

Előlepítő

Homokfogó

5h

3h

Eleveniszapos medence

Utóülepítő

20. ábra - A szimultán kicsapatás folyamatábrája

A szennyvíz kémiai előkezelését és utódenitrifikációt megvalósító eljárás sémája látható a 21. ábra. Ennek a változatnak az előnye, hogy a legjobb hatásfokú denitrifikációt képes biztosítani. A külső szénforrás adagolása az üzemelés költségeit jelentősen növeli, a szükséges reaktortérfogat nagysága – összehasonlítva az elő-denitrifikációs rendszerekkel – sokkal kisebb. Ez a technológiai változat elsősorban közepes, vagy nagyobb méretű szennyvíztisztító telepekre javasolható.

Fémsó

Rács

20 perc

3h

Homokfogó

Előlepítő

3h

Eleveniszapos medence

Utóülepítő

21. ábra - Az elő-kicsapatásos, utó-denitrifikációs technológia folyamatábrája

A nitrogén és foszfor együttes eltávolítására a szimultán vegyszeradagolás és elődenitrifikációs reaktorkonfiguráció is alkalmas (22. ábra). Ez a változat azonban nagyon szigorú összes nitrogénre vonatkozó határértékek esetében nem javasolható: a belső nitrát recirkulációs rendszerek hatásfoka általában jóval alulmarad az utó-denitrifikációt alkalmazótól.

Fémsó 3 h

20 perc

Rács

Homokfogó

Nitrifikált szennyvíz recirkuláció

Eleveniszapos medence

Előlepítő

3h

Utóülepítő

22. ábra - A szimultán kicsapatásos, elő-denitrifikációs technológia folyamatábrája

1. Táblázat - Különböző szennyvíztisztítási változatok szennyezőanyag eltávolítási hatásfoka (Ødegaard és Karlsson 1994; Kroiss et al., 1996; az ATV- SCHRIFTENREIHE, 1997; Somlyódy és Shanahan, 1998 alapján)

Eltávolítás hatásfoka (%)

Szennyvíztisztítási változat Mechanikai (ülepítés) B (nagyterhelésű) (F=0,5) K (közvetlen kicsapás) M+kisterhelésű B. (F=0,1) (nitrifikációval) M/B/K (szimultán kicsapás) (F=0,2) (nitrifikáció nélkül) K/B (előkicsapás) (F=0,2) (nitrifikációval) M/B/K (elődenitrifikáció, szimultán kicsapás) K/B (utódenitrifikáció, előkicsapás) M/B (biol. P eltáv, elődenitrifikáció)

Kód

Iszapprodukció Össz.N (gTSS/m3 ) 5 100 10 200 10 250 175 20

BOI

TSS

ÖP

T1 T2 T3

30 90 75

50 90 90

15 30 90

T4

95

90

35

T5

90

90

85

10

T6

90

90

90

15

T7

95

90

90

70

T8

95

90

90

85

T9

95

90

85

70

230 290 230 310 200

M – mechanikai, B – biológiai, K – kémiai tisztítás Eleveniszapos rendszerek iszapterhelés értéke F, (kgBOI7/kgTSS/d) Telepméret: 100000leé; fajlagos szennyvízmennyiség: 400 l/leé/d; Fajlagos értékek: 70 g BOI7/leé/d; 80 gTSS/leé/d; 2,25 gTP/leé/d; 12 TN/leé/d.

A 1. Táblázatban több, USA-beli, skandináviai, németországi és ausztriai szennyvíztisztító telepek adatainak felhasználásával készült szennyezőanyag eltávolítási hatásfokok láthatók. Az alábbi táblázatban szereplő, a fajlagos szennyvízmennyiségre vonatkozó becslés értéke (400 l/fő/d) magasnak tekinthető. Az USA-ban, és több skandináv országban is előforduló érték azonban a hazai telepek esetében nem fordul elő. Szennyvíztisztító telepek főbb intenzifikálási módszerei A szennyvíztisztító telepek egy adott tisztított szennyvíz minőség elérése érdekében működnek, melyet a befogadóvédelmi vízminőségi követelmények határoznak meg. A

környezetvédelmi előírások szigorodása a technológia korszerűsítését, a meglévő rendszerek hatékonyabb kihasználását, avagy új tisztító egységek építését követeli meg. Meglévő szennyvíztisztító telepek intenzifikálására biológiai és kémiai eljárások egyaránt alkalmazhatók. A hazai viszonyokra való tekintettel az alábbi három kiindulási helyzet vizsgálata indokolt: • • •

mechanikai szennyvíztisztító telep, nagyterhelésű biológiai szennyvíztisztító telep, kisterhelésű biológiai szennyvíztisztító telep intenzifikálása szükséges.

A beruházás költségeinek csökkentésére a korszerűsítés során feltétlenül indokolt a meglévő műtárgyak, berendezések minél jobb kihasználása. A bővítés, intenzifikálás során cél a költséghatékonyság, vagyis az egységnyi eltávolított szennyezőanyagra jutó egyes költségfajták (beruházási és üzemelési) együttes csökkentése, melyre több példát találunk a szakirodalomban. Az intenzifikálás végrehajtásának javasolható módja a lépésenkénti korszerűsítés. Az első lépésben a szervesanyag eltávolítása történne, melyet a (kémiai) foszforeltávolítás követhet majd a biológiai fokozat kiépítése nitrifikációra, majd végül növényi tápanyag eltávolításra. Mechanikai telepek intenzifikálása Mechanikai tisztítótelepek intenzifikálására első lépésben két főbb irány, a biológiai illetve a kémiai úton történő intenzifikálás lehetséges. A CEPT (vegyszeradagolással intenzifikált mechanikai kezelés) és a közvetlen kicsapatás viszonylag könnyen megvalósítható kémiai eljárások. Skandináv adatok szerint ez utóbbi eljárás költséghatékony megoldás mechanikai szennyvíztisztító telepek intenzifikálása esetén. Biológiai megoldások közül a nagyterhelésű eljárás javasolható első lépésként. Nagyterhelésű biológiai telepek intenzifikálása A megfelelő nitrifikáció elérése érdekében kétféle lehetőség kínálkozik: amennyiben van előülepítő műtárgy a telepen, kémiai kezelés alkalmazásával (elő-kicsapatás) a biológiai fokozat szervesanyag terhelése csökkenthető, ezáltal jobb nitrifikáció érhető el (lásd még NKFP, 2003). A másik megoldás - ami általában drágább - az új reaktorterek építése. Mechanikai-biológiai telepek intenzifikálásánál a kémiai módszerek különösen hatékonyak lehetnek amennyiben (i) a telep hidraulikai avagy például szervesanyag tekintetében túlterhelt, (ii) a meglévő telep hatásfokának javítása a cél, például szigorúbb elfolyó tisztított víz határértékek miatt, (iii) nagyobb mértékű foszforeltávolítás szükséges (iv) a szennyvíz mennyisége időben nagymértékben változik (v) ipari eredetű szennyezőanyagok nagy mértékben terhelik a telepet. Kisterhelésű biológiai telepek intenzifikálása A nitrifikáció hatásfoka növelhető (részleges nitrifikációt biztosító biológiai szennyvíztelepen) kémiai kezeléssel, amennyiben előülepítő működik a telepen. Kisebb kapacitású telepen a kémiai intenzifikálás szimultán kicsapatással valósítható meg. Utókicsapatás - tekintettel arra hogy ebben az esetben új ülepítő medence építése szükséges drága megoldás. A biológiai foszforeltávolítás új reaktortér (vagy terek) kialakításával érhető el. Kémiai foszforeltávolítással nagyobb mértékű foszfortartalom csökkentés érhető el. Mivel kis kapacitású szennyvíztisztító telepeken előülepítő ritkán épül, a szimultán kicsapatás a javasolható eljárás.

A kisterhelésű rendszerek intenzifikálásánál a hatékony bioreaktor elrendezésben kap fontos szerepet. Ennek vizsgálata az NKFP projekt további fejezeteiben találhatók. A hazai telepek intenzifikálási lehetőségeinek vizsgálatánál több esetben is nyilvánvalóvá vált, hogy reaktortérfogat növelés nélkül (esetleg minimális műtárgytérfogat növeléssel) a jelenleginél jóval nagyobb hatékonyságú tisztítás érhető el. Az egylépcsős eleveniszapos rendszerekben a nitrifikáció és denitrifikáció többnyire térben és időben elválasztott környezetben zajlik. Utó-denitrifikáció esetén (a denitrifikáló egység a nitrifikálót követi) a szerves anyag mennyiségét rendszerint külső forrásból kell pótolni. Elődenitrifikációs rendszer (23. ábra) a nitrifikált szennyvíz kormányzásával és a nyers (esetenként előülepített) szennyvíz könnyen bontható szervesanyag tartalmának kihasználásával működtethető. Az elő-denitrifikáló rendszerek nitrát eltávolítási hatékonysága mindezek ellenére rosszabb, 70% közeli.

a +C

b

c 23. ábra - Egylépcsős eleveniszapos tisztítórendszerek szervesanyag eltávolításra (a), utó-denitrifikációval (b) és elő-denitrifikációval (c).

Reaktorelrendezések Az LE és MLE eljárások A Ludzack-Ettinger (LE) olyan kétlépcsős nitrifikáció/denitrifikációs eljárás, melyben az anoxikus zónát a levegőztető zóna követ. Az elődenitrifikációs eljárásban a denitrifikálók számára szükséges szervesanyagot a nyers szennyvíz biztosítja. Iszap recirkuláció (50-100%)

Nyers szennyvíz

anoxikus

oxikus

Elfolyó szennyvíz

24. ábra - Az LE eljárás folyamatábrája

A módosított LE eljárásban (Modified Ludzack-Ettinger) egy további, belső recirkulációt alkalmaz. A nitrifikációt követően a nitrifikált eleveniszap szuszpenziót a belső recirkuláció szállítja a nem-levegőztetett zónába, ahol a denitrifikációra kerül sor az alacsony oldott oxigén koncentráció következtében. Az MLE eljárásban azonban a hatékony nitráteltávolítshoz nagymértékű recirkulációt kell biztosítani: ennek mértéke általában a nyers szennyvíz mennyiségének 2-6-szorosa. A nitrogéneltávolítás hatékonysága legnagyobb mértékben a recirkuláció nagyságától függ, a szervesanyag hiánya kevesebb esetben okoz

rossz hatékonyságot. Sok ilyen szennyvíztisztító telepet építettek ezzel az eljárással. Az összes nitrogén eltávolítási hatásfok értéke általában alig haladja meg a 70%-ot. Az nyers szennyvíz könnyen bontható szervesanyag tartalmának időszakos hiánya esetén azt az elődenitrifikációs reaktor konfiguráció esetén gyakran külső szénforrással pótolják. Iszap recirkuláció (50-100%) Belső recirkuláció (200-600%) Nyers szennyvíz

anoxikus

Elfolyó szennyvíz

oxikus

25. ábra - Az MLE eljárás folyamatábrája

A négy- és ötlépcsős Bardenpho A négylépcsős (four stage) eljárás hatékonysága az MLE-nél jóval nagyobb. Az MLE eljárás két reaktorához további két új reaktort kapcsoltak. Az eljárásban a nitrifikáló reaktort egy anoxikus, azt követően pedig egy újabb levegőztető egység követi. A második anoxikus egység feladata a az első két reaktor (1. anoxikus és aerob) után maradó nitrát eltávolítása. Amennyiben a maradék könnyen bontható szervesanyag mennyisége kevés a hatékony denitrifikációhoz, ebbe a reaktorba szénforrást adagolnak. Az utolsó aerob reaktor pedig az esetlegesen kialakuló anaerob viszonyok elkerülésére és a nitrogéngáz kilevegőztetésére szolgál, illetve a maradék szervesanyag és ammónium oxidációja is megvalósulhat. A Bardenpho eljárásban a nitrogéneltávolítási hatásfok meghaladja a 85%-ot. Nyers szenny víz

Iszap recirkuláció (50-100%) Belső recirkuláció (200-600%) 1. anoxikus

Elfolyó szennyvíz 2. anoxikus

oxikus

Levegőztetés

26. ábra - A négylépcsős Bardenpho eljárás folyamatábrája

Az ötlépcsős Bardenpho eljárásban biológiai többletfoszfor eltávolítás is megvalósul. Ebben a reaktorkonfigurációban egy anaerob zóna előzi meg a 1. anoxikus zónát. A foszforeltávolítás hatásfoka kiemelkedően magas is lehet, 0,5 mg/L-es össze foszfor koncentráció is elérhető a tisztított szennyvízben. Nyers szenny víz

Iszap recirkuláció (50-100%) Belső recirkuláció (200-600%) 1. anoxikus

oxikus

Elfolyó szennyvíz 2. anoxikus

Levegőztetés

27. ábra - Az ötlépcsős Bardenpho eljárás folyamatábrája

Az AA/O eljárás (3 lépcsős Phoredox) Az AA/O eljárás az MLE-t egészíti ki egy, a reaktor sor elejére helyezett anaerob reaktorral. Ilymódon biológiai többletfoszfor eltávolítás, és nitrogéneltávolítás is megvalósítható.

Iszap recirkuláció (50-100%) Belső recirkuláció (200-600%)

Nyers szennyvíz

anoxikus

oxikus

Elfolyó szennyvíz

28. ábra - Az AA/O eljárás folyamatábrája

A UCT/MUCT eljárások A növényi tápanyag-eltávolításra alkalmas eljárások közül a két legkorábbi a Dél-afrikai Köztársaságban fejlesztett UCT (University of Cape Town) és MUCT (Modified UCT). Az anaerob anoxikus és oxikus reaktorokat is tartalmazó két konfiguráció meglehetősen bonyolult, amely mind a tervezését, mind pedig az üzemeltetését bonyolulttá teszi. Ennek ellenére több országban is – bár nem túl nagy számban – alkalmazták ezeket az eljárásokat. 2 Q

2 Q

Q

2 Q

2 Q

Q

Q

29. ábra - A UCT-VIP és a MUCT eljárások sémája

Számítási példa reaktorméret meghatározására: Az előadáson egy egylépcsős eleveniszapos szennyvíztisztító rendszer reaktorméreteinek számítását mutatjuk be a német ATV A131 irányelv felhasználásával. A biofilmes szennyvíztisztító rendszerek kialakítása A biofilmes avagy biológiai hártyás rendszerek közé sorolhatók a csepegtetőtestes, merülőtárcsás, mozgóágyas (moving bed), és rögzített ágyas (fixed bed). Biofilmes rendszerekben szervesanyag eltávolítás, nitrifikáció és denitrifikáció egyaránt megvalósítható, illetve a megfelelő ciklusok kialakításával egyes reaktortípusok esetében biológiai többletfoszfor eltávolítás is. A biofilm - ellentétben a szuszpendált formában lévő biomasszától - tovább tartható a tisztítórendszerben, miáltal nagyobb iszapkor érhető el. A biofilmes reaktorok működése szempontjából kritikus lehet a biofilmben létrejövő diffúzió, mely a szubsztrátok transzportjára, ezáltal a mikroorganizmusok kompetíciójára van hatással. A biofilmes reaktorokban, a reaktorok jellegétől függően eltérő vastagságú biofilm alakul ki, ezáltal a fenti hatások (diffúzió, kompetíció, inhibíciós hatások stb.) mértéke eltérő lehet. Bioszűrők Az elmúlt 15 év során a biofilmes reaktoroknak igen sok változata fejlődött ki. A vízborításos (submerged) biofilmes egységek között a rögzített (fix) ágyas, az expandált ágyas, illetve a

fluidizált ágyas reaktorok terjedtek el. A leggyorsabb fejlődést a rögzített ágyas bioszűrők esetében figyelhetjük meg, de intenzív fejlesztés tapasztalható a mozgóágyas (moving bed) biofilm reaktorok esetében is. Az eljárás a „szűrés” elnevezést a nagymértékű lebegőanyag visszatartás (filter) miatt kapta, melynek eredményeként további szilárd-folyadék fázisszétválasztásra nincs szükség. A bioszűrők töltetében kialakuló szűrési mechanizmusok azonban lényegileg különböznek a kizárólag fizikai folyamatokat megvalósító szűrőkben (pl. az ivóvíztisztítás gyorsszűrői) zajló folyamatoktól. Megjegyzendő, hogy a kizárólag bioszűrő egységeket alkalmazó tisztítórendszerekben a szűrők öblítővíz lebegőanyag tartalmának eltávolítására valamilyen egyéb szilárd-folyadék fázisszétválasztó műtárgyat is kell építeni. Bioszűrő egységeket elsősorban meglévő tisztítótelepek technológiai sorába illesztettek be. A reaktorokat többnyire a technológiai sor végén helyezték el, feladatuk többnyire a szervesanyag illetve lebegőanyag koncentráció további csökkentése, illetve a nitrogén eltávolítása volt, de ismert olyan reaktor is, mely kizárólag a foszfor eltávolítására épült. A párizsi Achéres nagyterhelésű eleveniszapos szennyvíztisztító telepen, Kölnben (Stammheim) kisterhelésű, nitrifikációt is megvalósító tisztítórendszert egészítették ki bioszűrőkkel. Az oslói VEAS telepen a közvetlen kicsapatásos technológiát megvalósító telepen épültek bioszűrők. Ezen a telepen a bioszűrő egységek a nitrogén eltávolítása mellett a korábban is kiemelkedően jó lebegőanyag illetve a foszforeltávolítás hatásfokát is tovább növelték. A bioszűrő reaktorok többféle kialakításban épültek. A vízáramlás iránya alulról felfelé (BIOFOR, BIOSTYR típusok), illetve felülről lefelé irányuló lehet. Az üzemi körülmények között működő reaktorokban a szűrőréteg magassága többnyire 3-4 m közötti. BIOFOR típusú bioszűrő egységet mutat a 30. ábra.

30. ábra - BIOFOR típusú bioszűrő egység. (1. Szennyvíz bevezetés, 2. Öblítő levegő 3. Levegőbevitel, vagy szénforrás bevezetés, 4. Tisztított víz elvezetés, 5. Öblítő zagyvíz elvezetés, 6. Öblítővíz)

Fluidágyas reaktorok A biológiai szennyvíztisztításban alkalmazott fluidágyas (mozgóágyas) reaktorok működését mutatjuk be egy gyakorlati példán keresztül. A biofilmes és eleveniszapos szennyvíztisztító rendszerek kombinációja Példák, esettanulmányok működő rendszerekre

A bemutatásra kerülő kombinált eleveniszapos/bioflmes szennyvíztisztító rendszerek között hibrid reaktort tartalmazó eljárások (Linpor és Kaldnes eljárások) tapasztalatait ismerhetik meg a hallgatók. Szakirodalom ATV-SCHRIFTENREIHE (1997). Stand und Financierung der Abwasserentsorgung. Ergebnisse der ATV-umfrage. 1997. Daigger, G.T., Norton, L.E. Wattson, R.S. Crawford, D. and Sieger, R.B. (1993): Process and Kinetic Analysis of Nitrification in a Coupled Trickling Filter / Activated Sludge Processes, Water Environment Research, Vol. 65, No. 6, pp. 750-758. EPA (1993): Manual, Nitrogen Control. United States Environmental Protection Agency, EPA/625/R-93/010. Schreff, D. and Wilderer, P.A. (1998): Nitrogen Removal in Multi-Stage Wastewater Treatment Plants by Using a Modified Post-Denitrification System. Wat.Sci.Tech. Vol. 37, No. 9, pp. 151-158. Somlyódy, L. and Shanahan, P. (1998): Municipal wastewater treatment in Central and Eastern Europe - present situation and cost-effective development strategies. A report for the Environmental Action Programme for Central and Eastern Europe. Manuscript. The World Bank. Kárpáti, Á. (2005): A szennyvíztisztítás kulcskérdései és főbb fejlődési irányai. Maszesz Hírcsatorna. 2005. január-februári szám, pp. 10-17. Műszaki irányelvek (1984) MI-10-127/4-84: Településekről származó szennyvizek tisztító telepei: Ülepítő. pp. 13-24. és Műszaki irányelvek (1984) MI-10-127/5-84: Településekről származó szennyvizek tisztító telepei: Biológiai tisztítás. Benedek, P. (1990): Biotechnológia a környezetvédelemben (szerk.). Műszaki Könyvkiadó. 282. p. Benedek, P. és Valló, S. (1990): Víztisztítás-szennyvíztisztítás zsebkönyv, 3. kiadás, Műszaki Könyvkiadó, Budapest, ISBN 9631085554.

10. hét 10. gyakorlat (2 óra) Számítási gyakorlat A gyakorlaton meglévő eleveniszapos szennyvíztisztító telep adatainak felhasználásával technológiai ellenőrző számítást végzünk. A számítás segítségével feltárhatók a technológiai sorban rosszul működő egységek.

11. hét 11. előadás (2 óra) Az eleveniszapos szennyvíztisztító rendszerek kialakítása (folyt.) Szilárd-folyadék fázisszétválasztás Az ülepítés fizikai folyamatai Az eleveniszapos biológiai szennyvíztisztítási rendszerek alapvetően két működési egységből épülnek fel: a biológiai reaktorokból (vagy annak különböző funkciókkal felruházott és ezeknek megfelelően átalakított formáiból) és az utóülepítőből, azaz a szilárd/folyadék fázisszétválasztásra szolgáló egységből. A biológiai folyamatoknak helyet adó medencében a különböző „eltávolítási”, szennyvízkezelési funkciók valósulnak meg, míg az utóülepítő medencében a kezelt szennyvíztől választják el a lebegőanyagot különböző flokkulációs folyamatok felhasználásával, a gyakorlatban szinte kizárólagosan gravitációs ülepítési mechanizmus segítségével. Ez utóbbi technológiai célnak megfelelően az utóülepítőnek kettős, egymástól nem független célja van: egyrészt a lehetőség szerinti legalacsonyabb lebegőanyag tartalmú kezelt szennyvíz (alacsony zavarosságú elfolyó, tisztított szennyvíz) minőség biztosítása, másrészt a lehető legkoncentráltabb recirkulációs iszap biztosítása. Az ülepítés fizikai hátterének ismertetése során a „Hazen féle” elképzelés mellett a NavierStokes féle összefüggésekre is kitérünk. Az ülepedő részecskék elméleti tárgyalása mellett az ülepítők kialakításának következményeit is vizsgáljuk. Kialakítás (kör, vagy négyszög alaprajzú kialakítás, radiális, függőleges, vagy hosszanti vízátfolyás) A két ülepítő alak esetében a pelyhes szerkezetű eleveniszap pelyhek mozgási pályájában találunk különbséget. A hosszanti átfolyású ülepítőkben általában másodfokú, míg radiális átfolyás esetében harmadfokú görbével jellemezhető a mozgási pálya. Az ülepedő részecske pályája elsősorban a vízelvétel helyét (távolság a medence szélétől) befolyásolhatja. A függőleges átfolyású medencék – tekintettel az építési mélységekre - általában kisebb vízhozamú (<500 m3/d) telepek esetében alkalmazhatók. Hidraulikai terhelés Az ülepítő hidraulikai méretezésénél fontos az érkező szennyvizek mennyiségének napon belüli változásának ismerete. A tervezési gyakorlatban az óracsúcs tényezők alkalmazásával lehetséges a vízmennyiség változását becsülni. A nemzetközi szakirodalom szerint az átlagos terhelések esetében 1,0-1,4 m·h-1, csúcsterhelés esetében pedig 1,7-2,5 m·h-1 maximális hidraulikai terhelés esetében biztosítható az ülepítő hatékony működése. Az iszaprecirkuláció értékére 20-100%-ot célszerű normál üzemmenetre feltételezni. Tekintettel arra, hogy a recirkuláció pontos nagysága a telep üzemelésének időszakában határozható meg, mindenképpen indokolt több, különböző vízhozam értékkel történő számítás elvégzése is. Lebegőanyag (iszap) terhelés Az iszapkoncentráció (MLSS) értékek alapján a felületi lebegőanyag terhelés értéke számítható. Ennek értéke 4-6 kg·m-2h-1 közötti. Ennél nagyobb értékek esetében az ülepítőben

az iszapzóna térfogata nagymértékben megnőhet, aminek következtében nagyobb elfolyó lebegőanyag koncentrációkkal kell számolni, továbbá megnő a biológiai folyamatok (pl. denitrifikáció) megjelenésének valószínűsége, ami feltétlenül kerülendő. A német ATV A-131 irányelv az ipari szennyvizek mennyiségének függvényében feltételezett SVI értéket vesz figyelembe a méretezés során. Ez a feltételezés azonban meglehetősen nagy bizonytalansággal terhelt, miáltal a végeredmény pontossága megkérdőjelezhető. Feltételezhető, hogy a jelenleg érvényben lévő csatorna rendelet a közcsatornába bocsátható anyagokkal kapcsolatos szabályzása közvetetten hat a települési szennyvizek tisztíthatóságára és szűkíti az ülepedést (pehelyképződést) károsan befolyásoló kedvezőtlen anyagok megjelenését a tisztítótelepeken. Legkisebb mélység meghatározása A legkisebb mélységre – amit az ülepítő külső szélén (periféria) mérnek - javasolt legkisebb érték: 3,0-5,5 m. Tekintettel arra, hogy a hazai tervezői gyakorlatban sokáig alkalmazták a Hazen (1904) által közölt feltételezésein alapuló tervezési alapelveket, ma is nagy számban találhatók „sekély” medencék a tisztítótelepeken. Ennek a feltételezésnek több, elméleti és gyakorlati cáfolata is megjelent, indokolt tehát a minimális ülepítő mélység szabályozása is. Iszap összegyűjtése és az iszapelvétel módja Az összegyűlt iszap várható mennyisége elsősorban az iszapterhelés függvénye. Felfúvódott iszap esetében az iszapterhelés alapján történő terhelés meghatározás azonban félrevezető lehet. Nagyobb SVI értékek (>150 ml·g-1) biológiai eredetű problémákra vezethetők vissza. A kotrószerkezet kialakításának és működtetésének módja (rendszeres karbantartása) alapvető fontosságú az utóülepítőben felhalmozódó iszap mennyiségének minimalizálásában (iszap rothadása és az ennek következtében fellépő gázképződés, amely felúsztatja az iszapot). Fenékkiképzés, fenékesés meghatározás A fenékesés tekintetében a gyakorlatban kialakult tervezési irányelvek megfelelőnek tekinthetők. Vízbevezetés eszközeinek meghatározása A korábbi eszközök (pl. Stengel-fej, Stuttgarti-típus, Geiger-típus stb.) mellett az közelmúltban fejlesztett, az ATV-Fahausschuß 2.5-ben megjelent merülőcsöves berendezés is. A további energiadisszipációs eszközök beillesztése A különböző kialakítású merülőfalas energiatörők elsősorban a bioflokkuláció (és kémiai flokkuláció) hatásfok növelésére alkalmazhatók. Vízelvezetés eszközei A sok esetben ellentmondásra vezető „bukóél-terhelés” és a „merülőcső elhelyezés”-re alkalmazhatók. Megengedhető maximális ülepítő méretek Elsősorban a szélhatás (nagy vízfelületek esetében egyenlőtlen bukóélterhelést okozó vízmozgások kialakulása) csökkentésére az optimális méretű ülepítő meghatározása. Felúszó anyag lefölözők Az eszköz jelentősége a képződő hab és felúszó iszap hatékony eltávolításában jelenik meg. Hazai telepeken elvégzett tapasztalataink szerint az egyes telepeken meglévő lefölöző eszközök többnyire hiányoznak, illetve kialakításuk működtetésük nem megfelelő.

Üzemelési prioritások Az iszapgyűjtés módja eltérő a kétféle ülepítő geometria (lásd 1. pont) esetében, kör alaprajz esetén egyszerűbb, könnyebben kezelhető (és általában olcsóbb) berendezések kaphatók. Az ülepítés hatásfokának ellenőrzése A leggyakrabban alkalmazott iszaptérfogati index (SVI: Sludge Volume Index, iszapindex, avagy a Mohlman-index) előnye, hogy a mérés végrehajtása egyszerű és viszonylag gyors. Részben ennek is tulajdonítható, hogy az ülepíthetőségi tulajdonságok jellemzésére leggyakrabban ezt a módszert alkalmazzák. A definíció szerint az iszapindex az egységnyi (1 g) iszap által elfoglalt térfogatot (ml-ben) adja meg adott időtartamú (30 perc) ülepítés után, vagyis: SVI = SV30 / X ahol:

SVI iszapindex (ml/g) SV30 az iszap térfogata 30 perc ülepítést követően (ml/l) X az iszap koncentrációja (g/l).

Az iszapindex alkalmazásának korlátjairól azonban számos esetben számol be a szakirodalom. Az iszapindex értékével kapcsolatos kritikák az alábbi problémákra vezethetők vissza: • • • • •

az SVI az iszapkoncentráció függvénye; a mérés az alkalmazott mérőhenger méreteinek (falhatás) függvénye; nincs kimutatható összefüggés az iszap reológiai tulajdonságaival; nincs közvetlen kapcsolat a ZSV-vel (zone settling velocity); csupán a 30 perc utáni ülepítési állapotot veszi figyelembe és nem ad pontos képet az iszap ülepedés dinamikus jellemzőinek változásáról a mérés alatt.

Gyakori problémák az ülepítők helytelen kialakítása miatt A megfelelő kialakítású ülepítő tervezéséhez elengedhetetlenül szükséges az ülepítő egyes, hidraulikai szempontbók fontos zónáinak ismertetése. Vízbevezetés és elvezetés zónája A vízbevezetés helytelen kialakítása az ülepedés hatásfokát jelentősen ronthatja. Az alkalmazott eszközök célja az egyenletes vízelosztás biztosítása (függőleges és vízszintes értelemben) az ülepítő tér felé. A vízbevezetésnél leggyakrabban alkalmazott eszközök a bukók, perforált csövek, illetve különféle típusú “fejek”. Néhány vízelosztó fejet mutat a 31. ábra. Igen gyakran alkalmazott vízkormányzási mód az egyszerű kialakítású merülőfal is.

31. ábra - Jellemző vízbevezetési módok

Az energiatörő eszközök nem változtathatják meg a már kialakult pehelystruktúrát, azaz nem okozhatják a pelyhek töredezését (floc break-up), vagyis a kialakuló sebesség-gradiens értéke ne haladja meg számottevően a flokkulátorterekre jellemző sebesség-gradiens értékeket. A vízbevezetés zónájának túlméretezése is gondot okoz. A kialakuló nyomásveszteséget jól kell megbecsülni, hiszen ez befolyásolja a telep többi részegységének elhelyezését is. A vízelosztó egységek aszimmetrikus elhelyezése következtében jelentős ülepedési problémák is felléphetnek. A 32. ábra a rossz elhelyezés következtében kialakuló egyenlőtlen áramlásra mutatunk be példát.

32. ábra - Egyenlőtlen vízáramlás kialakulása a Stengel-fej rossz elhelyezése miatt

Ülepítési zóna (vízszintes áramlású ülepítők) Az ülepítő második legfontosabb zónájának tekinthető az ülepítési zóna. Korábban igen kedvelt ülepítő típus volt főként keskeny és hosszú ülepítő, melyben a hosszúság/szélesség aránya legalább 1/3 volt, esetenként ennél nagyobb, 1/6 is. A hosszú ülepítők elterjedését elsősorban a rövidzárlatoktól való félelem, illetve a jó hatásfokú vízbevezetési és elvezetési eszközök ismeretének hiánya okozta. Iszapzóna Az iszapzónában a leülepedett iszap található. Az iszap koncentrációjának eloszlása általában nem egyenletes ebben a zónában, a vízbevezetés közelében nagyobb értékek mérhetők. Vízelvezetés zónája A rövidzárlatok és sűrűségi áramlások elkerülésére a vízelvezetés zónájában a vízfelszín közelében egyenletes vízelvételt kell biztosítani.

A leggyakrabban a bukókat alkalmazzák. Elterjedésük fő oka, hogy kedvező áruk mellett nagyon jó vízelvételt képesek biztosítani, tisztításuk, fenntartásuk egyszerű. Hasonlóképpen a vízbevezetés eszközeihez, pontatlan elhelyezésük rövidzárlatot okoz. Az ülepedést befolyásoló másodlagos hatások Az ülepítőkben a lebegőanyag eltávolítás hatásfokát lerontó másodlagos áramlások is kialakulhatnak. Ilyen lehet a vízfelszín közelében a vízbevezetés közelében kialakuló visszafelé irányuló áramlás (33. ábra34. ábra). Az utóülepítőn belüli folyadékáramlások insitu vizsgálatának egyik elterjedt módja a különböző festési módszerek alkalmazása. Vízelvezetés

Iszapelvétel

33. ábra - Másodlagos áramlás kialakulása radiális átfolyású ülepítőben

Vízelvezetés

34. ábra - Másodlagos áramlás kialakulása radiális átfolyású ülepítőben

Az SBR (sequencing batch reaktor) szennyvíztisztítók alkalmazása Az SBR reaktorok egymást felváltva pufferálási, ill. tisztítási funkciót látnak el ciklusidők beállítása révén. Az SBR reaktor tehát először a beállított időtartamban a szennyvíz fogadási,

pufferálási, kiegyenlítési és biológiai előkezelési funkciót lát el. Ezt követően már nem vesz fel több szennyvizet és kizárólag a rá feladott szennyvizek megtisztítását végzi. Ez utóbbi időszakban a másik SBR reaktor tölti be a szennyvíz fogadási, pufferálási funkciót, mely folyamat a beállított időtartamoknak megfelelően állandóan váltakozik. Az SBR reaktorokban a tisztítási fázis befejeztével néhány (1,5-2) órás ülepítés következik, majd ezt követően a tisztított víz leürítése történik. Ez utóbbi beépített ún. tisztított víz elvezető szivattyúk segítségével valósul meg, mely szivattyúk a tisztított szennyvizet egy elvezető vezetéken a befogadóba juttatják. Az SBR ciklusok

Szakirodalom Barótfi István (szerk.) Környezettechnika, Mezőgazdasági Kiadó, Budapest, 2000 MI-10-127-1:1984: Településekről származó szennyvizek tisztítótelepei. NKFP (2003): Korszerű szennyvíztisztító rendszerek kialakítása az EU csatlakozás tükrében című NKFP program 13. Diagnosztikai rendszer kifejlesztése az eleveniszapos rendszerek ülepítési problémáinak előrejelzésére és kezelésére. Kutatási jelentés. Fleit E. és Gulyás P. (1992) Az iszapfelúszás problémája szennyvíztisztításban. Hidrológiai Közlöny, 72. évf. 5-6 sz. pp. 306-314.

az

eleveniszapos

Horváth I. (1983) Ülepítés a víz- és szennyvíztisztítási technológiában. Budapesti Műszaki Egyetem Mérnöktovábbképző Intézete.

11. hét 11. gyakorlat (2 óra) A Dél-pesti Szennyvíztisztító Telep látogatása.

12. hét 12. előadás (2 óra) A kémiai módszerek alkalmazása a szennyvíztisztításban Az előadáson a kémiai kezelés ismertetése során a foszfor kémiai kicsapásának hátterét, az alkalmazott vegyszereket, azok jellemző dózisait mutatjuk be. A lebegőanyag eltávolításban szerepet játszó koaguláció és flokkulációs folyamatok sajátosságait ismertetjük. Kitérünk a kémiai kezelés gépészeti berendezéseire vonatkozó fontosabb követelményekre és vizsgáljuk a keverés mértékének hatását is a kémiai folyamatokra. A mechanikai tisztítást végző előülepítők a nyers szennyvízben található, könnyen ülepedő lebegőanyagok eltávolítását szolgálják. Az üzemi körülmények között működő előülepítő medencék lebegőanyag eltávolítási hatásfoka 40-50% vagy azt kismértékben meghaladó. Az ülepítési idő növelése természetesen javuló lebegőanyag eltávolítást eredményez, de a megnövekedő gázképződés és iszap-berothadás kockázata óvatosságra int. Ülepítéssel a nyers szennyvízből a szervesanyag (BOI5-ben és KOI-ban mért) tartalomnak mintegy 25-33%-a távolítható el. A nitrogén és foszfortartalmú vegyületek (összes nitrogénben, és összes foszforban mérve) mennyiségét az előülepítők csak 5-10% közötti hatásfokkal képesek csökkenteni. Fenti adatokból következik, hogy egyszerű ülepítéssel csak a szilárd formában lévő szennyezőanyagok nem túl nagy része, az oldott anyagokból pedig elenyésző mennyiség távolítható el. A kémiai előkezeléssel (vagyis a vegyszeradagolás hatására koagulációs, flokkulációs folyamatok következtében létrejövő megnövelt szilárdanyag eltávolítás) végzett korai kísérletek eredményei jó szennyezőanyag eltávolítási hatásfokokat mutattak: az FeCl3 adagolás (100-400 mgFeCl3·L-1) eredményeként 70%-os KOI, 67%-os BOI5 eltávolítási hatásfokot mértek. A szerves nitrogén mennyisége 30%-kal csökkent az ammónium nitrogén mennyiségében nem történt változás. Az USA-ban kifejlesztett CEPT eljárást (chemically enhanced primary treatment), a “vegyszeradagolással intenzifikált mechanikai kezelést” elsősorban az ülepítő medencék lebegőanyag eltávolítási hatásfokának növelésére alkalmazták. Amint azt neve is jelzi, a mechanikai szennyvíztisztító telep esetében kis dózisban koagulálószert (20-50 mgFeCl3·L-1 adagolnak, többnyire a homokfogó műtárgyba. A CEPT lebegőanyag eltávolítási hatásfoka így 80-85%, a biológiailag bontható szerves anyag, a BOI5 50-60%, a foszfor pedig 66-85% közötti. A jobb ülepíthetőség elérése érdekében a pelyhek méretének növelésére flokkulálószereket (szerves polimer) adagolnak. A megnövelt ülepedési sebességek eredményeként a CEPT eljárásban működő ülepítők hidraulikai felületi terhelése 2-3 szorosára növelhető a lebegőanyag eltávolítás hatásfokának romlása nélkül. A szennyvíz tartózkodási ideje a tisztítórendszerben mintegy 3-3,5 óra (a fertőtlenítés időigényének figyelembevétele nélkül). A 2. táblázatban a kémiai kezeléses (CEPT és a közvetlen kicsapatás eljárás) és a biológiai tisztítás (mint második fokozatú tisztítás) összehasonlítása látható. A főként észak-amerikai példákon alapuló összesítő táblázat szerint a vizsgált klasszikus komponensek tekintetében a közvetlen kicsapatásos eljárás és a biológiai tisztítás egymással egyenértékűnek tekinthető. A Norvégiában működő közvetlen kicsapásos telepek megfelelnek az EU előírásainak, csupán a BOI5 eltávolítás tekintetében szükséges az intenzifikálásuk, melyet azonban csak bővítés, vagy korszerűsítés során kell alkalmazni.

A mintegy 35 éves CEPT eljárás hatékonynak tekinthető lebegőanyag, BOI5 és foszfor eltávolításában, mely a nagyon alacsony beruházási, és elfogadható nagyságú üzemelési költségek ellenére sem nyert teret a kommunális szennyvizek tisztításában. Az észak-amerikai példák (közel 70 telep) mellett néhány európai és ausztrál telep ismert csupán. Habár a CEPT nem adhat megoldást minden esetben de mint olcsón létesíthető és üzemeltethető technológia, előnyt élvezhet a hagyományos biológiai rendszerekkel szemben. A CEPT eljárással kapcsolatos mérsékelt érdeklődés okaként a vegyszerek előállításával, szállításával kapcsolatos nehézségeket (gazdaságpolitikai kérdés), a nitrogén eltávolításának megoldatlanságát, a megnövekedett mennyiségű iszap problémáját illetve a tervezők, beruházók „drágább technológiákban való érdekeltségét” nevezik meg. 2. Táblázat - Különböző szennyvíztisztító rendszerek hatékonysága (Morissey és Harleman, 1990 alapján)

Tisztítási eljárás

TSS eltávolítás

BOI5 P eltávolítás eltávolítás 35% 20%

Ülepítés

60%

CEPT (FeCl3 és polimer)

80%

57%

85%

Második fokozatú biológiai tisztítás

85%

85%

30%

Közvetlen kicsapatás (FeCl3 és polimer)

91%

80%

95%

Iszapprodukció (száraz tömeg·d-1) X 1,33 X (TSS) 0,12 X (vegyszerek) 1,45 X (összesen) 1,42 X (TSS) 0,48 X (keletkező biomassza) 1,90 X (összesen) 1,53 X (TSS) 0,47 X (vegyszerek) 2,00 X (összesen)

A közvetlen kicsapatás Az úgynevezett “közvetlen kicsapatásos” eljárást főként a skandináv országokban alkalmazzák széleskörűen. A közvetlen kicsapatásos eljárás esetén alkalmazott koagulálószer dózisa 100-250 mg/L közötti lehet a vegyszer összetevőinek függvényében. A beadagolt koagulálószer bekeverését követően a kezelt szennyvizet lassúkeverésnek vetik alá. A lassú keverés célja a már kialakult pelyhek méretének növelése, a könnyebb fázisszétválasztás (ülepítés, flotálás) céljából. A nagy dózis alkalmazásának célja a hatékony lebegőanyag eltávolításon túl a foszfor eltávolítása is. A 35. Ábrán a közvetlen kicsapatás folyamatábrája, és a tisztítási folyamat megvalósításához szükséges idő látható. A technológiai sor fontosabb elemei a következők: rács, homokfogó, gyors vegyszerbekeverő, flokkulátor műtárgy (lassúkeverés), ülepítő. A szennyvíz tartózkodási ideje a tisztító rendszerben általában nem haladja meg a 4 órát. A lebegőanyag és a foszfor eltávolításának hatásfoka meghaladja a 90%-ot, a BOI5-ben kifejezett szerves anyag eltávolítási hatásfok megközelíti a 75%-ot. Tekintettel arra, hogy a fehérjék bomlása még nem fejeződött be, a szilárd szerves anyaggal a szennyvíz teljes nitrogén vegyület készletének 25%-a is eltávolítható ezzel az eljárással. A közvetlen kicsapatásos technológia esetén a CEPT-eljárásnál hosszabb tartózkodási idők szükségesek; a rendszerben általában 3-4 órát tartózkodik a szennyvíz. Koagulálószerként leggyakrabban háromértékű vas- és alumíniumsókat alkalmaznak. Néhány esetben a mésztej adagolása is előfordul. A fémsók dózisa alumíniumsók esetében 100-200 g Al2(SO4)3/m3 míg vassó esetén 150-250 g FeCl3/m3. A pehely mérete a sorba kötött flokkulációs medencékben növekedik. Egyes esetekben polimert adagolnak az ülepedéshez szükséges pehelyméret és pehelysűrűség gyors elérése érdekében.

A közvetlen kicsapatás eljárásban a lebegőanyag és a foszfor eltávolításának hatásfoka meghaladja a 90%-ot, a BOI5-ben kifejezett szerves anyag eltávolítási hatásfok megközelíti a 75%-ot. Tekintettel arra, hogy a fehérjék bomlása még nem fejeződött be, a szilárd szerves anyaggal a szennyvíz teljes nitrogén vegyület készletének 25%-a is eltávolítható ezzel az eljárással. A közvetlen kicsapatásos technológia esetén a CEPT-eljárásnál valamivel hosszabb tartózkodási idők szükségesek; a rendszerben általában 3-4 órát tartózkodik a szennyvíz.

20 perc

15 perc

3h

35. ábra – Közvetlen kicsapatás

A kémiai előkezelés tárgyalása során több, skandináv szennyvíztisztító példáján keresztül mutatjuk be az eljárás működését. Norvégia legnagyobb szennyvíztisztító telepe a Vestfjorden Avløpsselskap (VEAS) a fővárosban, Oslóban található. A szennyvíztisztító telep, amely a föld alatt, barlangban nyert elhelyezést, napi mintegy 400000 m3 szennyvíz tisztítását képes elvégezni. Kezdetben, a közvetlen kicsapatásos technológián alapuló telepen a szennyvíz tartózkodási ideje 3 óra volt. A tisztítási hatásfok több éves üzemeltetés átlagában lebegőanyag esetében 91%-os, a biológiailag bontható szervesanyag (BOI5) 80%-os, míg összes foszfor tekintetében 95%-os volt. A nitrogén eltávolítását azonban ez a technológia nem volt képes teljesíteni. A tisztított szennyvíz befogadója (Oslofjord) tóként viselkedik, vízének kicserélődése a nyílt tenger vízével meglehetősen lassú. A foszfátok, szerves anyag és leginkább az ammónium ion jelenlétének következményeként a fjord-fenék közelében anaerob viszonyok alakultak ki. Szükségessé vált a nitrogénformák megfelelő eltávolítása a szennyvizekből. A VEAS telep a szennyvíz ammónia tartalmának csak mintegy 30%-át tudta eltávolítani, következésképpen a megfelelő nitrogéneltávolítás érdekében biológiai egység beépítése volt indokolt. A kémiai kezelés, mint intenzifikálási módszer A kémiai szennyvízkezelés alkalmazása meglévő tisztítótelepek intenzifikálása során hatékony és költségkímélő beavatkozás. Az így kialakult kombinált rendszerek jellemzőit a szakirodalom részletesen ismerteti. Az előülepítő medencébe történő vegyszer-adagolásnak kémiai előkezelés - a biológiai szennyvíztisztító rendszerekre gyakorolt kedvező hatásairól több áttekintést is találhatunk (Narkis et al., 1975; Rebhun et al., 1985; Morrissey és Harleman, 1990; Karlsson és Smith, 1990; Henze és Harremoës, 1990; Hahn et al., 1990; Ødegaard, 1987; Shao et al., 1996). A kémiai előkezelés a megnövekedett szennyezőanyag (főként lebegő- és szervesanyag, illetve foszfor) eltávolítás következtében a biológiai egységek szennyezőanyag terhelését csökkentik. A kémiai előkezelés különböző szennyezőkre gyakorolt hatásait - a nemzetközi szakirodalom alapján - a részletesen elemezzük.

A kémiai kezelés során keletkező iszap összetétele, sajátosságai A kémiai kezelés során képződő iszap összetétele eltér az „egyszerű” ülepítés során keletkező primer iszapétól. Természetesen ennek következtében az iszap rothaszthatósága is változik. Hazai, üzemi szintű kísérletek eredményei alapján ismertetjük a megváltozott iszapminőség mezofil rothasztásra gyakorolt hatásait. A természetes (természetközeli) szennyvíztisztító rendszerek alkalmazása A természetközeli szennyvíztisztítási rendszerekben a szerves anyag lebontását baktériumok végzik, melyek a vízben lebegnek vagy valamilyen felületen (talaj, homok, vízinövények szára, gyökérzete) telepednek meg. A szerves anyag oxidációjához szükséges oxigén diffúzióval, a vízinövények aktív oxigéntranszportjával vagy az algák fotoszintézise révén jut a rendszerbe. Ez a természetes oxigénpótlás a mesterséges levegőztetésnél jóval lassabb, ezért az ilyen tisztítókban hosszabb tartózkodási idő szükséges a megfelelő hatékonyságú szennyezőanyag-eltávolításhoz- emiatt a természetközeli rendszerek helyigénye lényegesen nagyobb a hagyományos eljárásokhoz viszonyítva. A vízi környezetben lejátszódó természetes biológiai tisztításon kívül a természetben a talajon játszódik le a tisztulási folyamat, ekkor talajbiológiai tisztításról beszélünk. A természetközeli szennyvíztisztítási rendszerek előnyei: -Környezetbarát technológiák -Építési, működtetési, fenntartási költségük alacsony -Energiaigényük alacsony -Hatékony szennyezőanyag eltávolításra képesek (elsősorban szerves anyag és lebegő anyag tekintetében) -üzemeltetésük viszonylag egyszerű -Nagy vízhozam-ingadozások esetén is képesek működni -Esztétikusak, tájba illeszthetőek Másrészt viszont alkalmazásuk korlátozott, mivel: -Hazai éghajlaton jellemző a tisztítási hatásfok szezonális változása, ami nehézségeket okozhat az elfolyó paraméterekre vonatkozó vízminőségi előírások folyamatos betartásában -Területigényük nagy -Beüzemelésük hosszú időt vehet igénybe (főként gyökérmezők esetében) -Az esetleges kivitelezési hibák sokáig rejtve maradhatnak. A természetes szennyvíztisztítóknak számos típusa van. Általában két csoportot szokás megkülönböztetni (Zirschky et al. 1990): i) Szilárd hordozó alapú rendszereket, és ii) Víz alapú rendszereket. A szilárd hordozójú szennyvíztisztítási eljárások az alábbiak: i) Szennyvíz szikkasztás; ii) Szennyvíz öntözés; iii) Talajszűrés vagy homokszűrés; iv) Rapid infiltráció; v) Gyökérzónás tisztítás.

Ezeknél az eljárásoknál az üzemi vízszint a felszín alatt van, a tisztítást a hordozón megtelepedett baktériumok végzik. A különbség az eljárások között abból adódik, hogy a tisztításban makrofiták részt vesznek-e sem, illetve mekkora a megengedhető fajlagos terhelés. A vizes rendszereknek az alábbi típusok nevezhetők: i) Csörgedeztetés rendszer; ii) Stabilzációs tó; iii) Lagúnás szennyvíztisztítás; iv) Úszó vagy lebegő vízinövényes szennyvíztisztítás; v) Nádastó (természetes vagy mesterséges). Ezeknél a szennyvíztisztító típusoknál az üzemi vízszint a felszín alatt van. A szennyvíztisztításban aktívan részt vesznek vízinövények (algák vagy makrofiták). A gyökérzónás szennyvíztisztítók A gyökérzónás szennyvíztisztítás az egyik legelterjedtebb természetes szennyvíztisztítási technológia. Működési jellemzőire vonatkozóan számos irodalmi információ áll rendelkezésre. A módszer lényege az, hogy földmedencében lévő, megfelelő vízvezető-képességű szilárd hordozóra (talajra, homokra, sóderre vagy kőre) vízi-mocsári növényeket telepítenek. Az ülepített, vagy biológiailag tisztított szennyvizet elosztórendszeren keresztül vízszintes vagy függőleges folyási irányban vezetik át a szűrőágyon, majd a tisztított vizet összegyűjtik és elvezetik. A növényzet szerepe főként az oxigén-utánpótlás, és a talaj vízvezető képességének megőrzése, a növényzet tápanyagfelvétele kevésbé fontos eltávolítási folyamat. A fontosabb telepített növényfajok a következők: Phragmintes australis (nád), Typha latifolia (gyékény), Carex acutiformis (sás) és Scirpus lacutris (káka). Ezeket a növényeket általában tiszta állományokban telepítik. A működő gyökérzónás szennyvíztisztítók általában a kicsi kapacitás tartományban működnek (1-130 mł/nap). Az átlagos kapacitás kb. 50 mł/nap, ami 250-400 fős település napi szennyvízmennyiségét jelenti. A telepek hidraulikus terhelése 0,87-26,0 cm/nap értéktartományban változik, ami rendkívül szélesnek tekinthető. Az átlagosnak számító 7,8 cm/nap terhelés nagyobb, mint a talajszűrésnél alkalmazott terhelés. A szennyvíz tartózkodási ideje ágytérfogatra számítva 1,2-57,8 nap közötti, átlagosan 10,6 nap. A tényleges tartózkodási idő ennél kisebb, mivel ebben az esetben csak a hézagtérfogatot lehetne figyelembe venni. A telepek szervesanyag (BOI5) terhelése 1,4 g/mł/nap-tól 45,0 g/mł/nap. A területigényre jellemző fajlagos felület a működő telepek esetében 0,9 m˛/lakos-tól 23 m˛/lakos-ig terjed, az átlagos érték 5,0 m˛/lakos. Az egyedi szennyvízkezelés létesítményeinek (zárt tároló (c), kisberendezés (b), egyedi szennyvíz-elhelyezési kislétesítmény (a)) működése a természetközeli rendszerekhez hasonló, és akárcsak azok, általában jól viselik a mennyiségi és minőségi ingadozásokat, valamint azokhoz hasonlóan kis a beruházási és üzemeltetési költségük is. Magában foglalja a hagyományos berendezéseket, de tisztításhoz természetes folyamatokat használ fel, elhelyezése során a természetes folyamatokra (talaj lebontó képessége) épül a technológia. Az egyedi szennyvízkezelés részei: - zárt tároló (c), - kisberendezés (b), - egyedi szennyvíz-elhelyezési kislétesítmény (a).

A szennyvíz tárolására szolgáló zárt tároló csak hagyományos tárolótérből áll, mely vízálló és vízzáró, így csupán a szennyvizet tárolja, de tisztítását nem szolgálja, minimális öntisztulás lejátszódik benne. A szennyvíz tisztítására szolgáló kisberendezések(b) a hagyományos (mesterséges) szennyvíztisztító technológiákat foglalja magában, mint az ülepítő medencét és a biológiai tisztítást (eleveniszapos, csepegtetőtestes). Működtetése energia (és esetleg vegyszer-) igényes. A tisztított szennyvíz felszíni befogadóba, vagy felszín alatti szikkasztásra kerül. A szennyvíz tisztítására és elhelyezésére szolgáló egyedi szennyvíz-elhelyezési kislétesítmények (a) a hagyományos és a természetközeli szennyvíztisztítás elemeit egyaránt tartalmazzák. A kislétesítménnyel történő szennyvízkezelés során az előtisztítás oldómedencében történik (mesterséges szennyvíztisztítás), míg a további kezelések, a homokszűrős közbenső tisztítás, és a szikkasztóágyas vagy szikkasztómezős elhelyezés már a természetes folyamatokra épülve játszódik le (talajbiológiai folyamatok homokszűrés, szikkasztás során). Az egyedi szennyvíz-elhelyezési kislétesítmény (a) leggyakoribb típusai Oldómedencés tisztítás után: - dréncsövezett (hagyományos) szikkasztó rendszer - dréncsövezett (hagyományos) szikkasztó rendszer, adagoló szivattyúval - kis mélységű homokkal töltött elhelyező mező, adagoló szivattyúval - váltakozó üzemű homokszűrő és szikkasztó rendszer - váltakozó üzemű homokszűrő és szikkasztó rendszer, adagoló szivattyúval - váltakozó üzemű homokszűrő, kis mélységű elhelyező mezővel, adagoló szivattyúval - váltakozó üzemű homokszűrő, és kiemelt (dombos) szikkasztás, adagoló szivattyúval. Az oldómedencék kialakításának főbb szempontjai A szikkasztás a világon a legelterjedtebb természetes tisztítási módszer, az USA-ban 20 millióra tehető a számuk (Zirschky et al 1990). Általában családok, vagy kisebb közösségek szennyvizének tisztítására használják ezeket csatornázatlan területeken. A jól megépített szikkasztók három részből állnak: előülepítő, oxidációs medence, felszín alatti elosztó csőhálózat. A hidraulikus terhelésük 0,4-4,9 cm/nap közötti. A szikkasztókban a szervesanyag, lebegőanyag és a foszfor eltávolítása közel 100 %-os, az ammónia teljes mértékben nitrifikálódik, az összes nitrogén eltávolítása kb. 40%. Magyarországon korábban a keletkező házi szennyvizek nagy részét földmedencében, felhagyott kutakban, vagy alig szigetelt szikkasztókban helyezték el. A szennyvízelhelyezésnek ez a módja nagymértékben felelős volt a talajvíz elszennyeződéséért. Később kötelezték az építőket jól szigetelt szennyvíztároló aknák létesítésére. Ezek viszont hamar megteltek, a szennyvíz elszállítása, tisztítása pedig költséges volt. A szennyvízaknák megfelelő szigetelését az építők ezért elszabotálták, így a talajvíz szennyezése állandósult. A szikkasztók helyes megépítése nehezen ellenőrizhető. A tisztított víz minősége nem garantálható. Következésképpen a szikkasztás - mint széles körben követendő tisztítási módszer - nem javasolható technológia (Szilágyi, 1997). Az egyedi szennyvízkezelési kislétesítmények (a) elterjedését elősegíti, hogy a többi megoldáshoz képest ezeknek létesítése kisebb beruházási költségű és utána megfelelő

működtetés esetén kevés beavatkozást igényelnek, azaz jóval kisebb az üzemeltetési költségük. Előnyök: - az egyszerű műszaki kialakítás, kevés gépi berendezés, kevés energiafogyasztás, - a beruházási költség kisebb, a hagyományos/mesterséges szennyvíztisztításhoz viszonyítva annak 40 –60 %-a, - a megépítésük és üzemeltetésük nem igényel magas szintű szaktudást, - az üzemeltetési és fenntartási költség kisebb, a hagyományos/mesterséges szennyvíztisztításhoz viszonyítva annak 20 –30 %-a, - a szennyezőanyag eltávolítási képességük sok esetben hatásosabb és stabilabb a mesterséges tisztításhoz viszonyítva, pl.: homokszűrők esetében, - létesítésük kisebb beavatkozással és környezeti károkozással jár, - rugalmasabbak a változó települési igények követésében, A két-, és többkamrás oldómedencék A szűrőmező kialakítása Kombinációk eleveniszapos kisberendezésekkel Szakirodalom Barótfi István (szerk.) Környezettechnika, Mezőgazdasági Kiadó, Budapest, 2000 NKFP (2003): Korszerű szennyvíztisztító rendszerek kialakítása az EU csatlakozás tükrében című NKFP program

12. hét 12. gyakorlat (2 óra) Tervezési feladat A gyakorlaton 5-25 leé-re szennyvíztisztító kisberendezés méretezését végezzük el. Ezek között oldómedence, SBR üzemű eleveniszapos medence, és szivárogtató drénrendszer illetve ezek kombinációja szerepel. A tisztítórendszer kiválasztásának szempontjait, feltételeit vizsgáljuk.

13. hét 13. előadás (2 óra) Iszapkezelés Az átlagos szennyvíztisztítás során főleg ún. iszap, továbbá ún. rácsszemét keletkezik. Néha olaj-zsír eltávolítás, “lefölözés” is szükségessé válhat. Ilyen termék helyi, szennyvíztelepi továbbkezelésére, feldolgozására nincs mód, vannak azonban erre szakosodott szerves hulladék feldolgozó vállalatok, ahova ez a termék elszállítására kerül. A továbbiakban először a szennyvíziszapok hasznosítására vagy egyéb végső elhelyezésre szolgáló előkészítését tekintjük át. Minden, a szennyvizek tisztításából keletkező és a tisztítótelepeken maradó (tehát a vízből elválasztott) hulladék kezelés és ártalmatlanítás nélkül fertőző anyag. Ezzel tisztában kell lennie annak, aki ilyen hulladékot, iszapot közvetlenül kíván elhelyezni vagy hasznosítani. A szennyvíztisztító telepen képződő iszapok víztartalma, összetétele Az iszap kezelésekor, a víztelenítés előtt gyakran használnak vegyszereket, kondicionáló szereket a víztelenítés megkönnyítésére, hatásfokának növelésére. A jelenleg használt kondicionáló szerek (pl. polielektrolitok, vassók, mész) általában nem károsak (pl. a mezőgazdasági hasznosítás szempontjából), de legkedvezőbb a meszes kezelés, mert az így keletkező, mésztartalmú iszap - különösen savanyú kémhatású talajainkon, de a talaj kedvező mészállapotát fenntartó meszezés mértékéig minden talajon - a talaj szerkezetét javító, a talajban végbemenő folyamatok szempontjából kedvező hatású. Iszapkezelési módszerek A drágasága miatt a pasztörizálást ritkán alkalmazzák, fejlett ipari országokban is csak néhány helyen működnek ilyen berendezések. Az ún. “folyékony stabilizálás” hagyományos módszerei között találhatók az anaerob- és az aerob reaktorokban végbemenő fermentációs folyamatok. Ha ez hőközlés, vagy hőtermelés mellett történik csökken az iszap fertőző, patogén mikropopulációja. A nyers iszap fermentáció nélküli mészkezelésének fertőtlenítő hatása a mészadagból és annak az iszappal való elkeveredési mértékétől függ. Példaképp említhető az észak-Budapesti szennyvíztisztító, ahol ezt a technológiát alkalmazzák, tehát az előülepítőbe visszavezetik a fölös biológiai (eleven-) iszapot, onnét kevert iszap formájában kerül ki az előülepített nyers és a fölös iszap, majd ezt vas-só és mész hozzákeverése után ún. kamrás préseken víztelenítik. A víztelenített termék 40 % körüli szárazanyagot tartalmaz, melynek 25-30 %-a mész. Ezt szállítják a FCSM Fót-Csomádon létesített korszerűen védett lerakójára. Az iszaprothasztás témakör ismertetése során a rothasztó műtárgyak kialakításának részleteire is kitérünk. Csurgalékvizek Jellemző összetétel, a kezelés lehetőségei. A csurgalékvizek a szennyvíztisztító telepek technológiai sorában több ponton keletkeznek. A forrás minden esetben valamilyen telepi szilárd hulladék (lásd a lenti felsorolást), melyből a

csurgalékvíz a hulladék megjelenése helyén, vagy azok összegyűjtését követően keletkezik. A szennyvíztisztító telepeken keletkező szilárd hulladékok az alábbiak lehetnek: •

•

•

• •

•

A kőfogó műtárgyak által eltávolított anyagok. A kőfogó műtárgyakat általában egyesített csatornahálózatot kiszolgáló, nagyobb méretű szennyvíztisztító telepeken alkalmazzák. Feladatuk a csatornahálózaton érkező nagyobb méretű (több cm-es) kövek eltávolítása. Az összegyűjtött anyagok szerves anyagot elenyésző mennyiségben tartalmaznak. Rácsszemét. A városi szennyvízben nagyobb méretű úszó-lebegő anyagok található, melynek összetétele - a vízgyűjtőtől és a csatornahálózat jellegétől is függően - rendkívül változatos lehet (lásd 1. Táblázat). Ezen anyagok eltávolítása egy néhány cm pálcaközű rácsszerkezeten történő átfolyás során történik. A rácsszemét víztartalma általában nem jelentős. Homok. A szennyvíztisztító telepek gépi berendezéseinek védelmét szolgálja a finom homok frakciók eltávolítása, még a technológiai sor elején. Ennek végrehajtására olyan berendezéseket/műtárgyakat alkalmaznak, melyben – kihasználva homok gyors ülepedését a vízben – kizárólag a homok eltávolítására kerül sor. Bár ez a hulladék jórészt homokot tartalmaz, szervesanyagok is megtalálhatók benne. Nyers (primer) iszap. A nyers szennyvízből ülepítés során keletkezett iszap. Szárazanyag tartalma 2-4% közötti. A nyers iszap szerves és szervetlen anyagokat, vírusokat tartalmazhat. Fölösiszap. A biológiai szennyvíztisztítás során keletkező, technológiai szempontból „fölösnek tekinthető” iszap. Mennyisége a technológia jellegétől függ. Nagy mennyiségben tartalmaz élő mikroorganizmusokat (szerves anyagok). Szárazanyag tartalma általában 1% közeli. Humusziszap. Csepegtetőtestes, vagy merülőtárcsás szennyvíztisztító rendszerekben keletkező, nagy szervesanyag tartalmú iszap.

Szennyvíztisztító telepi csurgalékvíznek nevezzük azokat a jórészt vizet tartalmazó szuszpenziókat (esetenként emulziókat), melyek a tisztítási sor valamely lépcsőjében keletkezett hulladékokból (lásd fent) szilárd-folyadék fázisszétválasztást (sűrítés, szűrés, flotálás, centrifugálás, „csöpögtetés” stb.) követően keletkezik. A rácsszemét csurgalékvízének víztartalma 75% közeli. A változatos összetételű rácsszemét és annak víztartalma viszonylag könnyen szétválaszthatók. Tekintettel arra, hogy a csatornahálózatban a rácsszemetet a nyers szennyvíz mozgatta, a csurgalékvíz összetétele – és biológiai bonthatósága - ahhoz hasonló. A melléktermékként kezelt csurgalékvizeket -– a legegyszerűbb módot választva - a tisztítórendszerre (annak általában a legelejére) vezették vissza. A visszavezetés technikája egyszerű ugyan, de a telepi csurgalékvizek vízvonalon történő megjelenése általában jelentős szennyezőanyag többletterhelést jelent a tisztítórendszernek. A szennyvíztisztítási technológiától és az iszapkezelés módjától függően a csurgalékvíz szennyezőanyag terhelése – a megváltoztatott szén-nitrogén-foszfor arányok következtében - olyan mértékű lehet, amely üzemelési problémákat is okoz. A visszavezetés kedvezőtlen hatásainak kiküszöbölésére az úgynevezett mellékági („side stream”) rendszerek alkalmasak, melyeket tulajdonképpen a speciális összetételű csurgalékvíz (mint szennyvíz) tisztítására építenek. Az egyes nyugat- és észak-európai országokban készült mellékági csurgalékvíz kezelést megvalósító tisztítórendszerekkel szerzett tapasztalatok azt mutatják, hogy ez az alternatíva alacsony költségek mellett képes a

visszavezetéssel történő kezelés kedvezőtlen hatásait kiküszöbölni. A hazánkban alig ismert és alkalmazott SBR típusú (töltő-ürítő szennyvíztisztító rendszerek) mellékágon történő alkalmazása viszonylag alacsony beruházási költség mellett lehetőséget biztosít a nagy szennyezettségű csurgalékvizek megbízható tisztítására. A csurgalékvizek mennyiségének és szennyezettségének csökkentése – bármelyik kezelési (elhelyezési) alternatívát is választjuk – fontos feladat. Kritikus lehet olyan esetekben, amikor a szennyvíztisztító telepek a rájuk vonatkozó határértékeknek csak nehézségek árán tudnak megfelelni. Ilyen lehet például – ugyan speciális esetekben - a nitrogén és a foszfor eltávolítása. Az iszap elhelyezés problémái Az ártalommentes szennyvíziszap elhelyezés sokszempontú, összetett feladat, amelynek megoldásakor számos feltételnek kell eleget tenni. Az iszapelhelyezés feltételrendszerének legfontosabb tényezői a következők (Vermes, 2006): • • • • • • • • • • • • •

az iszap eredete a minőség ismerete a halmazállapot az elhelyezés és hasznosítás fő lehetőségei, alternatívái a talaj a növények az adagolás meghatározása a potenciálisan toxikus anyagok és az ellenük való védelem a műszaki szabályozás a gyakorlatban alkalmazható technológiák a fogadó partner megkeresése és megnyerése a felhasználói kör a szállítás és tárolás

A települési szennyvíziszap mezőgazdasági hasznosítása A szennyvíziszap trágyázó hatása, ami a benne lévő szervesanyagok, növényi tápanyagok (NPK) és esetleg a víztartalom révén érvényesül, olyan érték, amelyet számtalan vizsgálat és szabatos mezőgazdasági kísérlet bizonyított a gyakorlati tapasztalatokon kívül. Ezek felismeréseként világszerte arra a következtetésre jutottak, hogy az iszapot kellő körültekintéssel, szabályozott módon és korlátozott mértékben ugyan, de hasznosítással egybekötve kell elhelyezni, hiszen egy napról-napra újratermelődő biomassza-féleségről van szó, amelynek anyagait vissza kell juttatni a természetes körforgalomba. Ennek a folyamatosan ismétlődő feladatnak pedig leginkább a mezőgazdasági fölhasználás tud megfelelni, még akkor is, ha napjainkban a fő cél nem a minden áron való hasznosítás, hanem az azzal együtt megvalósuló ártalommentes és gazdaságosság szempontjából is elfogadható elhelyezés (Vermes, 1993).

A különböző szennyvíziszap halmazállapotok előnyei és hátrányai a mezőgazdasági hasznosítás szempontjából (Vermes, 1993) Halmazállapot Előnyök Hátrányok 1. Folyékony iszap - minimális előkezelés - sok víz, szállítása - közvetlen kijuttatás - nagy és speciális tárolótér-igény lehetősége - a tápanyagok mellett víz is - a kezelés, kiadagolás speciális kerül a talajba géprendszert igényel - a legolcsóbbnak tartott - kedvezőtlenebb mezőgazdasági megoldás fogadókészség 2. Víztelenített, földszerű iszap

- jóval kisebb tömeget és térfogatot kell szállítani - könnyebb tárolás

- a víztelenítés nehéz és gyakran nem kielégítő mértékű - a víztelenítés és a kondicionálás drága és energiaigényes - az iszapvíz a tisztítótelepet terheli

- kedvezőbb fogadtatás a mezőgazdaság részéről - jobb továbbfeldolgozási (pl. komposztálási) lehetőség - meglévő géprendszer a kezeléshez, kiadagoláshoz 3. Granulált iszap

- minimális tömeg és térfogat - legkönnyebb tárolás, kezelés, kiadagolás - kedvező fogadtatás a mezőgazdaságban

- a granulálás fokozottan drága és energiaigényes

Szakirodalom Arnold, E., Böhm, B. and Wilderer, P.A. (2000): Application of activated sludge and biofilm sequencing batch reactor technology to treat reject water from separate sludge dewatering systems: a comparison. Wat. Sci. Tech. Vol, 41. No. 1. pp. 115-122. Barótfi István (szerk.) Környezettechnika, Mezőgazdasági Kiadó, Budapest, 2000 Berta E. - Oláh J. (1978): Szennyvíziszapok nehézfém tartalmának meghatározása és a hazai helyzet értékelése - VITUKI Közlemények, 2., Budapest - 24 o. Juhász E. (2000): A szennyvíziszap kezelése. Környezettechnika. Szerk. Barótfi István. Mezőgazda Kiadó, Budapest. Vermes L. (1993): Hulladékgazdálkodás, hulladékhasznosítás - Mezőgazda Kiadó, Budapest 208 o. Vermes L. (1998): A szennyvíziszap elhelyezése és hasznosítása - MASZESZ Hírcsatorna, November-December pp. 7-10.

13. hét 13. gyakorlat (2 óra) Tervezési feladat, iszaprothasztó műtárgy méretezése A gyakorlaton egy iszaprothasztó műtárgy méretezését végezzük el. A feladat végrehajtása során részletesen ismertetjük azokat a feltételeket és körülményeket, amely a hatékony rothasztáshoz szükségesek.

14. hét 14. előadás (2 óra) A szennyvíztisztítás modellezése és innovatív technológiák a szennyvíztisztításban Az előadás első felében a szennyvíztisztítás modellezésének fejlődéstörténetét mutatjuk be. A szennyvíztisztító rendszerek modellezése fokozódó szerepet játszik a környezetvédelmi mérnöki gyakorlatban. Az 1960-as évek elejétől kezdődően gyorsuló fejlődés tapasztalható a biológiai szennyvíztisztító rendszerekben létrejövő biokémiai folyamatok megismerésében. A felhalmozódó ismeretek és komplex kapcsolatrendszerek miatt elkerülhetetlenné vált az egyre bonyolultabb folyamatok matematikai eszközökkel történő leírása, modellezése. A modellek alkalmazását felgyorsította sokrétű felhasználhatóságuk, illetve közvetlen előnyeik: a meglévő rendszerekben a szennyezőanyag eltávolítás hatásfokának növelése, az üzemelés optimálása vagy a kapacitás növelése érhető el megfelelően működtetett modellek segítségével. A nemzetközi gyakorlatban a nagyobb méretű telepek építése során párhuzamosan folynak a félüzemi kísérletek és a technológiai szempontból fontos folyamatok modellezése. Ez egyrészt lehetőséget teremt a telep kialakítás módosítására még a tervezés fázisában, másrészt az elvégzett kísérletek alapadatokat szolgáltatnak a modellezés számára. A szennyvíztisztítás dinamikus modellezése a korábban ökölszabályokon alapuló, empirikus, és állandósult állapotot feltételező tervezési módszerek alkalmazását is háttérbe szorította. A modellalkotásban - bár jórészt azonos alapokról indult - többirányú fejlesztés indult el, több iskola részvételével, aminek köszönhetően a felépített modellek eltérőek voltak. A modellek fejlődésével a mikrobiológiai folyamatok leírásán túl a modellek szoftveres változatai már dinamikus szimulációs és folyamatirányítási feladatok elvégzésére, illetve tervezésre, oktatási célokra is alkalmasak. 1987-ban az IAWPRC munkacsoportja olyan eleveniszapos modellt publikált ASM No.1. néven, mely a korábban fejlesztett modellek felhasználásával készült. A modell az eleveniszapos rendszerekben a szervesanyag lebontás, nitrifikáció és denitrifikáció folyamatainak matematikai leírására alkalmas. A modell gyakorlati felhasználhatóságát jól mutatja, hogy bár azóta az ASM modellnek több újabb változata is megjelent (ASM No.2. No.2d. No.3.), az ASM No.1. még ma is az egyik leggyakrabban alkalmazott modell a szennyvíztisztítási gyakorlatban. Az ASM No.1.-nek az elmúlt 15 évben több számítógépes változata készült, melyeket részben általános modellezési célokra (tisztított szennyvíz összetétel meghatározása, mérnöki szerkezetek méretezése stb.) részben speciális feladatokra (pl. nehezen bontató ipari eredetű szennyvizek sorsának elemzésére) alkalmaztak (ASIM, BioWin32, EFOR, GPS-X, SIMBA, STOAT, WEST stb.). A szimulációkkal kapcsolatos alapismeretek bemutatását követően az előadáson egy meglévő szennyvíztisztító telep szimulációs vizsgálatát végezzük el, konkrét probléma megoldására. Ehhez a Biowin 32 számítógépes szimulátort alkalmazzuk. Eközben a hallgatók megismerhetik a szimulátorok használatához szükséges legfontosabb adatok (pl. szennyvízösszetétel) gyűjtésének, feldolgozásának módjait, illetve a kapott eredmények értékelésén keresztül részletesebb képet kaphatnak a tisztítórendszerek működéséről. Az előadáson egy szimulátor működésébe nyerhetnek betekintést a hallgatók.

Membrán bioreaktorok (MBR) alkalmazása Az előadás másik felében az innovatív szennyvíztisztítási technológiák közül az MBR rendszereket mutatjuk be. Ennek során az ultra- és nanoszűrést vizsgáljuk. Kitérünk a membrán bioreaktorok főbb üzemelési jellemzőire és az elérhető iszapkor tartományokra. Vizsgáljuk a „membrán-fouling”, mint a legnagyobb üzemelési probléma mérséklésére tett erőfeszítések eredményeit. Az Oroszlányi Szennyvíztisztító Telep példáján keresztül bemutatjuk egy meglévő tisztítórendszer MBR-ral történő intenzifikálásának tapasztalatait. Az MBR reaktorok kapcsán vizsgáljuk a szennyvíztisztítás költségeket is: összevetjük a hagyományos rendszerek (eleveniszapos és természetközeli) beruházási költségeivel (lásd 36. ábra).

366. ábra – A hagyományos eleveniszapos, a természetközeli és az MBR rendszerek beruházási költségei

Szakirodalom Henze, M., Grady, C.P.L. (Jr), Gujer, W., Marais, G.v.R. and Matsuo, M. (1987): Activated Sludge Model No.1. IAWPRC Scientific and Technical Reports. No.1, IAWQ London BioWin32 (2004): Process Simulator, Version 1.2.1. EnviroSim Associated Ltd. Canada Krampe J. and Krauth K. (2001): Sequencing batch reactor with submerged hollow fibre membranes for the biomass separation Wat Sci.Tech. Vol 43 No. 3 pp. 195–199.

14. hét 14. gyakorlat (2 óra) A gyakorlaton egy meglévő szennyvíztisztító telep üzemelési problémáinak bemutatását követően intenzifikálási változatokat dolgozunk ki a hallgatók közreműködésével. Ehhez ellenőrző számításokat végzünk a meglévő ismeretanyag felhasználásával.