CO 2 + H 2 O + komposzt + Q

6.3. Biológiai eljárások 6.3.1. Aerob lebontás komposztálással Fejezet szerzője: Dr. Bokányi Ljudmilla A KOMPOSZTÁLÁS FELADÁSÁNAK OPTIMÁLÁSA Az ipari komposztálás a szerves anyag aerób lebontása és stabilizálása, amelyet szabályozott ipari folyamatként végzik és amelynek eredménye a felhasználásra-értékesítésre és a tárolásra egyaránt alkalmas, környezetkárosító hatással nem rendelkező végtermék. A komposztálás alapja az aerob biolebontás

szervesanyag +O2 mikroorg.  CO2 + H2O + komposzt + Q A komposztáláshoz szükséges mikroorganizmusok: Mikroorganizmusok: Mikromonospora, Steptomyces, Actinomyces, Aspergillus

Az enzimkatalitikus lebontásban közönséges aerob talaj-mikroflóra vesz részt. A komposztálás során (Alexa-Déri): 

A C/N arány csökken, a komposztok C/N aránya (20:1) közelebb van a talaj szervesanyagához, mint a kiindulási szervesanyagoké, a komposzt ellenáll a biológiai bomlásnak.



A komposztálás során a könnyen oldható szervesanyag-tartalom (szénhidrátok, fehérjék) csökken.



A humusz előanyagok (fulvosavak) mennyisége csökken, a huminsavaké nő.



A szervesanyag minőségében (funkciós csoportok száma minősége) olyan változások figyelhetők meg, amelyek a talajban végbemenő humifikációhoz hasonlóak.

236

CO2

H2O

MIKROBIÁLIS BONTÁS

HUMIFIKÁCIÓ

HŐ

MINERALIZÁCIÓ

SZERVES ANYAG

NO3NH4+

BIOMASSZA

H2O P2O5

KÉPZŐDÉS-PUSZTULÁS

K2O

ÁSVÁNYI TÁP.

FERMENTUMOK

HUMUSZ

KOMPOSZT

Az ipari komposztálás alapanyag-fajtákat az Európai Hulladékkatalógus (EWC) kodifikációja szerint a 6.3.1.1. . táblázatban adjuk meg.

6.3.1.1. táblázat: Az ipari komposztálás lehetséges alapanyaga Kódszám Hulladék megnevezése 02 00 00 Mezőgazdasági, kertészeti, vadászati, halászati, tógazdasági, valamint élelmiszeripari termelői és feldolgozói hulladékok 02 01 Mezőgazdasági, kertészeti, vadászati, halászati, tógazdasági hulladékok 02 01 01 Mosásból és tisztításból származó iszap 02 01 02 Hulladék állati szövetek

02 01 03 02 01 06

02 01 07 02 02

02 02 01 02 02 02 02 02 03 02 02 04

Hulladék növényi szövetek Állati fekália, vizelet, trágya (beleértve a bomló szalmát is), elkülönítve gyűjtött és nem a gyűjtés helyén kezelt folyékony hulladék Fakitermelési hulladékok Hús, hal, és egyéb állati eredetű élelmiszerek előállításából és feldolgozásából származó hulladékok Mosásból és tisztításból származó iszapok Állati szövetekből álló hulladék Fogyasztásra vagy feldolgozásra alkalmatlan anyagok Folyékony hulladékoknak a keletkezési helyén 237

Kódszám 02 02 99 02 03

02 03 01

02 03 04 02 03 05 02 03 99 02 04 02 04 02 02 04 03 02 05 02 05 01 02 05 02 02 05 99 02 06 02 06 01 02 06 03 02 07

02 07 01 02 07 02 02 07 04 02 07 05 02 07 99 03 00 00 03 01 03 01 05

Hulladék megnevezése történő kezeléséből származó iszapok Egyéb, közelebbről nem meghatározott hulladékok Gyümölcs, zöldség, gabonafélék, étolaj, kakaó, kávé, tea és dohány előállításából és feldolgozásából; konzervgyártásból; élesztő és élesztőkivonatok gyártásából, valamint melaszok előállításából származó hulladékok Mosásból, tisztításból, hámozásból, centrifugálásból és egyéb szétválasztásból származó iszapok Fogyasztásra vagy feldolgozásra alkalmatlan anyagok Folyékony hulladékoknak a keletkezési helyén történő kezeléséből származó iszapok Egyéb, közelebbről nem meghatározott hulladékok Cukorgyártási hulladékok Cukorgyári mésziszap Folyékony hulladékoknak a keletkezési helyén történő kezeléséből származó iszapok Tejipari hulladékok Fogyasztásra vagy feldolgozásra alkalmatlan anyagok Folyékony hulladékoknak a keletkezési helyén történő kezeléséből származó iszapok Egyéb, közelebbről nem meghatározott hulladékok Sütő- és cukrászipari hulladékok Fogyasztásra vagy feldolgozásra alkalmatlan anyagok Folyékony hulladékoknak a keletkezési helyén történő kezeléséből származó iszapok Alkoholtartalmú és alkoholmentes italok előállításából származó hulladékok (kivéve a kávé, a tea és a kakaó) A nyersanyagok mosásából, tisztításából és mechanikus aprításából származó hulladékok Szeszfőzés hulladéka Fogyasztásra vagy feldolgozásra alkalmatlan anyagok Folyékony hulladékoknak a keletkezési helyén történő kezeléséből származó iszapok Egyéb, közelebbről nem meghatározott hulladékok Fafeldolgozásból, illetve papír-, karton-, cellulóz-, falemez-, és bútorgyártásból származó hulladékok Fafeldolgozásból, falemez- és bútorgyártásból származó hulladékok Fűrészpor, faforgács, darabos nyesedék, forgácslemez, furnérlemez hulladék, kivéve a 03 01 04 kategóriába tartozókat

238

Kódszám Hulladék megnevezése 03 03 Cellulóz, papír, kartonpapír-gyártási és -feldolgozási hulladékok 03 03 01 Fakéreg 03 03 02 Szulfitiszapok (főzőlúg visszanyeréséből) 03 03 05 Papír újrafeldolgozásából származó festékeltávolítási (de-inking) maradék 03 03 07 Mechanikusan leválasztott papír és karton újrafeldolgozási maradék 03 03 08 Papír és karton válogatásából származó hulladékok 03 03 09 Mésziszaphulladék 03 03 10 A mechanikai leválasztás során keletkező rostok, rosthulladékok, töltelék- és bevonóiszapok 03 03 11 Folyékony hulladékoknak a keletkezési helyén történő kezeléséből származó iszapok 04 00 00 Bőr- és textilipari hulladékok 04 01 Bőripari hulladékok 04 01 06 Krómtartalmú iszapok, különös tekintettel a kezelés helyén keletkező származó iszapokra 04 01 07 Krómmentes iszapok, különös tekintettel a kezelés helyén keletkező származó iszapokra 04 02 Textilipai hulladékok 04 02 20 Folyékony hulladékoknak a keletkezési helyén történő kezeléséből származó iszapok, kivéve a 04 02 19 kategóriába soroltakat 04 02 21 Kezeletlen textilrostokból származó hulladékok 04 02 22 Feldolgozott textilrostokból származó hulladékok 15 00 00 Csomagolóanyagok, felitató anyagok, törlőkendők, szűrőanyagok és védőruházat 15 01 Csomagolóanyagok (szelektíven gyűjtött kommunális csomagolóanyagok is) 15 01 01 Papír és karton csomagolóanyagok 15 01 03 Fa csomagolóanyagok 19 00 00 Hulladékkezelő létesítményekből, telephelyen kívüli szennyvíztisztító művekből és a vízszolgáltató iparból származó hulladékok 19 06 Hulladékok anaerob kezeléséből származó hulladékok 19 06 04 Települési hulladékok erjesztési maradékából származó iszapok 19 06 06 Állati és növényi eredetű hulladékok erjesztési maradékából származó iszapok 19 08 Szennyvíztisztító művekből származó, közelebbről nem meghatározott hulladékok 19 08 05 Kommunális szennyvíztisztításból származó iszapok 19 08 12 Ipari szennyvizek biológiai kezeléséből származó hulladékok 19 08 14 Ipari szennyvizek egyéb kezeléséből származó

239

Kódszám

19 09

Hulladék megnevezése hulladékok kivéve a 19 08 03 kategóriába sorolt hulladékok Ivóvíz vagy ipari víz előkészítő kezeléséből származó hulladékok

19 09 01

Szűrésből származó szilárd hulladékok

19 09 02 19 09 03 20 00 00

Víz derítéséből származó iszapok Karbonát eltávolításából származó iszapok Települési hulladékok (és a települési jellegű, a kereskedelem, az ipar és az intézmények hulladékai, a szelektíven gyűjtött hulladékokat is beleértve) Szelektíven gyűjtött hulladékok Papír és karton Biológiai úton lebontható konyhai hulladékok sütőolaj és zsír Fa, a 20 01 37 kategóriába tartozók kivételével Kerti és parkfenntartási hulladékok (temetői hulladékokat is beleértve) Komposztálható hulladékok Egyéb települési hulladékok Vegyes települési hulladékok Piaci hulladékok Emésztőgödrökből származó iszap

20 01 20 01 01 20 01 08 20 01 25 20 01 38 20 02 20 02 01 20 03 20 03 01 20 03 02 20 03 04

A komposztálható anyagok összetétele igen változatos lehet, ugyanakkor az ipari komposztálás optimális megvalósításához a komposztálás feladását is optimálni kell. Az optimális feladás az alábbi paraméterekkel rendelkezik: 1.) A komposztálási feladás szervesanyag-tartalma minimálisan 30 % kell, hogy legyen, mivel kisebb szervesanyag-tartalmú anyagok nehezen bonthatók le. 2.) A feladás karbon/nitrogén aránya nagy jelentőségű

az aerób szerves anyag

lebontásában (degradációjában) és a mikroorganizmusok fontos szerepet játszó tápláléka, sejtépítő anyag. Az optimális C/N arány értéke: 25 … 30 %. Néhány biohulladék C/N arányát az 5.2. táblázatban adjuk meg.

6.3.1.2. táblázat:

Néhány biohulladék C/N aránya

240

NYERSANYAG Fakéreg (friss)

C/N arány

C/N arány

Baromfitrágya

10:1

Baromfimélyalom

15:1

170 … 350:1

Trágyalé (híg)

2:1

Kommunális hulladék

35:1

Trágyalé (sűrű)

10:1

Konyhai hulladék

15:1

Szarvasmarha trágya

Kerti hulladék

40:1

Szalma (rozs, árpa)

60:1

40 … 80:1

Szalma (búza, zab)

100:1

Vágott fű

20:1

Vágóhídi hulladék

16:1

Lótrágya

25:1

Juhtrágya

17…1

Biológiailag lebontott szennyvíziszap Szőlő törköly

Fűrészpor Papír, karton

Lomb

100…120:1

Nyersanyag

500:1

Sertéstrágya

16:1

Gyümölcs törköly

Répalevél

15:1

Széna (száraz)

Mulcs (érett fakéreg)

100 … 300 : 1 Gyümölcshulladék

Száraz falevél

90:1

Fa

700:1

Zöldséghulladék, nem hüvelyes

Háztartási hulladék (kevert) Háztartási hulladék szerves frakciója

18 … 20:1

10…15 : 1 25…35 : 1 35…1 40:1 35:1 50…60 : 1 35 … 80 : 1

11…12 : 1

3.) A komposztálás optimális nedvességtartalma 50 … 60 % -ban adható meg. A nedvességtartalom mind a mikroorganizmusok metabolizmusa, mind az enzimkatalitikus reakciók szükséges vizes közege miatt nélkülözhetetlen. 4.) A komposztálási feladás minimális porozitása: 30 térfogat %. A porozitás, ezen belül a szabad-levegőporozitás (olyan pórustérfogat, amely nincs elfoglalva a víz vagy az illó anyagok által) határozza meg a komposztálási folyamat levegő (oxigén) utánpótlását, ezzel együtt a degradációs enzimkatalitikus reakció sebességét. Ezen túl, a folyamatot katalizáló aerób mikroorganizmusok normális metabolizmusához is szükséges az oxigén.

241

Nedvességtartalom % Papír

MSW

Utcai hulladék

 - opt. nedv.

MSW+ iszap Tehén-trágya

Szabad-levegőporozitás, %

6.3.1.1. ábra:

A nedvességtartalom és a levegőporozitás összefüggése hulladék esetén

Az n porozitás:

n

VP ; Vt

Az f szabad-levegőporozitás:

f

Vg Vt

VP  Vg  Vw ,

ahol: VP

- pórustérfogat, [m3],

242

szabadnéhány

Vt

- össztérfogat, [m3],

Vg

- a gáz-áramlás rendelkezésre álló térfogat, [m3],

Vw

a víz vagy illók által elfoglalt térfogat, [m3].

A nedvességtartalom-változást a szabad-levegőporozitás függvényében néhány anyag esetén az 6.3.1.1. ábra mutatja be. A komposztálandó anyag porozitását ill. szabad-levegőporozitását a következő képletek segítségével határozhatjuk meg:

n  1

 mSm ; Gm

f  1

 m S m  m 1  S m   Gm w w

ahol: γm

- a feladás laza sűrűsége, az 1 dm3 nedves anyag kg-ban mért tömege [kg/dm3]

Sm

- szilárdanyag-tartalom,

Gm

- a feladás valódi sűrűsége [kg/dm3],

γw

- a víz sűrűsége: 1 kg/dm3.

A porozitás ill. szabad-levegőporozitás szorosan összefügg a szilárd anyag szemcseméretével, valamint a tömörödési hajlamától, amelyet szerkezeti stabilitásnak is nevezhetjük. A szalma, a kéreg, a kartonpapír és a zöldhulladékok rendelkeznek jó szerkezeti stabilitással, a többi biohulladékra közepes, vagy rossz szerkezeti stabilitás jellemző.

Az ipari komposztálási feladás optimális szervesanyag-tartalma, C/N aránya, nedvesség-tartalma és porozitása a keveréssel állítható be. A keverés során a különböző biohulladék-fajtákat keverjük össze, valamint az optimális paraméter-beállító anyagokat: az adalékanyagot, a mátrix-anyagot vagy a készkomposzt egy részét keverjük hozzá az 6.3.1.2. ábrán bemutatott folyamatárba szerint.

243

A keverési arányokat a mérleg-egyenletek segítségével határozhatjuk meg. A komposztálás tömeg-mérlegegyenlete: n

M   mi i 1

ahol: M

- a feladás össztömege (tömegárama) [t vagy t/h];

mi

- az egyes hulladékfajták vagy paraméterbeállítók tömege (tömegárama) [t vagy t/h].

A komposztálási feladás valamely alkotójára vonatkozó mérlegegyenlet pedig:

n

Cj 

C

ji

mi

i 1

M

ahol:

Cj

- a j-edik alkotó átlagos tartalma, azaz a feladás j-edik alkotó-tartalma;

Cji

- az i –edik hulladékfajta vagy paraméterbeállító j –edik alkotó-tartalma.

244

B A

F

T Komposztálási eljárás komposzt vissza

F: a feladás (különböző biohulladék-fajták keveréke), T: a kész komposzttermék, A: az adalék-anyag: szerves anyag, mely növeli a porozitást, javítja a feladás minőségét: száraz szalma, fűrészpor, korpa, trágya, kerti vagdalék stb., kis sűrűségű és azonnal lebontható, B:

a mátrix-anyag: szerves vagy szervetlen, nagy szemcseméretű, szerkezet- és porozitásbiztosító, recirkulálható anyag: -

forgács,

-

hulladék – pelletek,

-

gumiabroncs-vagdalék,

-

dióhéj,

-

kőzet.

6.3.1.2. ábra:

A komposztálás optimális paramétereinek beállítása keveréssel

245

Például, a komposztálás illó szilárd-anyagára vonatkozó mérlegegyenlet az alábbi módon íródik fel, ha az m-indexű komposztálási feladás a c-indexű biológiailag lebontott, víztelenített szennyvíziszapból és az r-indexű visszaforgatott készkomposztból tevődik össze: VC . SC . XC + Vr . Sr . Xr = VmSmXm,

(5.8)

ahonnan:

Vm 

Vc S c X c  Vr S r X r Sm Xm

(5.9)

ahol: V

-össz. szilárdra vonatkozó illószilárd anyag-tartalom,

S

- szilárdanyag-tartalom,

X

- tömegáram, t/h

A nyers szennyvíziszap illószilárd-tartalma 0,7; a biológiailag lebontotté 0,5, míg a készkomposzté 0,3…0,35. A komposztálásra kerülő feladás-keverék optimális szemcsemérete átlagosan 25 … 75 mm-ben adható meg. A szemcseméret a porozitáson túlmenően, fontos paraméter az anyagkezelhetősége szempontjából is. Az ágas-bogas vagy nagy méretű biohulladékok (pl. kerti vagdalékok, fa, stb.) méretét aprítással csökkenthetjük. 5.) Az optimális közeg-kémhatás semleges tartományba esik: pH = 6…8. A degradációs folyamatot katalizáló mikroorganizmusok acidofóbok, ezért számukra semleges közeget kell biztosítani. A magas csersavtartalmú növényi hulladékok, egyes gyümölcs hulladékok esetén szükséges a pH beállítása, melyet kalcium-karbonát adagolásával célszerű megvalósítani.

246

MSW

Osztályozás (méret szerinti szétválasztás)

Mágneses szétválasztás

Örvényáramú szétválasztás

Egyéb fémek (pl. Al, Cu, stb.)

ferromágneses fémek

Ellenáramú pneumatikus szétválasztás, ballisztikus szétválasztás vagy kézi válogatás

Aprítás kalapácsos törőben vagy shredderben üveg

műanyag

papír

Osztályozás dobszitaberendezésben

Komposztálás

6.3.1.3. ábra:

A kommunális hulladék biofrakciójának leválasztására alkalmas technológia

247

A komposztálandó feladás idegenanyag-tartalma. Az idegenanyagnak azokat az anyagokat nevezzük, amelyek a komposztálás során nem bomlanak le, csökkentik a végtermék piaci értékét, de nem mérgezőek. Ezek leggyakrabban a csomagolóanyag-maradékok: üveg, műanyag, fém, vagy pl. bálazsinórok. A szelektíven gyűjtött kommunális biohulladék kevésbé szennyezettek idegenanyag által, mint a nem szelektíven gyűjtött háztartási hulladék. Az utóbbi biohulladék-frakciójának leválasztására az 6.3.1.3. ábrán bemutatott technológiai folyamatábra szerinti technológia alkalmazható. 6.3.1.3. táblázat:

1.

Az ipari komposztálási rendszerek eljárástechnikai típusai

Nem reaktoros ipari komposztálási rendszerek 1.1. - agitált ágyas rendszer 1.2. – statikus ágyas rendszer

2.

Függőleges reaktorok 2.1. - mozgó agitált ágyas reaktorok 2.2.– mozgó tömörített ágyas reaktorok

3.

Vízszintes és ferde reaktorok 3.1. - támolygó szilárd ágyas rendszer 3.2. - agitált szilárd ágyas rendszer 3.3. – alagút rendszer

4. Konténeres rendszerek

248

AZ IPARI KOMPOSZTÁLÁS ELJÁRÁSTECHNIKAI RENDSZEREI ÉS BERENDEZÉSEI Az ipari komposztálási rendszereket az alábbi, 6.3.1.3. táblázatban összegyűjtött és bemutatott eljárástechnikai típusokba lehet sorolni. Az agitált ágyas komposztálási rendszer Az agitált ágyas komposztálási rendszert a prizmás rendszernek is nevezik. A téglalap-, trapéz- vagy szabálytalan háromszög-szelvényű ágy magassága 1,2 - 1,8 … 3 m, a szélessége általában minimálisan a magasság kétszerese. Az agitált ágyas rendszereket szabad levegőn, ritkábban fedett területen alkalmazzák, többnyire betonalapra építve. A betonalap csurgalékvíz-csatornákkal kell, hogy rendelkezzen a komposztálás során keletkező csurgalékvíz-összegyűjtésére. Az agitált ágy lehetséges főbb méreteit az 6.3.1.4. ábra, a komposztálási telep elrendezését az 6.3.1.5. ábra mutatja be. 02

1m m m m m m m 1,2 m

0,3 m 0,46 m 0,76 m Hőmérsékletmérő pontok

4m

6.3.1.4. ábra:

Az agitált ágy lehetséges szelvénye és méretei

249

Tárolási terület

Agitált ágyak

Kapu Rakodó

Épület

Késztermék

Érlelés

Szitál ás 6.3.1.5. ábra:

Az agitált ágyas komposztálási rendszer területi elrendezése

A komposztálási folyamat szabályozása ennél a rendszernél a levegőellátás és a komposztálási idő szabályozásának segítségével történik. A levegőellátás a legtöbbször az ágy átforgatásával (agitálásával) biztosítják, ritkábban az aljzatban lefektetett perforált csővezetéken keresztüli kényszerlevegőztetéssel oldják meg. Az agitálás gyakorisága 1…2 alkalom hetente, havonta, vagy akár évente a klimatikus viszonyoktól és a komposztálási feladás szerkezetstabilitásától és degradálhatóságától függően. A komposztálás időtartama ezeknek a függvényében a 3…4 héttől a 3 hó … 1 évig változhat.

6.3.1.6. Ábra.: Tárcsázó (agitáló) gép

250

Az agitált ágyas rendszer kétségtelen előnye az alacsony beruházási és üzemeltetési költsége. A hátrányai: -

a nagy területi igény, melyet az átlagos 2650 m3/ha –s területigény alapján határozhatjuk meg, a jelentős környezeti hatások, melyek között a legsúlyosabb a por- és a szagemisszió.

Az agitált ágyas rendszer technológiai folyamatábráját az 6.3.1.7. ábra mutatja be.

251

MSW szerves frakciója, EGYÉB BIOHULLADÉKOK

adalékanyag, vagy reciklált komposzt

Keverés, homogenizálás

O2

keverés

Komposztálás

fáradt gázok/gőzök az atmoszférába

csurgalékvíz kezelésre

Utóérlelés

Utókezelés (pl. szitálás)

Piac 6.3.1.7. ábra:

Az agitált ágyas komposztálási rendszer technológiai folyamatábrája

252

A biohulladék-feladás paraméter-beállítása az adalékanyag, vagy a készkomposzt bekeverésével történik. A keverést úgy kell elvégezni, hogy az alkotók térfogati eloszlása egyenletes legyen, tehát a keverési folyamat a homogenizálást is jelenti egyúttal. A komposztálási folyamat intenzitásáról leghitelesebb információt a hőmérséklet-változás nyújtja. A hőmérséklet mérőponti elhelyezését az agitált ágy szelvényében az 5.4. ábrán láthatjuk. A hőmérsékletváltozás ismeretében lehet szabályozni a forgatások (agitációk) gyakoriságát. A nyers komposzt utóérlelése a lebontási folyamat befejező stádiuma, a komposzt stabilizálási folyamata, amikoris a mikroorganizmusok elfogyasztják a még rendelkezésre álló maradék tápanyagot. Az utóérlelés során - csakúgy mint a komposztálási folyamatban meg kell akadályozni az anaerób gócok kialakulását. Mivel az utóérlelés egy lassú folyamat, így az ágyak méretét a komposztálásétól kisebbre kell kiválasztani, hogy a természetes levegőztetés megvalósuljon agitálás nélkül is. Az érlelő ágy maximális magassága nem haladja meg a 2,4 m–t, de igényesebb minőségű komposzt-gyártáskor ez általában 1,8 m magas és 4,5 … 6 m széles ágy. Az utóérlelésre szükséges terület az agitált ágyas rendszerű komposztáló üzem területének egy negyede. Az utóérlelés szükséges időtartama legalább 1 hónap. Az utóérlelést követően szükséges műveletek lehetnek: szitálás, dezinficiálás, aprítás, stb. a komposzt paramétereitől és a felhasználási területétől függően. Az agitált ágyas rendszer berendezései az anyagmozgató gépek és a keverésre használt rakodó gépek, vagy a tárcsás keverők. Egy tárcsakeverő gépet az 6.3.1.8. ábra, míg egy kis magasságú agitált ágyat az 6.3.1.7. ábra mutatja be. A munkarend az agitált ágyas rendszerű komposztáló telepeken célszerűen szekvenciális: az időbeli eltolódással újonnan készítik, a komposztálási folyamat különböző időpontjaiban kezelik, valamint bontják a komposztálási ágyat, ill. az utóérlelést végzik.

6.3.1.7. ábra: Kisméretű agitált ágy (érlelés)

253

A komposztálás statikus ágyas rendszere

A statikus ágyas komposztálási rendszert USA-ban fejlesztették ki. A nem-reaktoros komposztálás intenzifikálását a kényszer levegőztetéssel biztosítják. Az intenzív levegőztetés elhagyhatóvá teszi az ágy periodikus forgatását, ugyanakkor nélkülözhetetlenné válik az ágyszerkezet stabilitása, ill. annak megőrzése a teljes komposztálási idő alatt. Az aljzatbeton a csurgalékvíz összegyűjtő rendszerén kívül a perforált légcsővezetéket is magába foglalja. A perforációk eltömődésének elkerülése érdekében a csövezetékre közvetlenül 0,15 … 0,3 m vastagságú védő-alapréteg kerül, ami lehet pl. a mátrix-anyag is. Erre kerül a komposztálási feladás, melyet a biohulladékok és a szerkezeti stabilitást ill. optimális porozitást biztosító mátrix-anyag homogén keveréke képezi. Az ágy felületét mintegy 0,15 m-es készkomposzt réteggel vagy szemipermeábilis membránnal fedik. Ez a fedő réteg biztosítja az ágy hő- és csapadék szigetelését és megszűri a távozó gőzöket/gázokat. A statikus ágy szellőztetését szívás alatt, ill. túlnyomással lehet megoldani. A szívás alatti rendszerekben a fáradt levegő az ágyból a perforált csővezetéken át kerül egy szellőztetőn keresztül a biofilterbe, vagy a készkomposzt-ágyba, ahol a dezodorálása történik. Ebben az esetben a csurgalékvizet még a szellőztetőhöz kerülése előtt kell elvezetni. A túlnyomású rendszereknél a kompresszor szállítja a levegőt az ágyhoz és a perforált csőcsővezetéken keresztül diszpergálja. Itt a fáradt gőzöket/gázokat csupán az ágyat takaró komposztréteg végzi. Ugyanakkor a nyomásveszteség is kisebb ennél a levegőztetési rendszernél (kb. a fele). A statikus ágyas komposztálási rendszer kialakítását az 6.3.1.9. ábra szemlélteti. A szükséges komposztálási időtartam ennél a rendszernél 1…5 hónap, de a 2…3 hetes időtartam is ismert. Az agitált ágyas rendszer átlagos területi igénye 1 m2/t nedves anyag, szükséges levegőztetés: 0,8-1 m3 levegő az 1 t száraz anyagra.

254

Nyomás

Szívás

Szellőztető

Készkomposzt fedőréteg Komposztálandó anyag és mátrix keveréke

Porózus alap

Perforált cső

Ágy szélessége 3...5 m Komposzt fedőréteg

21 ... 30 m

A-A nézet Ágy magassága 1,5...3,6 m

Fedőréteg 0,15 … 0,5 m Alap 0,15...0,3 m Ágy szélessége W = 2H

B-B nézet 1,5...2,4 m

6.3.1.9. ábra:

A sztatikus ágyas komposztálási rendszer

Az 6.3.1.10. ábra mutatja be a statikus ágyas komposztálási rendszer technológiai folyamatábráját. A biohulladékokat az esetleg szükséges előkezelése után a reciklált és a veszteséget pótló friss mátrix-anyaggal keverik – homogenizálják. A mátrix-anyag szükséges mennyisége átlagosan a biohulladék térfogatának 2…3 –szorosa. Az intenzív komposztálást

255

MSW szerves frakciója és más biohulladékok Idegenanyag eltávolítása

idegen anyag

Aprítás

reciklált mátrixanyag

friss mártix-anyag

Keverés, homogenizálás O2

(kényszer levegőztetés )

Biofilter v. g,g

szűrő fedőréteg

Komposztálás csurgalékvíz kezelésre Levegőn történő szárítás

Mátrix-regenerálás (osztályozással)

Utóérlelés min. 30 napig Osztályozás és más, piaci minőséget biztosító műveletek

Tárolás

Piac

6.3.1.10. ábra:

A statikus ágyas komposztálási rendszer technológiai folyamatábrája

256

követő a levegőn történő szárítás a mátrix-anyag regenerálhatóságát biztosítja. A legegyszerűbben a regenerálás az osztályozási művelettel valósítható meg, a szárítás ugyanakkor megakadályozza a szita betömődését a nedves komposzt által. A további műveletek hasonlóak az agitált ágyas rendszerével. A statikus ágyas komposztálási rendszer beruházási és üzemeltetési költségei meghaladják az agitált ágyas komposztálási rendszerét, ugyanakkor a környezeti hatásai kisebbek. A területi igénye is kisebb, azonban az utóérlelés területi igényével itt is számolni kell. A reaktoros komposztálási rendszerek A reaktoros komposztálási rendszerek a degradációs folyamat nagy fokú szabályozását és a környezeti hatások kézbentartását teszik lehetővé. A komposztálásra használt reaktorokat több szempont szerint lehet csoportosítani. 5.2.3.1. Függőleges komposztáló reaktorok 1. A mozgó agitált ágyas, függőleges, ellenáramú reaktorok (siló-reaktorok) Ez egyik legrégebbi reaktoros komposztáló rendszer. Az 5.11. ábrán bemutatott típusú reaktorban a felülről adagolt anyag mozgatása szintről szintre történő továbbítás által történik. Az anyagtovábbítást a tengely mozgatása és azáltal mozgó terelők biztosítják, a perforált szintek a tengelyre fixen vannak rögzítve. A levegőztetés ellenáramban történik. Ez a reaktor működtetési rendszer rendkívül előnyös, mivel a reaktánsok koncentráció-gradiense, azaz az anyag-átbocsátási folyamat hajtóereje közel állandó a reaktor magassága mentén. Fáradt levegő

Feladás

Levegő Készkomposzt

6.3.1.11. ábra:

A mozgó agitált ágyas, függőleges, ellenáramú komposztáló reaktor vázlata (pl. Earp-Thomas vagy Thermax)

257

A lebontási folyamat sebességére misem jellemzőbb, minthogy a benntartózkodási idő mindössze 2…3 nap, ezt követi a nélkülözhetetlen utóérlelés.

2.

A folyamatos, ellenáramú, függőleges, tömörített ágyas komposztáló reaktorok (torony-rekatorok) Ez a reaktor-csoport is ellenáramú reaktor-csoporthoz tartozik, itt a komposztálandó anyag továbbítását a reaktor tetején történő folyamatos anyagadagolás miatti anyagkiszorítás biztosítja. A kész komposztot a termékeltávolító mechanizmus biztosítja (pl. csigásadagoló). A levegő egy perforált lemezen keresztül jut be a reaktor aljába. E komposztáló-reaktor típus vázlatát az 6.3.1.12 ábrán mutatjuk be.

258

Feladás Fáradt levegő

Levegő

Kész komposzt

6.3.1.12. ábra:

Ebben

a

típusban

A torony-típusú függőleges komposztáló reaktor vázlata (pl. BAV, Kneer, ABV, Triga-féle reaktorok)

a

komposztálandó

feladás

paramétereinek

beállítása

a

készkomposzt, ritkábban adalékanyag bekeverésével történik. A torony-típus reaktorokban a szükséges benntartózkodási időtartam 7…12 nap, ezt a 2…4 hónapos időtartamú utóérlelés követi. Mintegy 400 m3-es reaktorok is ismertek ebből a típusból.

3.

Az agitált ágyas, függőleges tartály-reaktorok Ezekben a reaktorokban a komposztálandó anyag keverése mechanikus keverők segítségével

történik,

kényszer

levegőztetést

pedig

ellenáramban,

vagy

keresztáramban valósítják meg. Az 6.3.1.13. ábra mutatja be az ilyen típusú reaktor vázlatát.

259

Késztermék mechanikus kihordása

Feladás

Perforált alj Perforált keverőpálcák

6.3.1.13. ábra:

A függőleges tartály-típusú komposztáló reaktorok (pl. Fairfield-Hardy, Aerotherm, Snell)

A szükséges benntartózkodási idő 5…6 nap. 5.2.3.2. Vízszintes és ferde komposztáló reaktorok 1.

A támolygó ágyas, vízszintes komposztáló reaktorok (forgódobos reaktorok) Ezek a reaktorok a tökéletes keveredésű, ellenáramú forgódobos reaktorok, amelyek vázlatát az 5.14. ábra mutatja be.

6.3.1.14. ábra:

A forgódobos vízszintes komposztáló reaktor (HKS, Dano, Fermascreen)

260

Ezek a forgódobok átmérője átlagosan 2,5…3 m, fordulatszáma pedig alacsony, mindössze néhány (< 10) f/min, kényszer levegőztetésűek. A szükséges komposztálási idő 1…6 nap, amelyet az 1…3 hónapos időtartamú utóérlelés követi. 2. Az agitált ágyas, vízszintes vagy ferde és az alagút-típusú komposztálási reaktorok Ezek a reaktorok zárt-profilú, vízszintes, vagy ferde, kényszer levegőztetésű keresztáramú reaktorok, a komposztálandó anyag keverése mechanikus, ahogy ezt az 5.15. ábrán szereplő vázlat is bemutatja.

Komposzt ürítés

Szellőztetők

Porózus alap, alatta perforált szellőztető csővezeték

Keverőszerkezet

Feladás Keverőszerkezet kocsija

6.3.1.15. ábra:

**

Az agitált ágyas vízszintes komposztáló reaktor (Metro-Waste, Tollemach)

Egy-egy ágy szélessége 1,8 … 6 m, vastagsága 1…3 m, a szükséges komposztálási idő 2…4 hét. Az 5.16. ábrán ill. az 5.17. ábrán bemutatott alagút típusú komposztálási rendszer annyiban különbözik e rendszerű reaktoroktól, hogy ezekben anyagmozgatást az önjáró rakodógépek végzik.

261

- a méretüktől fogva -

az

6.3.1.16.

Az alagút-rendszerű komposztálási reaktor

ábra:

262

Mágneses szeparátor

Válogatás

Dobszit a

Alagút bevezetés

Vas zavaró anyagok

Növényi vagdalék hozzáadás

Aprító berendezés

Biofilter Intenzív komposztáló szakasz 7-14 nap Alagút kivezetés

Frisskomposzt II. illetve III. szakasz

Vissza az interaktív szakaszhoz

Feltöltés Dobszita

Utóérlelő szakasz 28-42 nap

Felső anyagáram

Kész komposzt IV. illetve V. szakasz

Kész komposzt 15-25 Kész komposzt IV. illetve V. szakasz Kész komposzt 0-25

6.3.1.17. ábra:

Az alagút-rendszerű komposztálás eljárástechnikai folyamatábrája

263

A konténeres komposztálási rendszerek A konténeres komposztálási rendszerek ötvözik a nem-reaktoros és a reaktoros komposztálási rendszerek előnyeit. Az előbbi épület-igénytelensége, az utóbbi folyamat-szabályozhatóságát és a környezeti hatások kezelhetőségét egyaránt magában foglalja e rendszer. A rendszer technológiai folyamatábráját az 5.18. ábra mutatja be, melyből kiviláglik, hogy a komposztálási anyagmozgatás itt a reaktor (konténer) mozgatásával történik, az üzem szabad ég alatt helyezkedik el, a konténerek rugalmasan kapcsolhatók levegőztetési, ill. a biofilterre vezető fáradt levegő elszívási rendszerre. A csurgalékviz összegyűjtése is megoldott.

Konténeres komposztálás folyamatábrája Aprító Dobszita Válogatás

Mágneses szeparátor

Biofilter

Levegõ

Intenzív lebomlási fázis 10-14 nap

Nyerskomposzt

Érlelés 28-42 nap Vissza az intenzív fázishoz

Dobszita Durva

Készkomposzt 15-25 mm

Készkomposzt 0-25 mm

6.3.1.18.

A konténeres komposztálási rendszer

ábra:

264

A reaktoros komposztálási rendszerek általános technológiai folyamatábráját az 5.18. ábra szemlélteti.

6.3.1.19. ábra: Komposztálás szitálási művelete Az összes komposztálási eljárástechnikai rendszer különböző jellemzőit az 6.3.1.4. táblázatban foglaltuk össze. A táblázat még egyszer felhívja a figyelmet arra, hogy egyik rendszer sem rendelkezik kizárólagosan csak előnyökkel, vagy csak hátrányokkal, hanem mindegyik rendszernek megvan a maga alkalmazási területe és az elégséges, ill. szükséges gazdasági háttere.

265

MSW szerves frakciója,

266

EGYÉB BIOHULLADÉKOK

Előkezelés reciklált kész komposzt

adalékanyag

Keverés, homogenizálás O2 (kényszer levegőztetés) g,g

Komposztálás

Érlelés agitált ágyas rendszerben átl. 3-4 hónapig

Biofilter

csurgalékvíz kezelésre

Utókezelés (szitálás. stb.)

Piac

6.3.1.19. ábra:

A reaktoros komposztálási rendszerek általános technológiai folyamatábrája

267

A komposztálás eljárástechnikai rendszereinek összehasonlítása

6.3.1.4. táblázat:

Nem-reaktoros

Agitált ágy

Statikus ágy

Reaktoros

1.

Beruházás

↓

↓*

Kényszer szell. + agitálás ↑

2.

Üzemeltetés

↓

↑

↓

↓

3.

Területigény

↑

↑

↓*

↓*

4.

Utószárítás

+

++

++

++

5.

Klíma érzékenység

+

-

-

-

6.

Adalék/mátrix

+ adalék

+ mátrix

+ adalék

+ adalék

7.

Szag emisszió

↑↑

↑

↓

↓

8.

Poremisszió

↑↑

↑

↓

↓

*

-

az utóérlelés megnövelheti

↓

-

relatíve kis

↑

-

relatíve nagy

↑↑

-

nagy

+

-

szükséges

++

-

feltétlenül szükséges

Kényszer szellőztetés ↑

A komposztálási üzemek működése gazdaságilag pozitív mérlegű kell hogy legyen, ezzel egy időben a környezeti szempontoknak feltétlenül érvényesülniük kell. Így pl. a kisebb beruházási és üzemeltetési költségű nem-reaktoros komposztálási üzemeket csak a lakott területtől távol fekvő helyeken szabad létesíteni. Ugyanakkor, a kezelhető környezeti hatású reaktoros rendszerek Magyarországon várhatóan nem minden gazdasági környezetben lesznek nyereségesek a közeljövőben. Példának okáért, Nagy-Britanniában az agitált ágyas komposztálási rendszer beruházásai és üzemeltetési együttes költségek 10…15 GBP/t –t tesznek ki, az alagutas komposztálási rendszer beruházási költsége 15…25 GBP/t, míg Németországban a szennyvíziszap átlagos aerób kezelési költsége 70…140 DM/t az üzem kapacitásától függően. Az Amerikai Egyesült Államokban a komposztálás fajlagos költsége 46…160 USD/t között változik készkomposztra vetítve.

268

MINŐSÉGI PARAMÉTEREK:              

Idegenanyag Nedvességtartalom Érettségi fok Beltartalmi mutatók Gyommag-tartalom Szemcseméret Nehézfém-tartalom Szerves szennyezők N, P, K, Ca, Mg pH Sótartalom (vezető-képesség alapján) Sűrűség Biotesztek

A KOMPOSZTÁLÓ ÜZEMEK KÖRNYEZETVÉDELMI, EGÉSZSÉGÜGYI ÉS MUNKAVÉDELMI VONATKOZÁSAI

A komposztálás főbb környezeti, egészségügyi és munkabiztonsági hatásai az alábbiak lehetnek:  a víz- és talajszennyezés a csurgalékvíz és a felszíni elfolyó víz által;  levegő szennyezés - a poremisszió, - a szagemisszió révén,  a patogén-mikroorganizmusok által okozott fertőzés-veszély;  zajhatás,  tűzveszély,  a szemét térbeli elterjedése. A vízvédelem A víz és ez által a talaj potenciálisan szennyeződhet a komposztáló üzemekben keletkező csurgalékvízzel. A csurgalékvíz a komposztálás alatt az aerób lebontási folyamat eredményeképpen képződő folyadék-fázisú penetrát, amely a komposzt-ágy anyagából kivonatolt, kioldott vagy kimosott szuszpendált komponenseket tartalmaz. A másik vízszennyező forrás a komposztáló telep elfolyó vize, amennyiben az szabálytalanul áramlik a csurgalékvíz összegyűjtő rendszerének kikerülésével. Különösen nagy potenciális környezetszennyező veszélyt jelentik azokban az orzágokban, ahol az átlagos csapadék mértéke meghaladja az átlagos elpárolgás értékét, mint pl. Németországban. Ha a csurgalékés elfolyó vizet egy nyitott medencében gyűjtik össze, akkor egy pótlólagos szag-emissziót is okozhatnak. Pl. a kerti vagdalékokat feldolgozó komposztáló üzem emelt BOI-értékű, valamint fenol- és nitrát-koncentrációjű csurgalékvizet produkál. Az első kettő a talajbiotikus részét, a víztározók élővilágát veszélyeztetik. A nitrátok képződését a helyes C:N arány beállítással szükséges és lehetséges szabályozni. Komoly veszélyt jelenthetnek a fák kezeléséhez használt növényvédő szerekből származó poliklórozott bifenilek (PCB-k), vagy a policiklikus aromás szénhidrogének (PAH-ok), vagy a benzin, olaj, szén égési maradékai. A komposztálás során a PAH biodegradációja bekövetkezhet, azonban a képződő vegyületek még a PAH-oknál is toxikusabbak lehetnek. A PCB-k és a peszticidek nem biodegradálnak a komposztálásakor.

269

A komposztálás során képződő csurgalékvíz mennyisége csökkenthető, vagy megakadályozható bizonyos mértékben a komposztálandó anyag nedvességtartalmának helyes szabályozásával is. A komposztálás alatt képződött és összegyűjtött csurlaékvíz kezelésére a következő megoldásokat alkalmazzák: - A legegyszerűbb megoldás az összegyűjtött csurgalékvíz szétpermetezése a komposztágyban. Ezt a megoldást kizárólagosan a komposztálás korai szakaszában, tehát a csúcshőmérséklet elérése előtt szabad alkalmazni. - A képződő csurgalékvizet vagy egy részét a legközelebbi kommunális szennyvíztisztítóba elszállíthatjuk. Azonban, ha a szennyvíztisztító túl nagynak találja a csurgalékvíz szennyezettségének mértékét, akkor helyben (on-site) történő előkezelését meg kell oldani az aerób biológiai vagy a kicsapatásos kémiai eljárással. Normál üzemvételű, szabályozott komposztáláskor ugyanakkor elvileg nem adódhat szükség a csurgalékvíz előkezelésére.

270

Védőgát

Védőgát

120-130 mm-es komposztált sóder-homok ágy Elfolyás elterelő csatorna

Elfolyás elterelő csatorna

Komposztáló telep szelvénye

2 %-os lejtés Védőgát

Védőgát

Gyűjtő

Hosszanti nézet

Elterelő terasz (gát és csatorna) a) Felfogó árok

Tiszta elfolyás Dombról való szivárgás Komp. alap Felszín alatti dréncsatorna

b) Védő gát Alap

c) Elterelő csatorna 0,3-0,9 m mély

A H-t az elfolyó vízmennyiség határozza

H

6.3.1.20. ábra: Az elfolyó vizek felfogására alkalmazható megoldások

271

-

Az elfolyó vizek (csapadékvíz, a berendezések takarításából származó víz) érintkeznek a komposztáló ággyal, ezért a teljes mértékű felfogása ill. annak a felszíni vizekbe való bejutásának megakadályozása nagyon fontos. A lehetséges megoldásokat az 6.3.1.20. ábra mutatja be.

A légszennyezés A légszennyezést nem csupán maga a komposztálás, hanem az azt kiszolgáló, ill. szállításra használt járművek is okoznak. A szagemisszió a komposztálás különböző fázisaiban jelentkezhet: a beérkező hulladékok tárolása, a nem-reaktoros eljárástechnikai rendszerű komposztáláskor, stb. A szagemisszió a szerves savak, merkaptánok, alkoholok, aminok, hidrogén-szulfid és más gázok emissziója. Az anaerób gócok nemkívánatos képződése során ammónia-gáz is felszabadulhat, ami hozzájárul a kellemetlen szaghatáshoz. Az alábbi 6.3.1.8. táblázat tartalmazza azokat a vegyületeket, amelyek felszabadulása szagemisszióval azonosítható. 6.3.1.8. táblázat: A komposztálás szagemisszóját okozó (specifikusan) azonosított vegyületek I. Kén-vegyületek 1. Hidrogén-szulfid 2. Szénoxi-szulfid 3. Szén-diszulfid 4. Dimetil-szulfid 5. Dimetil-diszulfid 6. Dimetil-triszulfid 7. Metánethol 8. Etánethiol IV. Illó zsírsavak 1. Hangyasav 2. Ecetsav 3. Propionsav 4. Vajsav 5. Valeriánsav 6. 3-metilbutanonsav

II. NH3 – és N-vegyületek 1. Ammónia 2. Aminometán 3. Dimetilamin 4. Trimetilamin 5. 3-metilindol III. Ketonok 1. Aceton 2. Butanon 3. 2-pentanon V. Egyéb 1. Benzothiozol 2. Etanol 3. Fenol

Zaj A zajt a járművek, valamint a komposztálás technológiai berendezései okozzák. A legnagyobb zajhatással a kalapácsos törők, a shredderek és a szitaberendezések működése jár, ez a hatás akár 90 decibelt is elérheti. A következő intézkedéseket lehet foganatosítani a zajhatás csökkentése érdekében:   

A megfelelő fás puffer-zóna kialakítása a komposztáló üzem körül. A berendezések lokális zaj-szigetelése. Logisztikai megoldások (szállítás optimálása).

A dolgozók zajvédelmével a vonatkozó fejezet foglalkozik.

272

Tűzveszély A tűzveszély elsősorban a kiszáradt készkomposzt öngyulladásából ered. A tűzveszélyes komposzt nedvességtartalma 25…45 %. Azonban a tűzveszélyhez tartozó hőmérséklet 93 oC, amely csak akkor fejlődik, ha a készkomposzt-halom magassága legalább 4 m-es. Tehát a készkomposztot legfeljebb 3 m-es magasságú halmazokba szabad tárolni, tárolás közben pedig periodikusan meg kell forgatni a magasabb hőmérséklet kialakulásának megakadályozásához. Az általános tűzvédelmi szabályok betartása (rendszeres portalanítás, a tűzvédelmi eszközök, a felvonulási terület szabadon hagyása, stb.) is megkövetelt. Szemét A beszállításra kerülő hulladékok egy részét a szél a lakott területre szállíthatja, ennek a megakadályozására:   

A beérkezett hulladékokat fedetten kell tárolni. Szélfogók alkalmazása az üzemi terület határa mentén célszerű. Rendszeres takarítás. IRODALOM

[1]

Christensen, T.H. – Cossu, R. – Stegmann, R.: Concepts, Processes, Technologies and Operation. Sardinia ’95. Proceedings of the Fifth Ind. Landfill Symposium. CISA, Cagliari, 1995.

[2]

Corbitt, R.A.: Standard Handbook of Environmental Engineering. McGraw-Hill Publ. Co. New York, 1990.

[3]

Haug, T.R.: Compost Engineering. Ann Arbour Science Publ. Inc., Michigan, 1980.

[4]

Peavy, M.S. – Rowe, D.R. – Tchobanoglous, G.: Environmental Engineering. McGraw Hill Book Co New York, 1985.

[5]

Tchobanoglous, G. – Theisen, H. – Eliassen, R.: Solid Wastes Engineering Principles and Management Issues. McGraw – hill. Book Company, New York, 1977.

[6]

Förstner, U.: Környezetvédelmi technika. Springer Hungarica, Budapest, 1993.

[7]

Árvai J.: Hulladékgazdálkodási kézikönyv. Műszaki Könyvkiadó, Budapest, 1992.

[8]

Composting: Yard and Municipal Solid Waste. EPA. Technomic Publishing Co, Inc. Lancaster, Pennsylvania, USA, 1993.

[9]

Alexa A. – Dér S.: Szakszerű komposztálás. Elmélet és gyakorlat. Profikomp könyvek, 2001.

[10]

Brauer, H.: Behandlung von Abwässern. Handbuch des Umweltschutzes und der Umweltschutztechnik. Band 4. Springer Verlag, Berlin, 1996.

273

[11]

Csőke B. – Bokányi L. – Bőhm J., etc.: Szilárd települési hulladékok előkészítése és hasznosítása. Jegyzet. Miskolci Egyetem Eljárástechnikai Tanszék, Miskolc, 1997.

[12] Periodikus folyóiratok: Waste Treatment, etc. [13]

Internetes közlések.

[14]

Biological treatment of Biouzeste Working Document, 2nd Draft. European Commission. Brussels, 12 February 2001.

[15]

Schubert, G.: Zerkleinerungstechnik für das Recycling von Abfällen und Schrotten. Freiberger Forschungshefte, 1997. A840.p.12-32

[16]

Jackel,H.-Schubert, G.: Die Zerkleinerung der Abfälle mittels Rotorscheren. Freiberger Forschungshefte, A840.p.82-98

[17]

Schubert, G.: Aufbereitung metallischer Sekundärrohstoffe.Band.I.VEB Deutscher Verlag für Grundstoffindustrie, Lepizig.1983

[18]

Tarján, G.: Mineral Processing. Akadémiai Kiadó, Budapest, 1981

274

6.3.2. Hulladékok kezelése anaerob eljárásokkal Fejezet szerzője: Dr. Bokányi Ljudmilla, Varga Terézia Az anaerob biodegradáció alapjelenségei Az anaerob rothasztás, más szóval a biogáz-termelés a levegő kizárásával és a hő bevételével történő szervesanyag lebomlási-stabilizálási folyamata, mely során a hasznosítható és környezetbarát biogáz, valamint hasznosítható és kvázi-stabilizált szervesanyag képződik:

Q

Szervesanyag I  CH 4  CO 2  Szervesanyag II

(1)

kvázi stabilizál t

biohulladék

Az anaerob biológiai lebontás bonyolult és összetett folyamat, melyet enzimkatalitikus reakciók sorozata jellemzi. A lebontás első lépcsőjében a biohulladék szénhidrátjai, fehérjéi és zsírjai a polimer-molekuláris állapotból az egyszerűbb vegyületekké alakulnak át: magasabb zsírsavakká, aminosavakká, cukrokká, stb. Az anaerob lebontás első lépcsője tehát a hidrolízis. A hidrolízis termékei tovább degradálnak oldható zsírsavakká, CO2-vé és alkoholokká. Ez a folyamat a savas-fermentációs (erjedési) biokémiai folyamat, amely levegő kizárásával megy végbe. Ezeket az enzimkatalitikus reakciókat - ugyanúgy, mint az első lépcsőben - a fermentatív mikroorganizmusok exoenzimjeinek segítségével katalizálják: Lactobacillusok, Propionibacillusok, Clostridiumok, Proteusok, Alkaligenesek, Enterobacillusok, gombák, stb. obligát anaerób vagy fakultatív aerób mikrooragnizmusok. Az anaerob lebontás második lépcsőjét az acidogenezisnek nevezik. Ebben a lépcsőben képződik az ammónium és a szulfidok is.

A lebontás spontán módon, aminek a termodinamikai feltételei adottak, a harmadik degradációs szakasszal folytatódik. Az acetogenezis – harmadik lépcsőjében a savas baktériumok enzimjei segítségével az ecetsav, a hidrogén és a széndioxid keletkezik. Ez a metán-termelés tulajdonképpeni szubsztrátja. E lépcsőben a Syntraphabacter wolinii, Syntrophomonas wolfei és a Syntrophus buswellii, továbbá a Selenomonas, Clostridium, Ruminococcus és Desulfovibrio mikroorganizmusok játszanak fontos szerepet.

275

6.3.2.1. ábra: A biogáz-képződés lépcsői Az anaerob degradáció végső, negyedik lépcsője a metán-képződés, azaz a metanogenezis. Ekkor a metánképző, szulfátredukáló és denintifikáló anaerob mikroorganizmusok endoezimjeinek segítségével katalizálják a III. lebontási szakasz ecetsavját és a II. lebontási szakasz melléktermékeit. Ez a mikroorganizmus csoport szimbiózisban koegzisztál az előző lebontási szakaszok mikroflórájával. A biohulladékok karbon-tartalmának 90-95 %-a alakul át biogázzá. E lépcső végterméke a biogáz, azaz a metán és a széndioxid keveréke. Az anaerob lebontás általános sémáját a 6.3.2.1. ábra szemlélteti. A szénhidrátok anaerób lebontásának vázlatát és bruttó reakcióit a 6.3.2.2., a zsíroké a 6.3.2.3., míg a fehérjéké a 6.3.2.4. ábrán mutatjuk be.

276

6.3.2.2. ábra: A szénhidrátok anaerob biodegradációja

277

6.3.2.3. ábra: A zsírok anaerob biodegradációja

278

6.3.2.4. ábra: A fehérjék anaerob biodegradációja

Az anaerob rothasztás eljárástechnikai paraméterei C/N arány: a mikroorganizmusok szempontjából rendkívül fontos tényező a szén/nitrogén és a szén/foszfor arány. Az anaerob baktériumok a szenet kb. 30-szor gyorsabban fogyasztják el, mint a nitrogént, így az optimális szén/nitrogén arány 20-30 közötti értékre tehető. Az optimálisnál magasabb arány esetén szén marad a szubsztrátban, míg a nitrogén teljesen elfogy, ezáltal a baktériumok elpusztulnak. Így a nitrogén visszakerül a folyamatba, a folyamat lelassul és kevesebb gáztermelődést eredményez. Másrészről, alacsony szén/nitrogén arány ammónia akkumulációt eredményezhet, ami gátolja a metanogén baktériumokat, továbbá a hátramaradó nitrogén a keletkező trágya minőségét csökkenti. pH: Az anaerob baktériumok, főként a metanogének nagyon érzékenyek a sav koncentrációra, amely gátolja szaporodásukat. A lebontás optimális pH értéke 5,5 – 8,5 közötti érték [3], azonban az acidogenezis, illetve a metanogenezis eltérő pH értéket igényel. A túltöltés vagy az inhibitorok hatására bekövetkező illó-zsírsavak akkumulációja a pH érték csökkenését okozhatják. A pH azonban szabályozható mésztej, nátrium-karbonát oldat, vagy akár a maradékanyag kezelése során keletkező szűrlet visszavezetésével.

279

A nedvességtartalom mind a mikroorganizmusok metabolizmusa, mind pedig az enzimkatalitikus reakció szempontjából nagy fontosságú, azonban az aerob biodegradációhoz képest az anaerob lebontás optimális nedvességtartalma, ill. szárazanyag tartalma tágabb határok között jelölhető meg. A szárazanyag tartalom 0,1…60 % között mozog. A szárazanyag-tartalom értéke szerint az alábbi eljárástechnikai típusokat lehet kijelölni: nedves eljárás: 0,1 … 5 % szárazanyag-tartalom; szuszpenziós eljárás: 5 … 15 % szárazanyag-tartalom, félszáraz eljárás: 15 … 25 % szárazanyag-tartalom, száraz eljárás: 25…60 % szárazanyag-tartalom mellett. A hőmérséklet: Mivel az anaerob lebontás endoterm folyamat, így a rendszerbe hőt kell bevinni. A biogáz előállítás során három hőmérsékleti tartományt különböztethetünk meg, a pszihrofil (10-25°C), a mezofil (25-35°C), illetve a termofil (49-60°C) hőmérsékleti tartományt. A termofil folyamat reakció-kinetikai szempontból természetesen előnyösebb, a reakciósebesség mintegy 10…20 %-kal nagyobb, mint a mezofil folyamaté. A gazdaságossági számítások döntik el, hogy egy konkrét esetben a mezofil, avagy a termofil folyamat az előnyösebb.

6.3.2.5. ábra: Szennyvíziszap gázhozama a tartózkodási idő és a hőmérséklet függvényében Inhibitorok: Az anaerob degradációs folyamat mikroorganizmusaira az alkáli- és alkáliföldfémek (C ≥ 5 g/l); a nehézfémek (c ≥ 5 mg/l), a klórozott szénhidrogének (c ≥ 3 mg/l) és a cianidok egyaránt inhibitorok. A 0,1 g/l-es koncentrációnál nagyobb szulfát-ion koncentrációknál a metanobakterek inhibíciója következik be. A fény is inhibitor-hatású. Szemcseméret: A szemcseméret-eloszlás határozza meg az enzimkatalitikus reakcióban résztvevő érintkezési felületet, amely a koncentráció-gradiens mellett az anyagátbocsátási folyamat intenzitását alapvetően befolyásolja. A szemcseméret és a fajlagos felület fordítottan-arányos viszonyban vannak egymással. A finom szemcseméret-eloszlás előnyös az anyagkezelés és a reaktor-üzemeltetés (keverés, termékek elvezetése, stb.) szempontjából is. Hidraulikus tartózkodási idő (HRT): az az átlagos idő, amíg a szubsztrát a rothasztó reaktorban marad. A kívánt tartózkodási idő függ a folyamat paramétereitől, pl. hőmérséklettől, valamint a hulladék tulajdonságaitól.

280

Szerves töltési arány (OLR): az a szervesanyag mennyiség (KOI, vagy illó szilárdban kifejezve), amely beadásra kerül naponta a reaktor m3 térfogatára vonatkoztatva. A szerves töltési fok az anaerob lebontási folyamat biológiai átalakítási kapacitását fejezi ki. Egy bizonyos mennyiség fölött a biogáz hozam alacsonyabbá válik az iszapban akkumulálódó inhibitorok következtében. Ez egy nagyon fontos paraméter, mivel a túltöltés a folyamat leállását eredményezheti. A biogáz-termelés technológiája Az anaerob eljárás csoportosítása Minden biogáz telep ugyanazokat az alap berendezéseket tartalmazza: rothasztó, gáztároló, gázmotor, keverők, stb. Egy biogáz telep alap felszereltsége látható a 3. ábrán. Az anaerob lebontás eljárásai a teljes szilárdanyag tartalom, a hőmérséklet, a feladás módja és az eljárás lépcsőinek száma alapján csoportosíthatók.

6.3.2.6. ábra: Biogáz telep alap felszereltsége Egy- vagy többlépcsős eljárások A mezőgazdasági biogáz telepeken egy- vagy kétlépcsős technológiát alkalmaznak. Az egy lépcsős megoldásban a fermentáció különböző szakaszai, mint pl. hidrolízis, acidogenezis, az ecetsav- és metán-keletkezés egyetlen reaktorban valósul meg, míg a többlépcsős eljárásoknál a különböző lépések elkülönített tartályokban mennek végbe, megkönnyítve az egyes folyamatok optimalizálását. Általában két reaktort alkalmaznak. Az egyikben a hidrolízis/cseppfolyósítás és acetogenezis, ami esetben a cellulóz hidrolízisének sebessége a korlátozó tényező, a másodikban pedig metanogenezis megy végbe, ahol a mikroba szaporodás a sebesség korlátozó. Nedves vagy száraz eljárások Az alacsony szárazanyagú eljárásoknál az össz. szárazanyag kevesebb, mint 10%. Ezt évtizedek óta alkalmazzák szennyvíztisztító telepről származó iszapok stabilizálására. Általában a hulladékot vízzel keverik az alacsony szilárd tartalom elérése érdekében, így nagy mennyiségű vízfelhasználást igényel, ami környezeti és gazdasági problémát okozhat, de a hulladék keverése szennyvíziszappal vagy a víztelenítő lépésből származó víz visszaforgatásával megoldást jelenthet. A száraz rendszerekben a szilárdanyag tartalom 2040% között van [6], ami viszont szállítási és kezelési problémákat okozhat. A kiindulási anyag szállítható szalagokon, csigás berendezésben vagy nagy teljesítményű szivattyúban. Ez a felépítés sokkal robusztusabb és sokkal drágább, mint a nedves eljárás.

281

Adagolási módok Az anaerob rendszer lehet folyamatos, szakaszos vagy félfolyamatos rendszerű. A folyamatos üzemű rendszerben a szubsztrát, (főként alacsony szilárdanyag tartalmú iszapok), folyamatosan kerül beadásra és eltávolításra egy viszonylag konstans biogáz hozamot eredményezve. Általában két rothasztót alkalmaznak, így a szubsztrát két lépcsőben kerül lebontásra. Az eljárás előnye, hogy a rothasztó reaktorok, mint tároló egységek is alkalmazhatók. A szakaszos üzemű rendszerek esetében a szubsztrát beadásra kerül a rothasztóba, majd a viszonylag teljes lebontás után a szubsztrát kiürítésre kerül és a reaktorokat friss anyaggal töltik fel és a lebontási folyamat kezdődik elölről. Ebben az esetben a biogáz termelés nem folyamatos. A gázhozam a folyamat közepén a legmagasabb, az elején és végén alacsonyabb. A félfolyamatos üzemű eljárásoknál először a reaktor szakaszos üzeműként működik, de a lebontást követően az anyagnak csak egy része kerül eltávolításra, mielőtt a friss anyagot

beadagolják. 6.3.2.7. .ábra: C.A.R.E Halle-Lochau Loock-TNS®-Bioabfallkraftwerk mit paralleler Naßfermentations Linie der Firma C.A.R.E (Centrum für Abfall-, Recycling- und Entsorgungswirtschaft) in Halle/Saale száraz fermentálója (szakaszos)

282

6.3.2.7. ábra: Mezőgazdasági biogáz telepek üzemelési módjai

283

6.3.2.8.ábra: Nyírbatori biogáz üzem reaktor-elrendezése Biogáz tárolása A biogáz tárolása megoldható alacsony, közepes és magas nyomáson. A nyomás alatti tárolók kisebb méretűek, viszont magasabb üzemeltetési költséget igényelnek. Ezen tartályok acélból készülnek speciális biztonsági követelményekkel a robbanásveszély miatt. A reaktor tetején levő úszó gáztartály az alacsony nyomású tárolók közé tartozik. Úszó gáz tározóval ellátott különálló tartály szintén alkalmazható a rothasztott iszap - és a nyers biogáz tárolására. A rugalmas felfújható szerkezetű tető szintén nagyon kedvelt módszer, mivel nagyon olcsó és nem lép reakcióba a biogázban lévő H2S-el. A takarás ezen típusait gyakran alkalmazzák a dugó-áramlású és a teljes keverésű reaktoroknál. Általában rugalmas membránokat használnak, beleértve pl. a HDPE (magas-sűrűségű polietilén), LDPE (alacsony-sűrűségű polietilén) anyagokat. A dupla membrános gáztárolók jó megoldást jelentenek a biogáz tárolására. Például a Sattlerféle dupla membrános biogáz tároló tartályok egy külső és egy belső membránból állnak, melyek közrezárják az aktuális gázteret. Fúvókák biztosítják a levegőt a külső és a belső membrán között, szabályozva a kilépő és belépő gázáram változását a reaktoron belüli gáznyomás konstans értéken tartása érdekében. A levegő bevezetése egy levegőszabályzó szelepen keresztül történik. Mivel a gáztér térfogata változik a gáz be- és kiáramlásával, egy szintérzékelő egység méri a belső membrán térfogatát és jelet küld a szabályzó kontrolpanelhez. A gáz betápláló- és elvezető csöveket a beton alapba öntik a tároló megépítése előtt, majd hermetikusan lezárják [9]. A biogáz tárolható közepes nyomáson is, de először a biogázt meg kell tisztítani a benne található kénhidrogéntől a tartály korróziójának elkerülése és a biztonságos működés biztosítása érdekében, majd a tisztított gázt komprimálni kell tárolás előtt.

284

6.3.2.8. ábra: Gáztározók különböző típusai A biogáz tisztítása A biogáz tisztítására különböző megoldások kínálkoznak, mivel sokféle összetevőből álló gázkeverék. A hasznosítani kívánt biogázt célszerű gázösszetevői és a koncentrációk alapján elemeztetni, majd ezek alapján kiválasztani a megfelelő gáztisztítási eljárást. A szennyvíztisztítás során származó iszap anaerob kezelése során az eredeti szervesanyagtartalom 40-45 % -a lebomlik és biogáz keletkezik. Ezen az úton nyert biogáz összetétele: 4570 % CH4, 30-35 % CO2, és egyéb összetevők: kénhidrogén, ammónia, hidrogén, szilíciumvegyületek, sziloxán származékok. A biogáz tisztítás lehet kéntelenítés, ammóniummentesítés, széndioxid leválasztás, víztelenítés, egyéb szennyezők eltávolítása. Ha gázkazánban történő elégetésre alkalmazzák a biogázt, semmilyen gáztisztításra nincs szükség, gázmotorban történő hasznosítás esetén, vagy tüzelőanyag cellában való felhasználáskor viszont komoly gáztisztítást kell végezni. A biogázban legtöbbször előforduló szennyezőanyag a kénhidrogén, ezért elsősorban kéntelenítést szoktak alkalmazni. A biogáz kéntelenítését különböző eljárásokkal lehet megoldani, biológiai, abszorpciós, kémiai és adszorpciós eljárás, illetve felhasználási cél szerint durva vagy finom kéntelenítés is lehetséges. Különböző felhasználások esetében a következő szennyezőanyagokat célszerű eltávolítani a biogázból:  gázmotorban és gázturbinában való hasznosítás esetén a kénhidrogéneket (H2S) és sziloxánokat,  energiacella esetén kénhidrogéneket (H2S), halogéneket és sziloxánokat,  járművekben való felhasználás előtt illetve földgázhálózatba táplálás előtt kénhidrogéneket (H 2S), ammóniát (NH3), halogéneket, sziloxánokat és főként szén-dioxidot (CO2).

285

Szén-dioxid eltávolítás Az üzemanyag hatékony használatához a biogáznak metánban dúsnak kell lennie. A széndioxid (CO2) eltávolítása stabil gázminőséget biztosít az energiaértéket illetően. Ez nagy jelentőséggel bír a járműgyártásban, mivel alacsony nitrogén-oxid (NO2) kibocsájtást eredményez. Jelenleg négy különböző eljárást alkalmaznak a biogázból való szén-dioxid (CO2) eltávolítására, a járművek megfelelő üzemanyag minőségének elérésére, illetve jó minőségű gáz földgázhálózatba történő bevezetése érdekében. Ezek az eljárások a következők:  víz abszorpció,  polietilén-glikol abszorpció,  szén molekula szita,  membrános szétválasztás.

Vizes mosás A vizes mosást szén-dioxid (CO2), illetve kénhidrogén (H2S) eltávolítására alkalmazzák, mivel ezek a gázok jobban oldódnak vízben, mint a metán. Az abszorpció tisztán fizikai folyamat. Általában a biogázt túlnyomással és egy töltetes oszlop alján, a vizet pedig a tetején vezetik be, így az abszorpciós folyamat ellenáramú. A vizes mosás a kénhidrogén (H2S) szelektív eltávolítására is használható, mivel a kénhidrogén (H2S) jobban oldódik a vízben, mint a szén-dioxid (CO2). A mosótoronyból kilépő szén-dioxidot (CO2) és/ vagy kénhidrogént (H2S) tartalmazó vízregenerálást követően visszavezethető az abszorpciós folyamatba. Ez a regeneráció történhet nyomás csökkentésével vagy levegővel történő gázkihajtással egy egyszerű oszlopban. A levegővel történő gázkihajtás magas kénhidrogén (H2S) tartalom esetén nem ajánlott, mivel a víz hamar szennyeződhet elemi kénnel, amely működési problémákhoz vezethet.

6.3.2.9. ábra: Az abszorpciós eljárás sematikus folyamat ábrája

286

Polietilén-glikol mosás A polietilén-glikol mosás a vizes mosáshoz hasonlóan szintén, egy fizikai abszorpciós folyamat. Selexol egy forgalomban lévő oldószer elnevezése. Ebben az oldószerben csakúgy, mint, a vízben mind a szén-dioxid (CO2) mind a kénhidrogén (H2S) jobban oldódik, a metánnál. A nagy különbség a víz és a Selexol között az, hogy a szén-dioxid (CO2) vagy kénhidrogén (H2S) jobban oldódik a Selexolban, ezáltal kevesebb oldószerre van szükség, és lecsökkenti a szivattyúzandó anyag mennyiséget a folyamatban. Ráadásul a víz és a halogénezett szénhidrogén is leválasztódik a biogázból Selexol használatával. A selexolos mosást mindig recirkulációval használják. Az elemi kén kialakulása miatt a Selexol oldószer levegővel való kihajtása nem ajánlott, ehelyett gőz vagy inert gáz alkalmazható.

Szén molekula szita A molekuláris sziták kitűnően alkalmazhatók biogázban különböző gáz komponensek szétválasztására. Az abszorpció szelektivitását különböző pórusméretekkel vagy különböző gáznyomások alkalmazásával érik el. A nyomás csökkentésével a biogázból eltávolított komponensek deszorbeálódnak. A folyamatot ezért gyakran hívják „váltakozó nyomású adszorpciónak” PSA. A biogázból származó metán dúsításához molekuláris szitát alkalmaznak, melyet mikrométeres nagyságú pórusokban gazdag kokszból állítanak elő. A pórusok aztán tovább csökkenthetők a szénhidrogének hasításával. A gáz kompresszióhoz szükséges energia fogyasztás csökkentése érdekében több tartályt sorba kapcsolnak. Az egyik egységből kijövő gáznyomást a többiben használják fel. Általában négy egymással sorba kapcsolt tartályt molekula szitával töltenek, mely egy időben választja le a vízgőzt és a szén-dioxidot (CO2). A kénhidrogén (H2S) eltávolítását követően 6 bar nyomással áramlik az adszorpciós egységbe.

6.3.2.10. ábra: A szén molekulaszitás biogáz tisztítás sematikus ábrája

Membránszeparálás A membránokkal való gáztisztítás esetén 2 alapvető rendszert kell megemlíteni. Az egyik a magasnyomású gázszeparálás, a másik az alacsony nyomású gáz-folyadék abszorpciós szétválasztás. Az első esetben a membrán mindkét oldalán gázfázis található, míg a második esetben folyadék abszorbeálja a membránon átdiffundáló molekulákat.

287

Magas nyomású gázszeparálás Az acetát cellulózból készült membránok szétválasztják az olyan kis poláros molekulákat, mint szén-dioxid (CO2), víz (H2O) és a maradék kénhidrogén (H2S). Ezek a membránok nem hatékonyak a nitrogének a metántól való szétválasztásánál. A nyers gáz tisztítása 3 lépcsőben történik a, 96 % vagy nagyobb metántartalmú tiszta gáz elérése érdekében. Az első két lépcsőből származó hulladékgázt visszavezetik, további metán kinyerése céljából. A harmadik lépcsőből származó hulladékgázt elégetik, vagy egy gőzbojlerben használják fel, mivel még mindig 10-20 % metánt tartalmaz. A tiszta gázt tovább sűrítik 250 bar-ig, nagy, közepes és alacsony nyomású részekre osztott 276 m3 kapacitású acéltartályokban tárolják. A membránok az adott molekulákra nagyon specifikusak, azaz a kénhidrogén (H2S) és széndioxid (CO2) szétválasztása különböző részekben történik. Gáz-folyadék abszorpciós membránok A gáz- folyadék abszorpciós membrán is egy biogáz tisztítási folyamat, mely fejlesztése mostanában történt. Az alapeleme egy mikropórusos hidrofób membrán, amely szétválasztja a gáz és folyadék fázisokat. Az áramló gáz azon molekulái, melyek képesek átdiffundálni a membránon az ellenáramú folyadék fázisban abszorbeálódnak. Az abszorpciós membránok megközelítőleg atmoszférikus nyomáson (1 bar) működnek, ezáltal alacsonyabb konstrukciót tesz lehetővé. A gáz összetevők eltávolítására a megfelelő hőmérséklet 25- 35 C°. Abszorbensként szolgálhat a Coral vagy nátrium-hidroxid (NaOH). Az eljárás nagyon hatékony, a biogáz 55% -os metán tartalma több mint 96 %-ra növelhető. Kriogén szeparálás A kriogén szeparálás során a gázkomponensek elválasztása alacsony hőmérsékleten történő frakcionált kondenzálással és desztillálással megy végbe. A biogáz 80 bar-ra való komprimálását követően szárítjuk, majd fagyasztókészülékkel és hőcserélővel hűtjük. A kondenzált szén-dioxid így leválasztható. A szén-dioxid ezután tovább kezelhető az oldott metán kinyerése céljából. Ezzel a módszerrel több, mint 97 %-os metántartalom érhető el. Kémiai átalakítás Nagy tisztaságú gáz nyerhető kémiai átalakítással, viszont ezek az eljárások nagyon drágák. Az egyik kémiai módszer például a metanizálás, amely során a szén-dioxidot és a hidrogént katalitikus úton alakítjuk metánná és vízzé. Kénhidrogén eltávolítás A kénhidrogén eltávolítása azért fontos, mivel korróziót okozhat a kompresszorokban, gáz tározó tartályokban és motorokban. A kénhidrogén igen reakcióképes a legtöbb fémmel és a reakcióképesség a hőmérséklettel, nyomással, koncentrációval, valamint a nedvességtartalommal nő, ezért célszerű a biogáz dúsítási folyamat elején leválasztani. Levegő/oxigén bevezetése a biogáz rendszerbe A biogáz kéntelenítése megvalósítható mikroorganizmusokkal, melyek főként a Thiobacillusok családjába tartoznak. Sztöchiometrikus mennyiségű oxigén hozzáadása a

288

biogázhoz nagyon fontos a szulfid mikrobiológiai oxidációjához és a kénhidrogén koncentrációjától függően 2-6 % levegő szükséges. A kénmentesítés legegyszerűbb módja a levegő/oxigén közvetlen bevezetése a rothasztóba vagy a tároló tartályba. A hőmérséklettől, reakció időtől, a levegő mennyiségétől és bevezetés helyétől függően a kénhidrogén koncentrációja 95 %-al csökkenthető .

6.3.2.11. ábra: Thiobacillusok által létrejött elemi kén megtapadása a rothasztó felszínén Vas-klorid hozzáadása a rothasztó iszapjához Vas-klorid közvetlenül hozzáadható a rothasztó iszapjához vagy a szubsztrát előtároló tartályához. A vas-klorid reakcióba lépve a kénhidrogénnel vas-szulfid sót eredményez. Ez a tisztítási módszer nagyon hatékony nagy mennyiségű kénhidrogén koncentrációjának csökkentésére, viszont nem megfelelő az üzemanyagként való hasznosítás követelményeinek megfelelő, alacsony és stabil kénhidrogén tartalom előállítására. Ennek következtében ez az eljárás csak részleges leválasztásra alkalmazható. Vas-oxid hozzáadás A kénhidrogén könnyen reakcióba lép a vas-hidroxiddal vagy oxiddal, mely során vas-szulfid keletkezik. Az optimális hőmérséklet 25-50 °C közötti érték, valamint a biogáz nem lehet túl száraz, mivel a reakció vizet igényel, másrészről azonban a kondenzálás a vasoxid (pelletek, szemcsék, stb.) összetapadását okozhatja csökkentve ezáltal a reakciófelületet. A vas-szulfidok oxidálhatók, amely során vas-oxid, vas-hidroxid, illetve elemi kén keletkezik. Az elemi kén megkötődik a felületen és lefedi az aktív vas-oxid felületet. Bizonyos idő után, mely függ a kénhidrogén koncentrációjától, a vas-oxid vagy vas-hidroxid ágyakat cserélni kell. Általában két ágyat alkalmaznak, s míg az egyik ágy a biogáz kénmentesítését végzi, addig a másik ágyon levegővel történő regenerálás megy végbe. Vas-oxiddal borított faforgáccsal nagyobb érintkezési felület biztosítható, de a legnagyobb reakció felület az alumínium gyártás során keletkező vörös iszapból készült pelletekkel érhető el. Impregnált aktív szén Kálium-jodiddal kombinált aktív szén szintén alkalmazható kénhidrogén leválasztására. Levegő biogázhoz való hozzáadásával a kénhidrogén katalitikus úton elemi kénné és vízzé alakítható és a kén aktív szénen adszorbeálható. A reakció optimális hőmérséklete 50-70°C, az optimális nyomás 7-8 bar közötti érték. Nátrium-hidroxidos mosás Az abszorpció során nátrium-hidroxid vizes oldatát alkalmazzák. A nátrium-hidroxid és kénhidrogén reakciója során nátrium-szulfid vagy nátrium-hidrogénszulfid keletkezik.

289

Hátránya, hogy a folyamat során létrejövő sók oldhatatlanok és a művelet nem regeneratív, de a legfőbb probléma a nátrium-szulfiddal szennyezett víz nagy mennyiségének deponálása. Biológiai szűrők Nagyméretű rothasztók esetén gyakran alkalmazzák a vizes mosás és a biológiai kénmentesítés kombinációját. Szűrés előtt kb. 4-6 % levegőt adnak a biogázhoz. A folyadék fázis és a biogáz ellenáramban halad a szűrőágyon. Az ágy biztosítja a mosáshoz szükséges felületet, valamint a kénmentesítő mikroorganizmusok megtapadását. Oxigén és nitrogén eltávolítása A biogázban az oxigén és nitrogén jelenléte jelzés arra, hogy levegő van jelen a folyamatban. Ez gyakran előfordul hulladéklerakókban, ahol a gáz egy permeábilis csövön keresztül kerül összegyűjtésre gyenge vákuum segítségével. Kis koncentrációban az oxigén nem okoz problémát, viszont nagy mennyiségben robbanásveszélyes. Az oxigén és nitrogén eltávolítható membránokkal vagy alacsony hőmérsékletű nyomáslengéses adszorpcióval, bár az eljárás költséges. Az oxigén koncentráció ellenőrzésével a levegő belépése elkerülhető. Az előállított biogáz felhasználásának lehetőségei A bioreaktorból kikerülő nyers biogáz átlagos összetétele: 60…65 % CH4 30…35 % CO2 Kis mennyiségben, ill. nyomokban: kénhidrogén, merkaptánok, hidrogén, vízgőz, oxigén, stb. A biogáz átlagos fűtőértéke [2]: 14…29 MJ/Nm3, a levegőhöz képesti relatív sűrűsége: 0,8; az égési levegőszükséglete: 6,42 m3/m3; a fajlagos füstgáz fejlődése: 7,33 m3/m3, a gyulladási hőmérséklete: 700 oC. A biogáz felhasználás területei az alábbiak lehetnek: - elégetés: hőenergia-termelés, - elektromos energia-termelés; - földgázhálózati betáplálás, - belsőégésű motorokhoz üzemanyagkénti felhasználás.

290

Megtisztított gáz 95 + % CH4 5 % CO2 2 ppm H2S

Abszorber

Deszorber

Dehidrátor Vízgőz

Abszorbeáló közeg

Bojler

Nyers biogáz 60 % CH4 40 % CO2 20 ppm H2S

Bojler

6.3.2.12. ábra: A biogáz CO2- és vízgőzmentesítésének folyamatábrája

A 6.3.2.12. ábra mutatja be a biogázból való CO2 és vízgőz leválasztásának folyamatábráját. A kénhidrogén leválasztása a biogázbóé a vasoxid-aktív szén adszorbensen történő adszorpciós eljárással történik.

A legigényesebb felhasználás a belsőégésű motorokban való üzemanyagkénti felhasználás. A munkagépeket üzemeltetnek biogázzal, a Renault és a Peugot autógyáraknak már vannak biogázos személygépkocsi változatai. Pl. Hannoverben a városi tömgeközlekedésű Mercedesbuszok is biogázzal működnek.

A gépkocsikban tölthető gáz paraméterei: CH4

85,9 … 96,7 %;

O2

< 0,5 %;

H2 S

< 5 ppm;

Kén

< 1200 mg/m3,

Klór

< 100 mg/m3;

Fluór

< 50 mg/m3;

291

Szilícium vegyületek:

< 20 mg/m3.

A biogázt 200…250 bar nyomásra komprimálva használják a gépkocsikban. A töltés 5 percet vesz igénybe. A Renault Clio és a Peugot 106 típusú gépkocsik 80 liter, 200 bar nyomású gázt tankolnak, ami mintegy 200 km úthoz elegendő. Felhasznált irodalom [1] U. Marchaim, Biogas process for sustainbale development, FAO Corporat Document Respository, 1992 [2] Dr. Bokányi L.: Biológiailag lebontható hulladékok kezelése, Kézirat, Miskolci Egyetem Eljárástechnikai Tanszék, 2004 [3] S. Verma, Anaerobic Digestion of Biodegradable Organics in Municipal Solid Wastes, Columbia University, 2002 [4] A. Wellinger, Process Design of Agricultural Diegsters, Nova Energie GmbH, 1999 [5] T. Fischer, A. Krieg, Planning and Construction of Biogas Plants for Solid Waste Digestion in Agriculture, Krieg & Fischer Ingenieure GmbH [6] F. Monnet, An Introduction to Anaerobic Digestion of Organic Wastes, Final Report, 2003 [7] Anaerobic Lagoons, Wastewater Technology Fact Sheet, Municipal Technology Branch, 2002 [8] D. A. Burke P.E, Dairy Wastes Anaerobic Digestion Handbook, Options for Recovering Beneficial Products from Dairy Manure, Environmental Energy Company, 2001 [9] http://www.sattler-europe.com/sattler-web/en/ [10] Biogas upgrading and utilization, IEA Bioenergy, Energy from biological conversion of organic waste [11] S. S. Kapdi, V. K. Vijay, S. K. Rajendra Prasad, Biogas Scrubbing, Compression and Storage: Perspectiveand Prospectus in Indian Context, Centre for Rural Development and Technology, Indian Institute of Technology, 2004 [12] http://www.biner.hu/fileadmin/templates/image/hidrogen/Mi_az_uezemanyagcella.pdf [13] P.C. Pullammanappallil, D. P. Chynoweth, G. Lyberatos, S. A. Svoronos, Stable Performance of Anaerobic Digestion in the Presence of a High Concentration of Propionic Acid, Bioresourche Technology, Vol. 78, pp 165-169, 2001 [14] Sztankovics Dóra, Gyógyszeripari szennyvíz anaerob bontási és biogáz előállítási kísérlete, Diplomamunka, Miskolc, 2009. [15] Soltész Beáta, Kommunális szennyvíziszap anaerob bontási és biogáz előállítási kísérlete, Szakdolgozat, Miskolc, 2009. 292

6.3.3. BIOSZOLUBILIZÁCIÓ, BIOSZORPCIÓ ÉS BIOSZINTÉZIS Fejezet szerzője: Dr. Bokányi Ljudmilla A bioszolubilizáció (biolúgzás) A bioszolubilizáció (biolúgzás) alatt a szilárd fázisú komponens(ek) szelektív oldatba vitelét mikroorganizmusok segítségével érjük. A fémtartalmú hulladékok vonatkozásában különösen mikroorganizmusok (acidofil: savas közeget kedvelő).

fontosak

az

acidofil

Elsődlegesen a Thiobacillus Ferrooxidans és Th. Thiooxidans, a Leptospirillum, a Sulfolobus, a Sulfobacillus és az Acidanus nemzetség autótróf baktériumoknak van szerepük a szulfidok, a kén és a Fe2+ oxidációjában. Direkt (enzímkatalitikus) mechanizmus során a szilárd fázis oxidációja következzik be a mikroorganizmusok enzím-katalizálásával. A mikroorganizmusok célkitűzése a metabolzmusukhoz szükséges elektron megszrzése: – CuFeS2+4O2 Cu+++Fe+++2SO4-– ZnS+2O2 Zn+++SO4-– FeS2+H2O+7/2O2 Fe+++SO4--+H2SO4 Indirekt (kémiai) mechanizmus során baktériumi tevékenység eredményeképpen erős oldószerek képződnek, amelyek már kémiailag támadják meg a szilárd felületet: – CuFeS2+4Fe+++ Cu+++5Fe+++2So – ZnS+2Fe+++ Zn+++2Fe+++So – FeS2+2Fe+++ 3Fe+++2So – 2Fe+++2H++1/2 O2 2Fe++++H2O – So+H2O+3/2O2 H2SO4 A kilúgzási eljárásnak 3 fő fázisa: – Mikroorganizmusok tenyésztése, kilúgzó oldat előállítása. – A fémtartalmú anyag kilúgzása – A fém kinyerése oldatból (elektrolízis, cementálás) Bioszolubilizáció eljárástechnikai rendszerei In Situ Halomban, Reaktorban történő kilúgzás. In situ eljárást az elhagyott bányatérségekben alkalmazzák leginkább. A halmos bioszolubilizáció során a szilárd diszperz anyagot a felszínen kiszigetelt vályúba vagy csatornába, halmokba rakják. Biooldatot permeteznek rá, ami átszivárog, ezt összegyűjtik, és ismét átszivárogtatják. Ez mind addig történik, míg megfelelő koncentrációjú oldatot nem kapnak. A párolgás veszélyezteti a környezetet. 293

6.3.3.1 Ábra: Halmos bioszolubilizálás Reaktoros bioszolubilizálás: Ennél az eljárástechnikai rendszernél a bioszolubilizáció optimális körülményei biztosíthatók a folyamat-szabályozás segítségével. Ezt a rendszert a finom diszperz anyagokra alkalmazzák. A reaktorok ellenáramúak, így a friss szilárd fázis találkozik a fáradt biooldattal, míg a legkisebb affinitású szilárd részecskék a legtöményebbel, így a szolubilizálás koncentráció-gradiense, azaz hajtóereje közel állandó. A szolubilizáláshoz szükséges tartózkodási időt a reaktorok sorba kapcsolásával érik el.

6.3.3.2. Ábra: Reaktoros bioszolubilizálás

294

6.3.3.3. Alkalmazási példa: Üledékek bioszolubilizálása

BIOSZORPCIÓ Bioszorpció egy féle adszorpció, amely élő vagy holt biomasszán történik. A mikroorganizmusok kétféleképpen képesek megkötni a fémeket. – A fémiont a sejtfalon keresztül a sejt belsejébe asszimilálják. Ezt a jelenséget bioakkumlációnak nevezzük. – A fémmegkötés másik módja a sejtfal általi megkötés fizikai szorpció vagy bonyolultabb mechanizmusok, pl.: ioncsere, kelátképzés vagy kemiszorpció útján. Ezt a jelenséget nevezik bioszorpciónak.

295

296

Számtalan mikroorganizmus képes a bioszorpcióra pl. a Saccharomyces cerevisiae (sörélesztő) is, azonban az egyes fajok nehézfém-megkötő képessége között jelentős különbségek fedezhetők fel. Különösen jó eredményeket mutatnak a mikro- és makroalgák, mivel a többi organizmushoz képest kiemelkedő nehézfém-megkötő képességgel rendelkeznek.

297

6.3.3.4. 31 mikroalga (S. Klimmek)

6.3.3.5. 24 makroalga (G.Bunke et al.)

298

Tengeri makroalgák pl. Undaria pinnatifida

Szárítás

Undaria pinnatifida makroalga a természetes környezetében

Aprítás

(Osztály: Barnamoszatok (Phaeophyceae) )

BIOSZORPCIÓ

Bioszorpciós folyamatábra makroalgák esetén

Biomassza kultiválása

Bioszorpció

szennyezett oldat

S/L szétválasztás

megtisztított oldat

terhelt biomassza

Deszorpció

deszorbensek

S/L szétválasztás

deszorbeátumok

biomassza

6.3.3.6. Bioszorpció élő biomassszán: eljárástechnikai folyamatábra 299

Biomassza kultiválása

Biomassza roncsolása

Biomassza immobilizálása

Bioszorpció

szennyezett oldat

S/L szétválasztás

megtisztított oldat

terhelt biomassza

Deszorpció

deszorbensek

S/L szétválasztás

deszorbeátumok

biomassza

6.3.3.7. Bioszorpció az immobilizált holt biomasszán: eljárástechnikai folyamatábra A fázis-szétválasztást az alábbi eljárásokkal tudjuk megvalósítani: Flotálás Centrifugálás Szűrés Membránszűrés Stb. Az immobilizált biomassza alkalmazása lehetővé teszi a fix-ágyas, ill fluidágyas reaktor felhasználását.

6.3.3.8. Bioszorpció fluidágyas és fixágyas reaktorban 300

A Ídeszorpciós művelet alkalmasan az alábbi deszorbensekkel oldható meg: Híg (0,1 M) ásványi savak (HCl, HNO3, H2SO4 stb.) Szerves komplexképzők (EDTA, 0,1 M) NaOH (0,1 M) Szerves savak (ecetsav, tejsav, citromsav stb.) Karbonátok (Na2CO3, (NH4)2CO3) pH változtatás. Bioszintézis Bioszintézis a a vegyületek előállítása mikroorganizmusok segítségével. Néhány példa: citromsav, ecetsav, tenzídek előállítása hulladékokból. A bioszitézis a megújuló technológikhoz tarózik, így nagy jövője van. A bioetanol bioszintézíse ráadásul a globális felmelegedés veszélyét is csökkenti. 1.1 Elsőgenerációs bioetanol Az első és másodgenerációs bioetanol előállítási technológiák tekintetében az alapvető különbséget a felhasznált növényi alapanyag jelenti. Míg az első generációs bioetanol cukor, illetve keményítő bázisból készül, a másodgenerációs bioetanolhoz cellulóz tartalmú növényi részeket használnak fel. A cukorból történő etanol előállítás során a nyersanyagot felaprítják, elkészítik a megfelelő sűrűségű cefrét, amelyet élesztő hozzáadásával irányított körülmények között erjesztenek alkohollá. A keményítőtartalmú anyagok esetén szükséges a nyersanyag keményítőtartalmát először cukorrá alakítani, ehhez a művelethez kezdetben malátát használtak, így a keményítőből malátacukor keletkezik, majd az élesztő hozzáadása után, annak enzimje az invertáz-enzím segítségével szőlőcukor keletkezik, ami már fermentálható alkohollá. Manapság széleskörűen alkalmazott az enzimes hidrolízis, amikor az enzim működéséhez szükséges körülményeket biztosítva a megfelelően feltárt, felaprított nyersanyag keményítő tartalma elfolyósodik, majd cukrosodik, így az erjesztés jó hatásfokkal elvégezhető. Ez a technológia széles körben elterjedt, különösképpen Dél-Amerika országaiban. Azonban a technológia elterjedése az élelmiszer-hiányt és drágulását, valamint éhínséget váltott ki. Ezek a jelenségek az újragondolásra késztették a fejlett világot a megújuló bioetanol előállítása kapcsán. 2.2 Másodgenerációs bioetanol Az olyan cellulóztartalmú növényi részek, mint a különböző gabonaszárak, rostok, tehát mezőgazdasági növényi hulladékok, valamint a fa-apríték, faforgács vagy akár az újságpapír szolgálhat alapanyagul a másodgenerációs bioetanol előállításhoz. Számos kutatás zajlik az ipari és települési szilárd hulladékok alapanyagként történő felhasználására, valamint terjednek az üzemanyag előállítás céljából termesztett energiaültetvények is (Prasad, 2007).

301

A növényekben a cellulóz a kísérőanyagaival együtt található meg, mint azt az alábbi 1. ábra szemlélteti ezek közül a legjelentősebb a hemicellulóz és a lignin. Technológiai szempontból a lignin eltávolítása mindenképp kívánatos, hiszen tulajdonképpen a lignin fokozza a növény ellenálló képességét a mikrobiológiai behatásokkal szemben, áthatolhatatlanná téve a szerkezetet, a hidrolízist végző enzim működését gátolja, reakcióelegy sűrűségét, viszkozitását növeli. A cellulóz a növény fő összetevője, egy olyan poliszacharid amely enzimek segítségével lebontható glukózra, amiből aztán etanol nyerhető. A hemicellulóz pentóz egységekből álló poliszacharid, amelynek bontásához előkezelés szükséges (Dwivedi, 2009). Az előkezelés tehát mindenképpen szükséges, és célja kettős, egyrészt a hemicellulóz bontása, másrészt a lignin eltávolítása. A lignint legtöbbször az elkülönítés után elégetik, ezzel biztosítják a technológiához szükséges hőenergiát, így csökkenthető a folyamat egészére nézve a szén – dioxid kibocsátás. (Donghai, 2006).

6.3.3.9. ábra: A lignocellulóz felépítése (Ritter, 2008) A lignocellulóz biomassza összetett felépítése miatt az ilyen alapanyagból történő etanol előállítás tehát minimum négy fő technológiai lépést követel. Ezek az előkezelés, az enzimes hidrolízis, a fermentálás és a desztillálás. A cellulóz alapú etanol előállítása egyelőre számos nehézséggel küzd, ezek közül a legfontosabb a gazdasági versenyképesség elérése, hiszen jelenleg az előállítási költségek meghaladják az első generációs etanol előállításét, a fosszilis üzemanyagokkal pedig képtelen versenyezni az iparág. Számos kutatás folyik laboratóriumi és félüzemi mértetben is, amely ezt a problémát hivatoot megoldani. Ezek alapvetően két csoporta oszthatók, a fejleszteni kívánt technológiai lépéstől függően. Sokan az előkezelésben látják a megoldást a költségek csökkentésében, hiszen ha jó hatásfokkal sikerül a delignifikációt végrehajtani, akkor nagy mennyiségű, jó minőségű alapanyaot szolgáltatunk a hidrolízishez, és így az etanol kihozatal javítható. Az enzimes hidrolízis területén szintén nagy eredményeket várnak a nagyobb enzimtermelő vállalatok kutatásfejlesztési programjaitól, hiszen az etanol előállítás összes költségét tekintve az enzim megvásárlása egyelőre jelentős tétel.

302

2.3 Előkezelési eljárások Az előkezelési eljárások célja tehát az, hogy a cellulóz biomassza szerkezetét megbontva feltárjuk a cellulózt és a hemicellulózt a ligninnel alkotott komplexből, és így minél nagyobb mennyiségű alapanyagot képezzünk a hidrolízis számára. Az ideális előkezelés emellett minimalizálja az előállított cukrok degradációját, -így a fermentáció-gátló hatás redukálható; nem igényel különleges és drága reaktorokat, és viszonylag robosztus és egyszerű (Federal Register). A 2. ábra a legelterjedtebb előkezelési eljárokat foglalja össze (Talebnia, 2010) nyomán.

Cellulóz alapú növényi rostok előkezelése

Fizikai

Mechanikai:  vágás  őrlés

Fajlagos felület nő Polimerizációs fok csökken, Kristályosság csökken

Fizikai-kémiai

Kémiai

Hidrotermális  gőz robbantás Kémiaival:  AFEX

Savas:  híg, erős savas Lúgos  NaOH Oxidálószeres:  Ózonizálás  H2O2

Fajlagos felület nő Hemicellulóz részleges degradációja Lignin átalakulás

Belső fajlagos felület és porozitás nő Hemicellulóz degradáció Lignin eltávolítás

Biológiai

Gombák:  barna rot  fehér rot  soft rot

Fajlagos felület, pórusméret nő Hemicellulóz és lignin degradáció

6.3.3.10. ábra: A leggyakoribb előkezelési eljárások és lehetséges hatásaik Az előkezelési eljárások közül a híg savas előkezelés, alacsony költségei és hatékonysága miatt széles körben ismert. A híg savas előkezelés hatékonyan oldja fel a hemicellulózt cukor monomerré és oldható oligomerré, így biztosítva a cellulóz átalakíthatóságát. Az egyik legtöbbet vizsgált eljárás a sav katalizátoros gőzölés. A takarmány gőzölése 190oCon, 5 percig történik, katalizátorként kén-dioxidot alkalmazva, ily módon magas cukor kihozatal érhető el, az előkezelést követő 72 órás enzimes hidrolízissel (Linde, 2007, Chen, 303

2005). Gőz alkalmazásával kapcsolatban végeztek kísérleteket oly módon is, hogy a mintákat a gőzölést megelőzően megfelelő mennyiségű nitrogénforrást tartalmazó oldattal permetezték, ezáltal jelentősen növelve a hemicellulóz kioldásának mennyiségét (Öhrgen, 2007). Módosított gőzrobbantásos elven történő előkezeléssel az ottawai Iogen vállalat 340 L/t növényi rost celluóz etanol kihozatallal működteti üzemét 584000 L etanol éves termelési eredménnyel, de a Verenium vállalat Jenningsben épített „félüzemi” gyárának éves termelése eléri a 5,2 millió litert (iogen.ca, verenium.com). Az egyik legígéretesebb előkezelési módszer az AMFE (ammonia fiber explosion), mely során a folyékony ammónia mérsékelt nyomáson és hőmérsékleten történő alkalmazásával lehetővé válik a komponensek elkülönítése. Számos érv szól amellett, hogy a bioetanol gyártás során minél korábban eltávolításra kerüljön a lignin. A lignin ugyanis a legfőbb akadálya az enzimes hidrolízisnek, hiszen származékaival együtt toxikus a mikrooganizmusokra nézve. A lignin eltávolítására kiválóan alkalmazható vegyszer az ammónia. Az egyik ismert reakció az oldott ammónia és lignin között a lignin C-O-C kötéseinek felszakadása (éter és észter kötései a lignin-karbohidrát komplexben). A kutatások azt mutatják, hogy az ammónia szelektíven csökkenti a biomassza lignin tartalmát. A jó hatásfokú enzimes hidrolízisben a legfontosabb faktor a megfelelően nagy fajlagos felület és porozitás. Az ammóniás kezelés hatására a szár fajlagos felülete megnő. Ezt bizonyítják az alábbi 3. ábrán a SEM felvételek a kezeletlen, illetve az ammóniával kezelt mintákról. A jobb oldali fotókon látható a rostok roncsolódása.

6.3.3.11. ábra: Kezeletlen ill. ammóniával kezelt rostanyag SEM felvételei (Kim, 2003) Összegzésként megállapításra került, hogy az ammóniás eljárással az összes lignintartalom 70-85%-a eltávolítható, emellett a hemicellulóz 40-60%-a feloldódott. A reakció gyorsan megy végbe, a legtöbb lignin eltávolítható az első 20 percben. A cellulóz több mint 95%-a megmarad, és már 24 óra enzimes hidrolízis után 80% fölötti cukor kihozatal érhető el (Kim, 2003). A biológiai előkezelés szintén ígéretes megoldás, azonban egyelőre nem sikerült megoldani azt a problémát, hogy az alkalmazott gomba nagyobb affinitással és gyorsabban bontsa a lignint, mint a szénhidrát összetevőket (Talebnia 2010). Az előkezelés területén egyelőre még nem kiforrott a technológia, hiszen mindegyik előkezelési technológiának vannak előnyei, hátrányai mind gazdasági szempontból, mind

304

hozam tekintetében, illetve a keletkező melléktermékek, technológiából eredő hulladékokat figyelembe véve. IRODALOMJEGYZÉK www.agrener.hu www.verenium.com www.iogen.ca DONGHAI, S., JUNSHE, S., PING, L., YANPING, LÜ: Effects of different pretreatment modes ont he enzymatic digestibility of corn leaf and corn stalk , Chinese J. Chem. Eng. 14(6) (2006) 796-801

DWIVEDI,P., ALAVAPATI,. J., LAI, P.,: Cellulosic ethanol production in the United States: Conversion technologies, current production status, economics and emerging developments., Energy for Sustainable Development 13 (2009) 174-182 KIM, T. H., KIM, J.S., SUNWOO,C., LEE, C.Y.Y.: Pretreatment of corn stover by aqueous ammonia, Bioresource Technology 90 (2003) 39-47

LINDE, M., JAKOBSSON E-L., GALBE, M., ZACCHI, G.: Steam pretreatment of dilute H2SO4 impregnated wheat straw and SSF with low yeast and enzyme loadings for bioetanol production (Biomass and Bioenergy (2007), doi:10.1016/j.biombioe) CHEN, H., LIU, L., YANG, X., LI, Z.: New process of maize stalk amination treatment by steam explosion, Biomass and Bioenergy 28 (2005) 411-417 ÖHRGEN, K., BURA, R., SADDLER, J., ZACCHI G.: Effect of hemicellulose and lignin removal on enzymatic hydrolysis of steam pretreated corn stover, Bioresource Technology 98 (2007) 2503-2510

PRASAD, S., SINGH , A., JOSHI, H.C.: Ethanol as an alternative fuel from agricultural industrial and urban residues (Resources, Conservation and Recycling 50, (2007) p:1-39 RITTER, S.K.: Lignocellulose: A Complex Biomaterial (Plant Biochemistry vol.86, number 49, p.: 15, 2008) TALEBNIA,F., Karakashev, D., Angelidaki I.: Production of bioethanol from wheat straw: An overwiev on prtereatment, hydrolysis and fermentation, Bioresource Technology 101 (2010) 4744-4753 BOKÁNYI, L.: Kukorica növény komplex hasznosítására alapozott bioetanol gyártás, kedvezőtlen termelési adottságú területeken – INNOCSEKK projekt -kutatási jelentés. Miskolci Egyetem, 2008.

305

BOKÁNYI, L.: Bio-etanol előállítás kísérleti modellezése, biomassza, kombinált energetikai hasznosításából nyert technológiai hő felhasználása esetén – INNOCSEKK projekt - kutatási jelentés. Miskolci Egyetem, 2008. Environmental Protection Agency – 40CFr Part 80 Regulation of Fuels and Fuel Additives: 2011 Renewable Fuel Standards

Dr. Mádainé Üveges Valéria - Dr. Bokányi Ljudmilla: BIOETANOL ELŐÁLLÍTÁSÁNAK KUTATÁSA a MISKOLCI EGYETEMEN. Hulladekonline efolyóirat, 1. szám, 2010.

306

6.3.4. A szennyvizek biológiai tisztítása Fejezet szerzője: Dr. Takács János

A biológiai szennyvíztisztítás célja, hogy az anyagok természetes körforgását (tápláléklánc) modellezve a vízben levő oldott szerves szennyezőanyagok (ezek többnyire szénből, nitrogénből, foszforból állnak) koncentrációját csökkentsük, illetve azokat ártalmatlanítsuk. A természetben, környezetünkben nagyon sok olyan lebontó mikroszervezet (6.3.4.1. ábra) található, amelyek képesek a szerves vegyületekből szervetlen anyagokat előállítani. Víz, fény, hő, oxigén O2

CO2

CO2

Termelő Autotof szervezetek

Szerves vegyületek

Fogyasztók, termelés

Szervetlen, ásványi anyag, humusz

Lebontó szervezetek .

Energiahordozók

CO2

CO2

Biogáz

6.3.4.1. ábra: A természetes anyagforgalom, tápláléklánc és fő szervezetei Feladatunk, hogy megfelelő mikroorganizmusokkal optimális feltételeket biztosítva, szabályozott körülmények között ezt a természetes folyamatot, „öntisztulást”, a vízvédelem, az egészségünk védelme érdekében kihasználjuk. Ennek megfelelően a szennyvíztisztítás biológiai eszközei a mikroorganizmusok, amelyek a szennyező szerves vegyületeket életfunkciójuk során lebontják, átalakítják, illetve saját szervezetükbe beépítve szaporodnak. A mikroorganizmusokat tápanyag és energia forrása tekintetében négy csoportba sorolhatók. Ezek a fotolitotrof, kemolitotrof, fotoorganotrof, kemoorganotrof mikroorganizmusok. Közülük az utolsó csoportba tartozók heterotrof mikroorganizmusok, amelyek életvitelükhöz kész organikus vegyületet igényelnek (gombák, élesztők, a baktériumok nagyobb része, stb.). E tulajdonságaik következtében ezek a mikroorganizmusok a szennyvíztisztításban hasznos szerepet töltenek be. Ezek a mikroorganizmusok két csoportba sorolhatók, úgy mint prokarióták ( sejtmag nélküli bakrériumok, kékalgák), illetve eukarióták, amelyek igazi sejtmaggal, membránnal rendelkeznek (6.3.4.2. ábra). Méretük szerint a baktériumok 1µm körüli átmérővel rendelkeznek. A nem gömb alakúak másik mérete az elérheti a 30 – 40 µm-t is (pl. fonalas mikroorganizmusok). Körülbelül 80 % vízből és 20 % egyéb anyagból (~50 %-a protein, a többi nukleinsav, zsír, poliszaharid stb.)

307

Két további csoportba sorolhatók aszerint, hogy életvitelük kívánja-e az oxigén (levegő) jelenlétét. Megkülönböztetünk aerob (oxigen igénylő) és anaerob (levegőt, oxigént nem igénylő) mikroorganizmusokat. Természetesen mindkét csoport képes a szerves vegyületek lebontására.

6.3.4.2. ábra: A lebontó mikroorganizmusok morfológiai csoportosítása Ahhoz, hogy a szennyvíz biológiailag tisztítható-e, arról meg kell győződni, majd a szükséges feltételek mellett a tisztítás elvégezhető. A szennyvizek biológiai tisztíthatóságáról a szennyvíz minősége alapján véleményt mondhatunk. Az aerob lebontást a szennyvíz KOIk és BOI5 értékének összevetéséből következtethetjük. A KOI (kémiai oxigén igény): oxigén mennyiség, amely a vízben levő szerves anyagok kémiai oxidálószerekkel (KMnO4 - KOIp - vagy K2Cr2O7 - KOIk-) végzett oxidációjához szükséges. A BOI (biológiai oxigén igény) (3. ábra): oxigén mennyiség, amely a vízben levő szerves anyagok aerob mikroorganizmusok általi biokémiai lebontásához szükséges. A lebontás hosszabb idő alatt játszódik le. Jellemző a BOI5 ill. BOI20, azaz az 5 nap ill. a 20 napos lebontáshoz szükséges oxigénigény. A KOIk/BOI5 arány ismeretében csoportosíthatjuk a szerves vegyületek biológiai bonthatóságát. Megbízhatóan jól bontható akkor a szennyvízben levő oldott szerves anyag, ha ez a hányados 5 alatt van, és már nehezen bontható, ha e felett található. Minál nagyobb a hányados, annál rosszabb a szerves anyag biológiai bonthatósága.

308

Könnyen bonthatók azok a szerves vegyületek, amelyeket a lebontó szervezetek, mikroorganizmusok életfunkciójuk során lebontják, a felszabaduló energiát hasznosítják. Pl. fekália, mezőgazdaságból bejutó természetes anyagok, növényi tápanyagok, stb. Nehezen vagy nem lebontható szerves vegyületek azok, amelyeket a mikroorganizmusok csak hosszú idő alatt, vagy egyáltalán nem tudnak lebontani, ártalmatlanítani. Ezek a vegyületek nagy felezési idővel rendelkeznek (több mint két nap, sokszor évek). Az ilyen vegyületek ipari eredetűek, pl.: peszticidek, szénhidrogének bizonyos típusai, PCB, gyomírtók, stb.

6.3.4.3. ábra: A biológiai oxigén igény (BOI) alakulása az idő függvényében A szennyvíz anaerob bomlási (rothadási) hajlamát az MSZ 260-23:1974 Szennyvizek vizsgálata, Spitta-Weldert rothadási próba ad véleményt, amelynél állapot jelzésre metilénkék –indikátort adagolnak. A rothadási folyamatban keletkező redukáló anyagok a metilénkék indikátort elszíntelenítik, redukálják. Az elszíntelenedés időintervalluma alapján értékelhető a rothadóképesség:  Rothadó állapotú: amely azonnal, de legkésőbb 20 percen belül elszíntelenedik;  Erősen rothadóképes: az elszíntelenedés 20 perc – 4 óra intervallumban következik be;  Közepesen rothadóképes: ha a víz 4 h – 24 h között színtelenedik;  Gyengén rothadóképes: ha 1- 2 nap az elszíntelenedés időigénye;  Nem rothadóképes a szennyvíz, ha 2 nap után sem színtelenedik. A biológiai szennyvíztisztítás egy reaktorban lejátszódó folyamat, amelyben a mikroorganizmusok megfelelő keverés és feltételek mellett a szerves vegyületeket lebontják (4. ábra). Az optimális lebontáshoz megfelelő mennyiségű, és típusú mikroorganizmusokra van szükség, melyek számára az optimális feltételeit biztosítani kell. Ezek a következők:  Tápanyag,  pH,  Szénhidrátok, fehérjék zsírok,

309

   

Hőmérséklet, Oxigén jelenléte, Enzimek, Mikroorganizmusokra veszélyes anyagok hiánya. Feltételek

Légnemű bomlástermék Keverő

Szennyvíz + oldott szerves anyag Bioreaktor

Tisztított szennyvíz, mikroorganizmusok, oldott bomlástermékek, maradék szennyező anyag

Mikroorganizmus

6.3.4.4. ábra: A biológiai szennyvíztisztítás általános sémája A tápanyag a mikroorganizmusok sejtépítéséhez, anyagcseréjéhez fontosak. Az alapvető tápanyagok a C, N, P, S, de ezek mellett szükséges esszenciális elemek a Ni, Co, Fe, Mg, Ca. Amennyiben a tisztításra kerülő vízben ezekből az anyagokból hiány van, a szennyvízhez hozzá kell adni. A C:N=19:1; 16:1. Az optimális arány szennyvíz minőség függő, függ a lejátszódó biokémiai reakcióktól, mikroorganizmus típustól. A S esszenciális elem a biológiai lebontás közben, de nagy koncentrációban gátló hatása van, különösen anaerob reakcióban kedvezőtlenül hat a metánképzésre. A fő tápanyagok kedvező arányai szakirodalmi átlagok alapján: C : N : P : S = 200 : 7 : 1 : 1 A N-tartalom igény a KOI alapján: Nagy terhelésű folyamatnál: KOI : N = 400 : 7 Kis terhelésű folyamatnál: KOI : N = 1000 : 7 A pH a baktériumok aktivitását befolyásolja és hatással van a mikrobiológiai anyagcserére is. A biológiai lebontáshoz 6,5 – 9 közötti pH értékre van szükség, és nagymértékben függ a lebontó mikroorganizmusoktól, a biológiai lebontás típusától (aerob, anaerob), pl. az anaerob lebontásnál az optimális metánképződés 6,8 – 7,4 pH érték között optimális, pH<6,6 esetében a szulfidok, illó zsírsavak erős gátló hatásúak. A szénhidrátok, fehérjék zsírok a mikroorganizmusok anyagcseréjénél fontosak, biztosítják a mikroorganizmusok számára az energiát, sejtszaporodást. A hőmérséklet a mikroorganizmusok aktivitását befolyásolják, amelyek nagyon érzékenyek a hőmérséklet ingadozására. A mikroorganizmusok között megkülönböztetjük az 1. táblázatban található mikroorganizmusokat.

310

A Minimális Maximális hőmérséklet Optimális mikroorganizmus hőmérséklet igény, igény, °C hőmérséklet igény, csoport neve °C °C 0 25 20- 25 Pszichrofil 20 45 30- 37 Mezofil 45 70 50- 56 Termofil 6.3.4.1. táblázat: A különböző típusú mikroorganizmusok hőmérséklet igénye A pszichrofil mikroorganizmusok hidegtűrők, és 40 °C körül már elpusztulnak. A mezofil spórás baktériumok 0 – 10 és 55-60 °C között pusztulnak, illetve inaktívvá válnak., míg a termofil mikroorganizmusok 30 – 40 °C alatt halnak el. A tisztításra kerülő szennyvíz oldott oxigéntartalma határozza meg a lebontás típusát, illetve azt, hogy az aerob, vagy anaerob mikroorganizmusok végzik el az oldott szerves anyag lebontását. A víz oldott oxigén tartalma tekintetében a víz és a lebontás jellege az alábbi:  Anaerob: nincs szabad oldott O2 a vízben, csak vegyületekben kötött formában;  Anox : az oldott O2 koncentrációja kevesebb, mint amennyi a biológiai lebontáshoz szükséges (< 2 mg/l);  Aerob: az oldott O2 koncentrációja elegendő a teljes biológiai oxidációhoz;  Totál-aerob: az oldott O2 koncentrációja nagyobb, mint ami a teljes biológiai oxidációt fedezi. Az oldott oxigén igényt mindig a választott biokémiai folyamatnak megfelelően kell biztosítani oxigén vagy levegő bekeverése által. A biológiai folyamatokhoz lényeges az enzim jelenléte. Az enzim nagy molekulájú fehérje, protein. Az enzimek a szervezetben lejátszódó folyamatok reakciósebességét növelő anyagok, biokatalizátorok. Az enzimek a szükséges biokémiai reakcióhoz szükséges aktiválási energiát csökkentik (5. ábra)

6.3.4.5. ábra: Az enzim hatása a biokémiai folyamatok energia igényére

311

Az enzimek nemcsak a zsírok, fehérjék és szénhidrátok lebontásában vesznek részt, hanem építő folyamatokban, valamint az immunrendszer működésében is, szabályozza az anyagcsere folyamatokat is. Bizonyos enzimek (összetett enzimek) hatékony működéséhez aktivátorokra (bizonyos kationok, például a magnézium, cink, kalcium, kobalt) van szükség. Az enzim egy szubsztráttal, egy reverzibilis folyamatban enzim-szubsztát komplexet alkot (6. ábra). A szubsztrát ebben a komplexben lassú, irreverzibilis folyamatban termékké alakul át, majd elválik az enzimtől. Ennek sebessége szubsztrát koncentráció függvénye, de egy bizonyos koncentráció fölött az átalakulás sebessége gyakorlatilag nem változik.

6.3.4.6. ábra: Az enzim biokatalitikus hatásának mechanizmusa A szerves vegyület erősen és lazán kapcsolódhat az enzimhez. Gyakoribb, hogy az enzim csak lazán kapcsolódik a szerves vegyülettel, amely így könnyen leválik. Ezeket az enzimeket a szakirodalom koenzimnek nevezi. A koenzimek "praktikusabbak" az élővilágban. Minden enzim aktivitása, működése optimális feltételeket igényel. Nagyon fontos, hogy a pH 5 – 9 között legyen. Az optimális hőmérséklet általában 36-40 °C környékén van. A magasabb hőmérséklet növeli a reakciósebességet, de az enzimek szerkezeti változását okozza. Az enzimek működését a nem megfelelő feltételek mellett gátolhatják nehézfémek ionjai. A különböző biológia folyamatokban a szükséges keverést mechanikus, vagy pneumatikus keveréssel biztosíthatjuk. A szennyvízben levő oldott szennyezőanyagok biológiai lebontása a lebontó szervezetek anyagcseréjére vezethető vissza. A baktériumok ebből az anyagcseréből nyerik ki az élettevékenységükhöz, a szintézishez szükséges energiát, anyagot. Az anyagcsere (metabolizmus) két fő lépcsőből áll:  Energia szolgáltató, a tápanyag leépítése (katabolizmus),  Energiát fogyasztó, az új sejt felépítése (anabolizmus). Az energia átalakítás több lépcső eredménye. A szabaddá vált energia mint kémiai kötésenergia (adenozin-trifoszfát, ATP, illetve adenozin-difoszfát, ADP formában mint tápanyag és energia – 6.3.4.7. ábra) a sejtekben tárolódik.

312

6.3.4.7. ábra: Az ATP, ADP illetve AMP szerkezeti képlete Az aerob folyamatban a lebontási energiafogyasztás kb. 20-szor nagyobb, mint az anaerob lebontásnál. Ennek tudható be, hogy az anaerob mikroorganizmusok a tápanyagot, energiát hosszabb ideig tudják tárolni, és nem szükséges a folyamatos tápanyag biztosítása az anaerob lebontási folyamatban. Amennyiben egy bizonyos számú mikroorganizmus kerül a szennyvízhez, optimális feltétel mellett a mikroorganizmusok szaporodása várható. Egy mikroorganizmus szaporodási görbét mutat be a 6.3.4.8. ábra.

B

C

A

Flokk szétesés

6.3.4.8. ábra: Mikroorganizmus szaporodási görbe A görbe több szakasszal (fázissal) jellemezhető: 1. Lag-fázis (inkubációs fázis): – adaptáció az új környezethez – az baktérium az enzimrendszerét a szubsztrátnak vagy a megváltozott környezetnek megfelelően kezdi el adaptálni. – Ipari szennyvizek jelenléte - xenobiotikus szubsztrátot tartalmazhatnak 2. Az exponenciális növekedés fázisa (log fázis): – a baktériumok száma folyamatosan nő (exponenciálisan) - sejtosztódás – nincsen olyan külső tényező, amely a növekedést gátolná. Az 1. és 2. szakasz a mikroorganizmusok bedolgozási időigénye 3. Lassuló növekedés fázisa: – a külső körülmények (oxigén ellátottság, tápanyagok) kedvezőtlenné válása 313

–

Toxikus anyagok jelenléte 9

4. Stacioner (maximális szinten állandó élősejtszám – kb. 10 sejtszám/ml - szakasza) 5. Elhalás (pusztulás) szakasza: – tápanyagok elfogynak (könnyen hozzáférhető BOI) – pusztulás, egyes fajok eltűnése – az eltűnés sebessége arányos a baktériumok számával Az A-val jelölt terület a nagy terhelésű valamint a részleges biológiai tisztítás területe, a B jelű mező a konvencionális eleveniszapos biológiai tisztítás munkaterülete, a C jelű pedig az aerob iszapstabilizálás területe. A biológiai szennyvíztisztítás alapjában egy természetes folyamatra, a vizek öntisztulására vezethető vissza, annak optimálásával alakult ki (9. ábra).

6.3.4.9. ábra: Az aerob biológiai szennyvíztisztítás lehetséges módjai a vizek öntisztulása alapján. A biológiai lebontás eredménye a körülményektől függ, azaz a termékek típusát az határozza meg, hogy aerob, vagy anaerob lebontás történt. Az aerob lebontás sémáját a 10. ábra mutatja. A 100 % oldott szerves szennyezőből a biológiai ártalmatlanítás közben nagyobb részt CO2, és mikroorganizmus szaporulat (biomassza, iszap) lesz a minimális maradék szerves anyag mellett. A nagy mértékű iszap szaporulat miatt fázis szétválasztásra (utóülepítésre) van szükség.

314

6.3.4.10. ábra: Az aerob lebontás vázlata Az aerob biológiai szerves anyag lebontás, ártalmatlanítás egy lépcsős folyamatnak tekinthető, amely során a 11. ábrában feltüntetett anyagcsere folyamatok játszódnak le. A leválasztott iszap (mikroorganizmus) az úgynevezett eleveniszap, amelynek egy része (recirkulációs iszap) biztosítja a lebontó szervezeteket megfelelő koncentrációját a biológiai reaktorban, a maradék iszap pedig a fölösiszap, amely kezelést, hasznosítást vagy elhelyezést igényel. Az aerob biológiai lebontás legelterjedtebb módja a mobilis lebontó szervezetekkel dolgozó eleven iszapos eljárás. Immobilis mikroorganizmusokkal rendelkeznek a csepegtetőtestes, valamint a merülő tárcsás és merülő dobos reaktorok.

6.3.4.11. ábra: Az aerob biológiai lebontás biokémiai folyamata Az aerob eleven iszapos eljárás reaktora egy medence (12. ábra), illetve egy végtelenített árok (oxidációs árok, 6.3.4.13. ábra). A lebontást végző mikroorganizmusok pelyhes szerkezetbe tömörülve (eleveniszap), a szennyvízben egyenletesen eloszolva helyezkednek el. Az aerob körülmények biztosítása érdekében mesterséges oxigénbevitel (levegőztetés) szükséges (6.3.4.14. ábra). A levegőztető berendezések egyúttal a víztér intenzív keverését is biztosítják. A keverés feladata egyrészt a víztér egyenletes oxigén-, eleveniszap-, tápanyagkoncentrációjának biztosítása, másrészt a homogén szuszpenzió jelleg elérése, a mikroorganizmusok (iszap) leülepedésének megakadályozása.

315

6.3.4.12. ábra: Az aerob eleveniszapos eljárás vázlata

6.3.4.13. ábra: Az aerob oxidásciós árok működésének sémája, Kessener kefés levegőztetővel Az aerob reaktorok esetében nagyon fontos a levegőztetés (levegő, tiszta vagy dúsított oxigénnel kombinált rendszer), amely az előzőekben ismertetett feladatot optimálisan ellátja. A levegőztetésnek több módja lehetséges. A választott módszert a működő reaktor jellege, típusa befolyásolja. A fontosabb levegőztetési módok:   

felületi levegőztetők felszínközeli levegőztetők fenék közelében elhelyezett levegőztetők (ejektorok, levegőztető gyertyák, levegőztető lemezek stb.)

Minden levegőztető rendszer működési elve a nagy felületen történő O2 abszorpción alapul, így a bevitel hatékonyságát a kontakt felület, valamint a beoldott O2 folyadéktér felé való intenzív továbbítása határozza meg. A felületi levegőztetők az oxigént egyrészt folyadékcseppek szétszóródása által, másrészt a folyadékfelszínen belépő levegőbuborékok képzése segítségével viszik be az elegybe. A felületi levegőztető lehet függőleges, vagy vizszintes tengelyű. A függőleges tengelyű levegőztetőket (13. ábra) a víz felszíne felett fix hídra, vagy úszótagra helyezik. (A különböző profilkialakítású levegőztető kerekek (rotorok) kerületi sebessége vk 5,0 m/s, Ezáltal a kerékátmérők függvényében a fordulatszám percenként f = 40–120 közötti. Az oxigénbeviteli képesség általában 1,3–1,8 kg O2/kWh. A bemerülési mélység és a fordulatszám állításával az O2 beviteli teljesítmény változtatható. A vízmélységek általában

316

2,0–4,0 m közötti. Egy medencében egymás mellett és egymás után több egység is beépíthető, azonban minden esetben az egymásra hatást figyelembe kell venni.

6.3.4.14. ábra: Függőleges tengelyű levegőztetők A függőleges felületi levegőztetők tovább fejlesztett változatai az ún. turbinás levegőztetők gyártmánytípusa. Ezeknél a rotor-lapátozás alá csövön levegőt, vagy tiszta oxigént vezetnek be nagybuborék formájában, melyet a rotor apró buborékokká tördel. A felületi levegőztetők másik nagy családja a vízszintes tengelyű ún. forgókefés (Kessenertípusú) berendezések alkotják. A kefék átmérője 0,5–1,0 m között változik. A kefék fémből, vagy műanyagból készülnek egyenes „v”, vagy „u” profillal 15. ábra). Az egy-két cm széles idomokat megfelelően méretezett tengelyre úgy helyezik fel, hogy a pálcák mintegy spirált alkossanak. A fajlagos oxigénbevitel 1,1–1,6 kg O2/kWh. A rotorok bemerülési mélysége ne haladja meg az átmérő 25%-át.

6.3.4.15. ábra: A vízszintes elhelyezésű (Kessener-féle) levegőztetés elhelyezése, és a levegőztető kialakítása 317

Az utóbbi évtizedben a levegőztetés, oxigén bevitel, az oxigénhasznosulás valamint a reaktor tartalmának jobb átkeverődése érdekében a mélylevegőztetés irányába tolódott el (16. ábra).

6.3.4.16. ábra: A mélylevegőztetés és megoldási lehetőségei A lemezes, csöves, dómos alakú levegőztető fejeket (17. ábra) (melyek műanyagból, kerámiából, szivacsos anyaggal bevont fémcsövekből stb. készülnek) a medencék fenekén helyezik el.

Levegő

6.3.4.17. ábra: Néhány lehetséges mély-levegőztető elem A befúvott levegő mennyisége szabályozható. A szükséges vízmélység 4–6 méter, a buborékok mérete:

318



a finombuborék (∅ 0,5–1,0 mm)



nagybuborék (∅ 2–5 mm).

A finombuborékos rendszernél porózus anyagból készült diffúzorok, tiszta (szűrt) levegővel dolgoznak. Az utóbbi időben egyre jobban terjednek a lézerrel perforált gumimembránfejek, vagy műanyag lemezek. Ezeknél a terhelés függvényében változtatható a nyomás, minek következtében az elasztikus anyag megnyúlik, s a kitágult rések több levegőt képesek átbocsátani. Ezzel elérhető, hogy a fajlagos O2-bevitel a felületi levegőztetőkhöz képest (5–6 m vízmélység esetén) két-két és félszeresére is megnövekedik (3,5–4,0 kg O2/kWh). A nagybuborékos rendszernél a buborékok nagy átmérőjű nyílásokon jutnak a folyadékfázisba. Hatásfoka alacsonyabb. Nagybuborékos levegőztetőt alkalmaznak a felszínközeli ún. Inka-rendszernél is (a levegőztető elemek a vízfelszín alatt 0,6–1,0 m mélyen találhatók.) Az ejektoros levegőztető (18. ábra) berendezések az ismert „sugárszivattyú” elvén alapulnak. A szivattyúk nyomóoldalára helyezett ejektor vákuum pontjához légbeszívó csövet helyeznek, ahol a belépő levegő finom buborékok formájában diszpergál. A szivattyú a levegővel így elnyelt vizet a reaktortérbe nyomja, ahol nemcsak a szükséges O2-ellátás, hanem egyben a szennyvíz áramoltatását is biztosítja.

6.3.4.18. ábra: Ejektoros levegőztetés sémája A fajlagos energiafelhasználás 5–6 m-es vízoszlopnál levegőbeszívás esetében 1,6–2,2 kg O2/kWh, míg kompresszoros rádolgozásnál 2,4–2,8 kg O2/kWh. Az O2 hasznosulás 5–6 méteres mélységnél 32–36%. A reaktorba bevezetett oxigén hasznosulása a reaktorban levő vízoszlop növelésével javítható. Az un. torony biológiai reaktorokban 25m szuszpenzió magasságnál elérheti a 60%-ot is. Erre mutat példát többek között a Bayer (6.3.4.19. ábra) és a Hoescht (6.3.4.20. ábra) cégek által kifejlesztett torony biológiai reaktor. A toronybiológiánál az utóülepítés a biológiai reaktor felső részén gyűrűszerűen, illetve utána kapcsolva, hagyományos módon is lehetséges. A Hoescht- féle reaktorban a levegő bevezetés mellett áramlást vezérlő csöveket helyeznek el, amely jobban segíti a reaktor tartalmának teljes átkeverését, homogenizálását.

319

Levegő

Szennyvíz

6.3.4.19. ábra: A Bayer AG toronybiológia utána kapcsolt utóülepítővel, és a hasított injektoros szennyvíz levegő keverő rendszerrel

Levegő

Szennyvíz Szennyvíz

6.3.4.20. ábra: A Hoeschst Ag toronybiológiai reaktora és levegő bekeverési rendszere A jó hatásfokú működés megköveteli, hogy megfelelő lebontó mikroorganizmusok, és optimális formában, koncentrációban legyenek jelen. Ezek a jellemzők az „iszapkor”-ral valamint a „Mohlmann- index-xel jellemezhetők. Iszapkor (Ik) az az idő, amennyit az iszap átlagosan a rendszerben tartózkodik, és az aerob biológiai medencében levő iszap tömege (kg) valamint a rendszert elhagyó iszap mennyisége (kg/d) hányadosaként értelmezhető. Meghatározza, hogy mely szervezetek képesek elszaporodni a bioreaktorban. A reciproka megadja a minimális fajlagos növekedési sebességet. Az iszapkor alapján az eleveniszapos tisztítási eljárások három csoportra oszthatók. Eszerint, ha Ik = 1-2 nap, akkor a rendszer biológiai résztisztítást nyújtó, nagyterhelésű eleveniszapos tisztításról beszélünk. Ik =2-10 nap esetén teljes biológiai tisztítás valósítható meg, míg Ik > 10 nap tartományban a teljes oxidációs tisztítás következik be. Az iszapkor ennek megfelelően befolyásolja a tisztítás hatásfokát is. Biológiai résztisztításkor a tisztított szennyvíz szerves anyag tartalma > 30 g BOI5/m3, teljes biológiai tisztítással viszont már elérhető az elfolyó, tisztított szennyvízre hatóságilag előírt, legfeljebb 20 g BOI5/m3

320

határérték. Teljes oxidáció alkalmazásakor a távozó szennyvíz 12 g BOI5/m3 értékig is tisztítható, sőt ekkor már az iszappelyhekbe zárt szerves anyag nagy része is lebomlik. Az iszapkor beállítása a reaktor méretének és a recirkulációs iszap mennyiségének változtatásával történhet. A Mohlmann-index (IM) 1 liternyi szennyvízmintából 30 perc alatt leülepedett iszap térfogatának (SVI 30) es az 1 liternyi mintában levő iszap szárazanyag-tartalmának hányadosával kifejezett paraméter. SVI 30 IM  MLSS Ahol: SVI30 (ml/l) a 30 perc alatt leülepedett iszap térfogata, MLSS (g/l) (mixed liquor suspended solids), a szennyvíz szerves (illékony, izzítható) és szervetlen (inert, le nem bontható) szuszpendált lebegőanyag tartalma. A Mohlmann-index értekből elsősorban az iszap ülepíthetőségéről es a fázisszétválasztás jellegéről, a mikroorganizmusokról kapunk információkat.  Ha értéke lényeges 100 ml/g alatt van, akkor az iszap ülepíthetősége es sűríthetősége jó, de lehet hogy a mikroorganizmusok típusa, lebontó-képessége nem megfelelő,  80- 120 közötti érték a jó üzemeltetés feltétele,  E fölött habképződés, iszapfelfúvódásra számíthatunk, illetve nem megfelelő mikroorganizmusok (pl. fonalas mikroorganizmusok) elszaporodása jelentkezik A Mohlmann-index, csak közelítő és tájékoztató paraméter, így az előbb felsorolt értékek által jelzett jelenségek nem minden szennyvíztisztító telepen jelennek meg. Immobilis, azaz helyhez kötött mikroorganizmusokkal dolgozó biológiai reaktorokat a kisebb kapacitású szennyvíztisztítók alkalmaznak. Ezek közül az elterjedtebbek a csepegtetőtestes, valamint a merülő tárcsás és merülő dobos reaktorok. A csepegtetőtestes reaktor (6.3.4.21. ábra) egy szilárdágyas reaktor, tartály, amelyben különböző típusú, anyagú (régebben kavics, bazalt, tégla darabok, újabban különböző könnyen kezelhető, kis térfogattömegű műanyagok) nagyobb méretű, porozitású töltetanyagot helyeznek el. A tetején egy forgó öntözőcső található (6.3.4.22. - 23. ábra), amely biztosítja az egyenletes öntözőszerű feladást. A nagy porozitású töltetanyag felületén, mint egy biológiai filmet képezve szaporodnak el a lebontó mikroorganizmusok. A mikroorganizmusok felületén szintén filmszerűen folyik lefelé a tisztításra feladott, jó hatásfokkal ülepített szennyvíz, a maradó lebegő, továbbá kolloidális és oldott szennyeződéseivel. A szennyvíz oldott szennyezőanyagai és az oldott oxigén a biológiai hártyában az asszimiláló mikroorganizmusok környezetébe diffundál, és a lebontás megtörténik. Eközben sejthártya-tömeg keletkezik. A hártya vastagsága függ az aerob réteg alatti anaerob rétegtől is. A biológiai hártyában általában a hártya felszín közeli térben heterotróf baktériumok, a hártya mélyén pedig autotróf baktériumok vannak jelen (6.3.4.21. ábra). Az aerob lebontáshoz szükséges levegőt (levegőztetés által) a szabad töltet pórusok tartalmazzák.

321

A jó működéshez szükséges legfontosabb követelmények:  A töltet anyag egyenletes, és teljes befedése a mikroorganizmusok által,  Nagy töltet anyag fajlagos felület,  Megfelelő mértékű feladás,  Lebegőanyag „mentes” szennyvízfeladás, az eltömődés elkerülése miatt,  Az optimális töltet szemcseméret: 40 - 80 mm, de a reaktor alsó, támasztó részében, kb. 15 cm vastagságban 80 - 150 mm.  A töltet fajlagos felülete: 90 – 200 m2/m3, Szennyvíz

Tisztított víz

Fölösiszap

6.3.4.21. ábra: A csepegtetőtestes aerob biológiai szennyvíztisztítás sémája és mechanizmusa

322

6.3.4.22. ábra: Egy csepegtetőtestes reaktor vázlat, és töltet anyag A csepegtetőtesteket a terhelés alapján 3 fő csoportra oszthatjuk a szennyvíz BOI5 értéke szerint: 1. Kis terhelésű csepegtetőtest 2. Nagy terhelésű csepegtetőtest 3. Igen nagy műanyag töltésű csepegtető testek Kis terhelésű csepegtetőtest viszonylag egyszerű, megbízható rendszer a rávezetett változó minőségű szennyvizet is gyakorlatilag állandó minőségűvé tisztítja. Általában állandó hidraulikai terhelésű, melynek biztosítása nem recirkulációval, hanem adagoló szifonnal történik. A legtöbb kis terhelésű csepegtetőtestben csak legfelső 0,6-1,2 m magasságban van nagy mennyiségű hártya. Ha a szennyvízadagolások között 1-2 óránál hosszabb időszak telik el, akkor a tisztítást károsan befolyásolja a nedvességhiány.

6.3.4.23. ábra: A permetező szennyvízfeladás csepegtetőtestes aerob reaktornál

323

Nagy terhelésű csepegtetőtest esetében a nagyobb fajlagos terheléssel recirkuláció párosul, azaz oxigén dús tisztított szennyvizet visszavezetik a test töltőanyagára, amely biológiai hártyából a kevésbé életképes részt folyamatosan leöblíti. Szükség van utóülepítőre, amely ún. humusz-iszapot visszatartja. Ennyivel tehát összetettebb a működése, mint a kis terhelésű csepegtetőtesteké, és emiatt mindenképpen energiaigényesebb. Igen nagy műanyag töltetű csepegtető testek, amelyeket a terhelés nagyságából következően szuper terhelésű csepegtető testeknek is hívnak, a műanyag töltet nagy fajlagos felülete miatt nagy koncentrációjú, pl. élelmiszeripari szennyvizek tisztítására alkalmas. A különböző típusú csepegtetőtestes reaktorok fontosabb paramétereit a 2. táblázat tartalmazza. Csepegtető test

Magasság

Kis terhelésű

Közepes terhelésű

Nagy terhelésű

Szuper terhelésű

2,5-3 m

2-4,5 m

8-24 m

8-24 m

Szervesanyag terhelése g/m3 d

Lb≤175

Lb≤875

Lb≤3000

Lb=16006000

Lebontás hatásfoka

η=85-92 %

η≥75 %

η≥70 %

η=50-80 %

( BOI5 )el

≤ 25 g/m3

≤ 30 g/m3

≤ 45 g/m3

Felületi terhelés m3/m2h

0,08-0,16

0,4-0,8

0,7-1,5

H

1,5-5

6.3.4.2. táblázat: a különböző típusú csepegtetőtestes biológiai reaktor néhány fontosabb jellemzője Az immobilis mikroorganizmusokkal dolgozó biológiai reaktorok közé tartoznak a merülőtestes reaktorok, a merülő-tárcsás és merülő-dobos reaktorok. Ezeknél a reaktoroknál a lebontást végző mikroorganizmusok tengely körül forgó, szennyvízbe merülő test felületén találhatók. A hordozó test lehet tárcsaszerű (24. ábra) vagy egy hordozó közeget, mátrixot tartalmazó nagy porozitású palásttal rendelkező henger (25. ábra). Az aerob lebontáshoz szükséges oxigén bevitel akkor jön létre, amikor forgás közben a forgó test a szennyvízből kiemelkedik. A vékony víz rétegbe beoldódott oxigén anyagátadás és diffúzió révén eljut a lebontó szervezetekhez. A vízben oldott, biológiailag bontható szennyezőanyag hasonló módon jut a mikroorganizmusokhoz a szennyvízbe való bemerülés révén. Ez a lebontási mechanizmus megfelel a csepegtetőtestes reaktor mechanizmusának (20. ábra).

324

6.3.4.24. ábra: A merülő-tárcsás aerob reaktor sémája

6.3.4.25. ábra: A merülő-hengeres aerob reaktor képe A tisztítás nagyon érzékeny a szennyvíz szilárdanyag tartalmára (eltömődés veszély), emiatt ezen reaktorok alkalmazása előtt egy nagyon jó hatásfokú fázisszétválasztásra van szükség. A reaktor működése során a forgás és méretek miatt holtterek nem alakulnak ki, viszont tisztítás közben a mikroorganizmusok szaporodása, a biofilm vastagodása következtében mikroorganizmus pelyhek kerülnek a tisztított vízbe, ezért utóülepítőre van szükség, és a kiülepedés elkerülése miatt a tisztított víz elvétele a szennyvizet tartalmazó tartály („medence) legmélyebb részén található (26. ábra).

6.3.4.26. ábra: A merülő-testes aerob szennyvíztisztítás technológia sémája

325

Nagyon fontos az immobilis mikroorganizmusokkal dolgozó reaktoroknál az áramlástechnika és eltömődés mértékének rendszeres ellenőrzése. Bizonyos oldott, illetve kolloidális méretű szerves szennyező anyag könnyen rothad, azaz anaerob módon bontható, ártalmatlanítható. Ennek a lebontásnak a terméke más, mint az aerob folyamatnál. Az anaerob lebontás erősen sematikus bruttó reakcióegyenlete, ahol a lebontásra kerülő szerves anyag szénből (C), oxigénből (O), hidrogénből (H), és csekély mennyiségű más elemből (X) tevődik össze: Mikroorganizmusok CHOX + H2O

CH4 + CO2 + X

Az anearob lebontás sémáját a 27. ábra tartalmazza, mely szerint a lebontás szabad oxigén jelenléte nélkül megy végbe. A lebontás gáznemű terméke az un. biogáz, amely 60-70% metánt tartalmaz, mellette jelentősebb %-ban található a CO2, a többi gáz mennyisége néhány százalék alatti. A folyamat során a biomassza szaporulat csekély, 1-5 %-ra tehető. Bizonyos esetekben a lebontó mikroorganizmusok a tisztított vízzel együtt kilépnek a reaktorból, ilyenkor ezek leválasztására ugyan úgy mint az aerob lebontásnál, utóülepítésre van szükség.

6.3.4.27. ábra: Az anaerob lebontás vázlata Az anaerob lebontás folyamata, az anaerob lebontástól eltérően több lépcsős. A lépcsők számát a lebontás mechanizmusának felismeri folyamata határozta meg.

Ma a lebontást 4 lépcsősnek mondhatjuk, amelyben háromféle mikroorganizmus „csoport” tevékenykedik 6.3.4.28. ábra). A mikroorganizmus „csoportok” száma miatt bizonyos szakirodalmak 3 lépcsős lebontást emlegetnek.

326

6.3.4.28. ábra: Az anearob biológiai lebontás folyamata, mikroorganizmusai Az 1. részfolyamatban a makromolekulájú szerves anyagok hidrolitikus hasadása következik be és kisebb molekulájú vegyületek (egyszerű cukor, aminosavak, glicerin, nagyobb mol. tömegű zsírsav, stb.) keletkezik Az átalakítást a fermentáló mikroorganizmusok végzik enzimek segítségével. A második lépcsőben szintén a fermentáló mikroorganizmusok által alacsonyabb molekulájú zsírsavak, alkoholok keletkeznek, és leválik az ammónium valamint a szulfid és egyéb hasonló vegyület csoportok. A harmadik lépésben az alacsony molekula tömegű szerves vegyületekből az ecetsavképző mikroorganizmusok közreműködésének eredményeképpen ecetsav képződik, amely a hidrolízis termékeiből közvetlenül is keletkezhet. Ebben a fokozatban jelenik meg a CO2 is. A 4. részfolyamatként az ecetsavból a metánképző mikroorganizmusok metánt állítanak elő. A folyamat a rendszer állandó keverésével (a szennyező anyag és a mikroorganizmusok találkoztatása) biztosítható. Az anaerob biológiai lebontás reaktorait is két nagy csoportba sorolhatjuk (6.3.4.29. ábra), attól függően, hogy a biomasszát, a lebontó mikroorganizmusokat kívülről folyamatosan kell a reaktorba adagolni, vagy beüzemelést követően a kis szaporodás miatt a biomassza ment marad a reaktorban, ahonnan csak hosszabb időközönként szükséges az iszap elvétele. Az anaerob biológiai szennyvíztisztítás főbb reaktor típusait, azok néhány fontos tulajdonságait szintén a 29. ábra tartalmazza.

327

6.3.4.29. ábra: Az anaerob szennyvíztisztítás reaktorai a lebontó mikroorganizmusokkal jellemezve Az egyes reaktor típusok vázlatát és működési elveik a 30. ábrában láthatók. Biogáz

Szilárdágyas reaktor

Kontakt eljárás

Biogáz Fázisszétválasztás

Szennyvíz visszaforgatás

Tisztított víz elvezetés,

Bioreaktor

szükség esetén fázisszézválasztás Fázisszétválasztás

Szennyvíz

Biomassza visszavezetés

Tisztított víz

Fölösiszap

Szennyvíz feladás

Iszapágyas (UASB) reaktor Biogáz

Tisztított szennyvíz

Fluid-ágyas bioraektor

Szennyvíz visszaforgatás

Biogáz

Úszó biomassza leválasztás

Bioreaktor

Tisztított szennyvíz elvezetés

Hordozó közeg tisztítás Szennyvíz feladás

Szennyvíz feladás

Fölösiszap

6.3.4.30. ábra: Az anaerob szennyvíztisztítás főbb eljárásainak sémája

328

A kontakt eljárásnál a reaktorba bevezetett szennyvízhez hozzákeverik a biomasszát, a lebontó mikroorganizmust, és a lebontás alatt az állandó keverés biztosítja a homogén szuszpenziót illetve a lebontást. A keletkező biogáz elvezetése s reaktor tetején, míg a tisztított víz elvezetése a reaktor vízszintje alól történik. Bizonyos esetekben szükség lehet az elvezetett, tisztított víz gáztalanítása is. Ezt követi egy fázisszétválasztás, a tisztított víz és a lebontó mikroorganizmusok szétválasztása egy utóülepítőben, ahonnan a keletkező iszapot, biomasszát a minimális szaporodás miatt szinte egy az egyben visszaszivattyúzzák az anaerob reaktorba. Az utóülepítés helyett alkalmazható lamellás ülepítő, flotálás, szűrés, membrán szűrés, centrifugálás. Az iszapágyas (UASB – Upflow Anaerobic Sludge Blanket) eljárásnál a reaktorban kiülepedett vastag mikroorganizmus ágyon (magassága nagyobb mint egy méter) át „áramlik” a tisztítandó szennyvíz nagyon lassan, miközben a tisztítási folyamat lejátszódik. Fontos a reaktor alján az egyenletes szennyvíz bevezetés, szétosztás. A mikroorganizmusok felületén keletkező biogáz buborékok a pórusokon keresztül a vízzel együtt felfelé haladnak. A reaktor felső részében egy gáz iszap, folyadékszeparálás történik beépített lemezek segítségével. Az eljárás nagy szerves anyag tartalmú ipari szennyvizek tisztítására is alkalmas. Az immobilizált, rögzített biomasszával dolgozó eljárásoknál a lebontó mikroorganizmusok valamilyen szilárdanyag felületén kötődnek, tapadnak meg, majd a szaporodás hatására teljesen beborítja. Ezek felületén játszódik le az anyagátadások, közben pedig a lebontás. Amennyiben csökken a tartózkodási idő a reaktorban (nagyobb a felfele áramlás sebessége) a kisebb kötő erővel rendelkező mikroorganizmusok kimosódhatnak. A hordozó közeg, szilárd anyag lehet porózus kő, kerámia, műanyag, komplex formák, szinter üveg, stb. Követelmény a hordozó közeggel szemben a kis sűrűség, kis hidraulikus ellenállás, nagy fajlagos felület, inert jellegű, olcsó és könnyen beszerezhető legyen, valamint a mikroorganizmusok jól megtelepedjenek rajta. Ennek az eljárásnak főbb képviselői a szilárdágyas, illetve film reaktor, valamint a fluidágyas reaktor. Szilárdágyas reaktornál a hordozó közeg rendezetlen halmazban található, az aerob csepegtetőtestes eljáráshoz hasonlóan. A szennyvizet egy jó hatásfokú előülepítés után alul vezetik be a reaktorba egy porózus álfenék alá (ez tartja a mikroorganizmusokat tartalmazó hordozó közeget), ahonnan egyenletesen elosztódva felfelé áramlik a hordozó közeg pórusaiban, és közben a mikroorganizmusok megtisztítják. A biogáz és tisztított víz elvétel a többihez hasonló módon történik. Gyakran a tisztított víz egy részét visszavezetik, melynek célja a tisztítási hatásfok növelése mellett az áramlási viszonyok stabillá tétele, állandó áramlási sebesség biztosítása, holt terek képződésének megakadályozása. Amennyiben a hordozó közeg szabályos geometriai felülettel rendelkezik (cső, lap köteg, stb.) biofilm reaktorról, eljárásról beszélünk. A maximális áramlási sebességet úgy kell megválasztani, hogy a biofilm, a vékony mikroorganizmus réteg le ne váljon. Gondot jelenthet a szabad keresztmetszet csökkenés (szennyvíz szilárdanyag tartalma, levált biomassza, kicsapódott anyagok általi pórus elzáródás), ilyen esetben ellenáramban vissza kell öblíteni a szilárd ágyat. A fluidágyas reaktorban ideális keveredési viszonyok valósulnak meg. A hordozóközeg nem helyhez kötött nagyon finom szemcséjű (0,1 – 2 mm, a sűrűségtől függően) szinter üveg, műanyag, aktívszén vagy homok, amely a reaktor térfogatának 20-40 %-át teszi ki. Erős keveréssel a szemcsék (ezek felületén találhatók a rögzített mikroorganizmusok) fluid állapotba, lebegésbe kerülnek, az áramlás következtében a mikroorganizmusok találkoznak a

329

lebontásra kerülő szerves szennyezőkkel, és létrejön a lebontás folyamata. A szennyvíz itt is alulról felfelé áramlik. Az áramlási sebesség itt nagyobb lehet, mint a szilárd ágyas reaktor esetében. A tisztított szennyvízzel együtt a hordozó közeg és mikroorganizmus kikerülhet a reaktorból, emiatt egy utóülepítésre általában szükség van, de a keverés szabályozásával elérhető az az állapot, amikor is a hordozó közeg a tisztított víz elvezető csonkja altt tartható. Ez esetben a fázisszétválasztás a reaktorban létrejön. Ez az eljárás is dolgozhat tisztított víz recirkulációval. Az eljárások hátránya, hogy a működésüket a baktérium flokkok tulajdonságai befolyásolják, és nagyon érzékenyek a szennyvíz összetételének megváltozására. Minden olyan változás a szennyvíz bevezetésénél, amely a flokkok tulajdonságait befolyásolja (erősen ingadozó terhelés, organikus túlterhelés, stb.), instabilitáshoz, a lebontási folyamat „összetöréséhez” vezet. Az ideális reaktor az, amelyik lokális turbulens áramlás mellett biztosítja, hogy a szennyezőanyag és a mikroorganizmusok (baktériumok) találkozzanak, a keletkező biogáz leválasztását elősegítik. Az ismertetett fontosabb anaerob eljárások, reaktorok néhány fontosabb jellemzőit, valamint a tisztításra feladott szennyvíz típusait a 3. táblázat tartalmazza.

Kontakt eljárás

Max.

Max.

biomassza

térfogati

koncentráció

terhelés

kgoTS/m3

kgKOI/m3d

5 – 10

5 – 10

30 – 50

(UAESB)

(iszapágban

reaktor

>100)

reaktor Fluidágyas reaktor

tartózkodási idő 0,5 – 10 d

KOIHatásfok

lebontási

Szennyvíz

%

ráta

típus

kgKOI/m3d - 80

0,5 – 5

Élelmiszer ipari

Iszapágyas

Szilárdágyas

Szükséges

20 – 30

Cukorgyári 10 – 50

4 – 24 h

- 95

5 – 40

Tejipari Alkohol

10 – 30

1–2d

75 – 90

4 - 10

gyári Burgonya feldolgozói

20 – 40

40 – 60

néhány óra

- 90

5 - 55

Keményítő gyári, stb.

6.3.4.3. táblázat: Néhány fontosabb anaerob biológiai eljárás fontosabb paramétere Hogy egy bizonyos szennyvizet aerob vagy anaerob biológiai eljárással és azon belül melyik típussal tisztítjuk meg a szennyvíz pontos jellemzésével, szakirodalmi tapasztalati adatok alapján dönthetjük el. Amennyiben ilyen adatok nem állnak rendelkezésre, érdemes megvizsgálni a szennyvíz KOI és BOI5 arányát, illetve a rothadó képességét. Ezen adatok, a

330

tisztítással szembeni elvárások, valamint az egyes eljárások főbb jellemzőinek ismeretében dönthetünk az alkalmazandó tisztítási eljárásról. Az alábbi, 6.3.4.4. táblázatban az aerob és anaerob szennyvíztisztítás néhány tapasztalati jellemzőinek összehasonlítása látható, amelyek fontosak lehetnek a tisztítás folyamatának megválasztásánál.

AEROB

ANAEROB

Berendezés bedolgozása

1 – 2 nap

1 – 2 hónap

Tartózkodási idő

1 – 8 óra

Maradék lebontatlan anyag koncentrációja Tápanyagigény

kevés állandó, folyamatos tápanyag ellátás szükséges

hagyományos reaktornál néhány hét, nagyteljesítményűeknél néhány óra több tápanyag hozzáadás hiánya néhány hónapig nem probléma kis energia ráfordítás energia (biogáz) nyerés

C-leépítés

nagy energia ráfordítás (O2 bevezetés, homogenizálás, fölösiszap kezelés) (ön)felmelegedés a mezofil hőmérsékleti tartományig egy reakciólépés

Oxigén igény

igen

nincs

Leépítés terméke

CO2, víz, sejt

Mikroorganizmus generációs idő Hozam koefficiens

néhány perc, kis iszapkor

Biogáz, alacsony mol. organikus savak, kevés sejt néhány nap, nagy iszapkor

kb. 0,4 oTS/kg KOI

kb. 0,03 oTS/kg KOI

Fölös biomassza

nagy

csekély

N2 és P vegyületek csökkenése Zavaróhatások, fogékonyság Reaktor

sejt növekedés, nitrifikáció csekély

kismértékű sejtépítés, denitrifikáció nagy

lehet nyitott

szigorúan zárt

Vezérelhetőség

könnyű

nehéz

Energia forgalom Hőmérséklet

331

kevés reakció hő négy reakciólépés

6.3.4.4. táblázat: Az aerob és anaerob lebontás néhány jellemzőjének összehasonlítása A táblázatból látható, hogy egymáshoz képest a két eljárás számos előnnyel és hátránnyal is rendelkeznek, ezért a szennyvizek minősége, a tapasztalati ismeretek tükrében érdemes megválasztani az alkalmazandó biológiai tisztítási folyamatot.

Nitrifikáció, denitrifikáció A biológiai szennyvíztisztítás feladata lehet a szennyvíz nitrogén tartalmának jelentős (előírásnak megfelelő koncentrációra, vagy hatásfokra) csökkentése is. Ha ammónia kerül a vízbe és elegendő oxigén is van jelen a megfelelő mikroorganizmusok mellett, akkor az ammónia első lépésben nitrifikálódik (nitrit, ntrát képződés): NH4+ + OH- + 1,5O2 + Nitrosomonas baktériumok  NO2- (nitrit) + H+ + 2H2O NO2- +0,5O2 + Nitrobakter  NO3 (nitrát), O2 igény: 1g NH4+-hez 4,57g O2 A nitrit képződés 5-40 C közötti hőmérsékleten játszódik le, 10 C alatt erősen lelassul, az optimális hőmérséklet 35 C. A folyamat pH függő 6,8-8,5 értékek között optimális, aránylag lassú folyamat, a víz bizonyos keménysége mellett megy végbe (lágyabb vizek esetén mész adagolás válhat szükségessé. A nitrát képződés gyorsabb, és pH 8-8,5 között a leggyorsabb. A nitrit nem szaporodik fel, mert tovább oxidálódik, és nitrát képződés következik be. A nitrifikáló baktériumok két biokémiai csoportot alkotnak és 7 törzs tartozik hozzá. Az I. csoportba tartoznak a Nitrosomonas, Nitrosperia, Nitrosococcus, Nitrolobus baktériumok, míg a II. csoportba a Nitrobakter, Nitrospina, Nitococcus. A Nitrosomonasok javítják az életfeltételeket a Nitrobakterek számára. Ezek a baktériumok szennyvíztisztítás közben csak nagy iszapkor mellett (>8 nap) szaporodnak el. Egyébként a nitrit is mérgező, 0,5 mg/l koncentráció fölött hal pusztuláshoz vezet. Nitrát a növények részéről felvehető, hozzáférhető felvétel után oxidálódik, és szerves nitrogén alakul át más anyagokkal. A nitrát nitriten keresztül visszaalakulhat ammóniává (redukció) anaerob, reduktív körülmények között:

NO3 

redukálószervesanyag redukálószervesanyag  NO2  NH 4 ill. N2 anaerobaktérium anaerobbaktérium

Emiatt a szennyvíztisztítás második lépcsőjében törekedni kell arra, hogy a nitrátból elemi nitrogén képződjön (denitrifikáció). Ez heterotrof baktériumok (Achromobakter, Denitrobacillus, Pseudomonas, Spirilum, stb.) enzimek általi segítségével történik: Cforrás + NO3 - +5H3O+ + Denitrifikáló baktériumok

332

0,5 N2 + 7H2O + OH-

A folyamat során a pH kis mértékű emelkedése következik be. A keletkezett elemi nitrogén kis része a Henry-dalton törvény értelmében oldódik, míg nagyobb része gáz formában a légtérbe jut.

Amíg a városi, illetve a sűrűn beépített lakóterületek esetén a csatornahálózat kiépítése egyértelműen elengedhetetlen és gazdaságos megoldás, a kistelepüléseken, illetve a ritkán lakott területeken körültekintő mérlegelés szükséges a szennyvízkezelés fenntartható módszerének megválasztása érdekében. Mind szociális, mind gazdaságossági és nem utolsó sorban környezetvédelmi szempontból alapvető megfontolásokat igényel, hogy csatornarendszert és központi szennyvíztisztítást alkalmazzunk-e, azon belül bonyolult mesterséges- vagy az egyszerűbb természetes eljárást alkalmazzuk-e, vagy hogy az ingatlanokra decentralizált egyszerűbb egyedi tisztítási megoldásokat válasszuk. A környezetvédelem azért ajánlja a természetes/természetközeli tisztítási módokat, illetve ahol lehetséges, a szakszerű egyedi szennyvízelhelyezés alkalmazását, mert hazánk településeinek több mint háromnegyede kistelepülés, és ezek esetében különösen fontos a kisköltségű, gazdaságosan fenntartható és környezetvédelmi szempontból is megbízható, hosszútávon megfelelő szennyvíz-ártalmatlanítási módszer alkalmazása, mely egyben hozzájárul az országgal szembeni EU elvárások mielőbbi teljesítéséhez is. A természetes szennyvíztisztítók típusai, osztályozásuk A hagyományos szennyvíztisztítási technológiák esetében a szerves anyagok lebontását baktériumok végzik, a szükséges oxigénmennyiséget levegőztetéssel viszik be a rendszerbe. Ez az energiaigényes intenzív szennyvíztisztítás teszi lehetővé a tartózkodási idő csökkentését, ezáltal a szükséges műtárgy térfogat és a beruházási költségek csökkentését is. A természetes tisztítás technológiai rendszerekben a szervesanyagok lebontását szintén baktériumok végzik, amik vagy a vízben szuszpendálva, vagy hordozón (talaj, homok, vízinövények gyökérzete) megtelepedve helyezkednek el. A szervesanyag oxidálásához szükséges oxigén diffúzióval, vagy az algák fotoszintézise révén jut a rendszerbe. Ez azonban lassúbb folyamat a levegőztetésnél, ezért a természetes szennyvíztisztítókban nagyobb tartózkodási idő (nagyobb hely igény) szükséges a megfelelő minőségű tisztított víz előállításához. A természetes szennyvíztisztítóknak számos típusai két csoportba sorolhatók:  

Szilárd hordozó alapú rendszereket, és Víz alapú rendszereket.

A szilárd hordozójú szennyvíztisztítási eljárások az alábbiak:   

Szennyvízszikkasztás; Szennyvízöntözés; Talajszűrés vagy homokszűrés;

333

 

Rapid infiltráció; 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:     

Csörgedeztetés rendszer; Stabilzációs tó; Lagúnás szennyvíztisztítás; Úszó vagy lebegő vízinövényes szennyvíztisztítás; 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 két típuscsoport között vannak hasonlóságok és különbségek a tisztítási mechanizmusok tekintetében is.  A szervesanyagok lebontása (BOI5 eltávolítás) mindkét csoportban bakteriális tevékenység eredménye.  A nitrogéneltávolításban legfontosabb folyamat a denitrifikáció, de egyes típusoknál az algák (stabilizációs tó) vagy a makrofiták (gyökérzónás tisztítás, nádastó, úszó vízinövényes tisztítás) nitrogén felvétele is figyelembe vehető.  A foszforeltávolítás mechanizmusa hosszabb időléptékben az adszorpció illetve kemoszorpció, szezonálisan viszont a vízinövények foszforfelvétele is a fontosabb folyamatok közé sorolható.  A két csoport közötti különbség a lebegőanyag eltávolítása mechanizmusa tekintetében éles. A szilárd hordozó alapú rendszerekben a szűrés a legfontosabb lebegőanyag eltávolítási folyamat, míg ugyanez a vizes alapú rendszerekben a kiülepedés. A természetes tisztítási eljárások minősítését, az alábbi fontosabb tényezők befolyásolják:    

Az eljárások üzemeltetési paraméterei (pl. hidraulikus terhelés, tartózkodási idő, szervesanyag terhelés, fajlagos területigény, stb.); Az elfolyó víz minősége, eltávolítási hatásfok a fontosabb komponensek esetében; Az előzőekből következő beruházási, működési és fenntartási költségek, valamint a fajlagos tisztítási költség; Egyéb szempontok (esztétikai, közegészségügyi és környezetvédelmi, stb.).

Szilárd hordozójú rendszerek Szikkasztók 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 (6.3.4.31. ábra). A hidraulikus terhelésük 0,4-4,9 cm/nap közötti. A szikkasztókban a szervesanyag, lebegőanyag és a foszfor eltávolítása

334

közel 100 %-os, az ammónia teljes mértékben nitrifikálódik, az összes nitrogén eltávolítása kb. 40%.

6.3.4.31. ábra: A szennyvíz szikkasztási technológia vázlata A korszerű szikkasztók a ritkán lakott területeken megfelelő szennyvízkezelési technológiát jelenthetnek. Ennek ellenére igaz az a félelem is, hogy a szikkasztók helyes megépítése nehezen ellenőrizhető, és a tisztított víz minősége nem garantálható. A szikkasztás egy másik módja a faültetvényes eljárás (32. ábra), amikor is az előtisztított szennyvizet fa ültetvények közé vezetik, ahol elszikkad, a tápanyag egy részét a növények hasznosítják, éy aviz elpárologtatásában is résztvesznek.

6.3.4.32. ábra: A faültetvényes szennyvíz szikkasztás, elpárologtatás sémája Szennyvízöntözés Lényege az, hogy az oxidációs tavakban, vagy más módon biológiailag tisztított szennyvizet haszonnövény kultúrák öntözésére használják. Az eljárás során alkalmazható hidraulikus 335

terhelést a talaj hidraulikus vezetőképessége, és a növények tápanyagszükséglete szabja meg. A hidraulikus terhelés általában 0,14 és 1,6 cm/nap között változik. Az öntözés mértéke a vegetációs periódustól függ, ezért hidegebb éghajlaton szennyvíztározó tó létesítése szükséges. Nehezen szabályozható a növények tényleges tápanyagszükségletének fedezésére, ezért a talajvíz szennyezés veszélye (főként a nitrát szennyezés) fennáll az eljárás alkalmazásakor. A tisztított víz minősége alig ellenőrizhető, mivel a tisztító rendszer nyitott. Talajszűrés, lassú homokszűrés A talajszűrés (homokszűréses) eljárás lényegében az öntözéses szennyvíztisztításhoz hasonló kis terhelésű módszer. A különbség abban nyilvánul meg, hogy a talajszűrés legfontosabb célja a szennyvíztisztítás. A talajszűréses, lassú homokszűréses eljárást általában szennyvizek utótisztítására használják. A hidraulikus terhelésük hasonló az öntözéses eljáráséhoz (0,6-3,0 cm/nap). A kapacitás tartományuk széles (303-18925 m3/nap). Rapid infiltráció A rapid infiltráció a lassú homokszűréstől csak a hidraulikus terhelésében tér el. A tisztítási mechanizmus lényegében hasonló mindkét rendszerben. A tápanyag eltávolításban sokkal kisebb, mint a lassú szűrőzésű rendszerekben A rapid infiltrációt általában biológiailag tisztított szennyvíz utótisztítására használják, de ülepített szennyvíz tisztítására is van példa. A meglévő üzemek kapacitása 303 m3/nap és 48 000 m3/nap tartományban változik. Az átlagos hidraulikai terhelés 23 cm/nap és 56 cm/nap közötti. A telepek üzemeltetése többnyire szakaszos, terheléses és száraz periódusok váltják egymást. Ezzel az üzemeltetéssel a szűrőágy eltömődésének veszélye csökkenthető. A rapid infiltrációs rendszerek - hasonlóan az előzőekben tárgyaltakhoz - a talajvíz felé általában nyitottak, ezért ezeknél is fennáll a talajvíz szennyeződés veszélyes. Ezen tisztítók hidraulikus terhelhetősége nagy, ezáltal helyigényük kicsi a többi rendszerhez képest. Hatékonyságuk megfelelő, így bizonyos altalaj viszonyok (pl. vízzáró réteg jelenléte) vagy alkalmas szigetelés esetén úgy tisztított, mint ülepített szennyvíz tisztítására alkalmasak lehetnek átmeneti technológiaként. Gyökérzónás szennyvíztisztítás 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 (33 és 34. ábrák), 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.

336

6.3.4.33. ábra: Függőleges átfolyású gyökérzónás szennyvíztisztító

6.3.4.34. ábra: Vízszintes átfolyású gyökérzónás szennyvíztisztító A gyökérzónás szennyvíztisztítók általában a kicsi kapacitás tartományban működnek (1-130 m3/nap). Az átlagos kapacitás kb. 50 m3/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/m3/nap-tól 45,0 g/m3/nap. A területigényre jellemző fajlagos felület a működő telepek esetében 0,9 m2/lakos-tól 23 m2/lakos-ig terjed, az átlagos érték 5,0 m2/lakos. A gyökérzónás szennyvíztelepek tisztítási hatásfoka BOI5 esetében 51 és 96 % közötti, átlag 76 %. A N és P eltávolítása lényegesen gyengébb, nitrogén esetében 10 % és 88 %, a foszfor esetében pedig 11 és 94 % szélsőértékek adódtak a szakirodalmak szerint. Az átlag nitrogénre 42 %, foszforra 39 % volt. A gyökérzónás szennyvíztisztítók működési tapasztalatait összefoglalva megállapítható, hogy azok alkalmasak kisebb települések szennyvizének tisztítására. Kapacitástartományuk valószínűleg néhány száz m3/nap-ig növelhető.

337

Víz-alapú rendszerek Csörgedeztetéses szennyvíztisztítás A csörgedeztetéses rendszer átmenetet képez a szilárd-alapú és víz-alapú rendszerek között. A szennyvíz a talaj fölött vékony rétegben lefelé folyva tisztul meg különböző folyamatok (kiülepedés, adszorpció, szűrés, koprecipitáció mikrobiális átalakulás és lebomlás) révén. A csörgedeztetés rendszerek hidraulikus terhelése 5-10-szer nagyobb a talajszűrésnél, a felső határuk 7,5 cm/nap. A csörgedeztetéses rendszer tisztítási hatásfoka jó. Az eljárás stabilizációs tó vagy lagúna vizének utótisztítására kevésbé alkalmas. A csörgedeztetéses szennyvíztisztítás sikerrel alkalmazható megfelelő terepadottságok esetében ülepített, vagy biológiailag tisztított szennyvíz kezelésére. Nagyobb hidraulikus terhelhetősége miatt helyigénye kisebb a lassú homokszűréses vagy talajszűréses technológiákéhoz képest. Az elfolyó víz minősége jól ellenőrizhető. A csörgedeztetéses szennyvíztisztítás azonban csak olyan helyeken alkalmazható, ahol a talaj vízáteresztő képessége kicsi, ellenkező esetben fennáll a talajvíz szennyeződésének veszélye. Lagúnás, és tavas szennyvíztisztítás A lagúnás és tavas szennyvíztisztítás a világon széles körben alkalmazott eljárás. A kevésbé fejlett országokban önállóan alkalmazott módszerként szerepel, a fejlett országokban újabban egyre inkább szükség van az elfolyó víz egyéb természetes eljárásokkal történő utótisztítására (nádastó, gyökérzónás tisztítás, rapid infiltráció). A lagúnás és tavas szennyvíztisztítás sok tekintetben hasonlít egymáshoz, ezért együtt tárgyalásuk indokolt. A szennyvíz természetes tisztítása földmedencékben történik, a vízfelszín nyitott. Előnye az eljárásnak, hogy a földmedencék megépítése egyszerű, az alkalmazható kapacitás tartománya széles, a néhány száz m3/nap-tól a 200 000 m3/nap-ig terjedhet. Az eljárás hátrányai közé tartozik, hogy a szennyvíz tartózkodási ideje meglehetősen hosszú a rendszerben, általában 1-6 hónap az időjárástól és a nyers szennyvíz minőségétől függően, így nagy terület igényű. A másik jelentős hátrány az, hogy a fakultatív vagy az oxidációs medencékben a kedvező fény- és hőmérséklet viszonyok között jelentős alga tömeg képződik a szennyvíz tápanyagaiból. Az erős fotoszintetikus tevékenység során keletkező oxigén jelentős mértékben hozzájárul a szennyvíz szerves anyagainak oxidációjához. Az algatömeg azonban nehezen távolítható el a vízből, ami viszont rontja az eltávolítási hatásfokot, és az elfolyó víz minőségét. Ennélfogva az elfolyó víz minősége általában nem felel meg a szabványban előírtaknak, utótisztítása szükséges. A tavas szennyvíztisztítás esetében általában, több sorba kapcsolt tavat alkalmaznak (anaerob, fakultatív anaerob, oxidációs és maturációs tavak). A jól működő tavas szennyvíztisztítók eltávolítási hatásfoka BOI5-re és KOI-ra 80 % körüli, a szezonális ingadozás kicsi. A növényi tápanyagok esetében az eltávolítási hatásfok átlagosan 40-50 %, de ennek szezonális változása jelentős Úszó, lebegő vízinövényes szennyvíztisztítás A stabilizációs tavakban az algák elszaporodása úszó vízinövények telepítésével meggátolható. A kétféle rendszer nagymértékben hasonlít egymásra. A tavas szennyvíztisztításban az algák, az

338

úszó vízinövényes eljárásban pedig makrofiták játszanak szerepet a tápanyag eltávolításban. A szennyvíztisztítást javítja a növények sűrű gyökérzetén rögzült baktériumtömeg. Az eljárás előnyei közé tartozik, hogy a hidraulikus terhelés ingadozásra kevésbé érzékeny, mint a felszín alatti tisztítórendszerek, és az eltömődés veszélye nem áll fenn. Az úszó vízinövényes szennyvíztisztító eljárást (35. ábra) éppúgy használják ülepített, mint biológiailag tisztított szennyvíz kezelésére.

6.3.4.35. ábra: Úszó, gyökérmezős szennyvíztisztítás sémája, növényzete A technológia 49 m3/nap és 2248 m3/nap kapacitástartományban működik. A szennyvíz tartózkodási idő értéktartománya rendkívül széles, 0,63 és 67 nap közötti. Az átlagos tartózkodási idő 13,3 nap. A BOI5 terhelésük 0,37-44,0 g/m3 közé esik, átlagosan 9,8 g/m3/napos terhelés adódik. Az úszó és lebegő vízinövényes telepek működésére vonatkozó meglehetősen nagyszámú információ alapján megállapítható, hogy azok alkalmas alternatívái lehetnek az eleveniszapos szennyvíztisztításnak. A telepek területigénye a többi természetes eljáráshoz viszonyítva közepes, eltávolítási hatásfokuk megfelelő tervezés és működtetés esetén BOI5-re és TSS-re 80 %, TN-re és TP-re 50 % illetve 40 % körülire becsülhető. A BOI5 eltávolítási hatásfok szezonális változása kb. 30 %-os lehet, de ez függhet az éghajlattól is. A TP és TN hatásfok szezonális változására nincs adatunk.

339

Nádastó A nádastó felépítésben hasonló a gyökérzónás telephez azzal a különbséggel, hogy a vízszint a talaj felett van, a vízmélység 10-50 cm között változhat. A tisztítási folyamat nagy része ezért a víztérben folyik, és nem a talajban. A telepített növények is hasonlóak a kétféle rendszerben. Meglévő természetes és mesterséges nádastavakat is használnak szennyvíztisztításra. A nádastavakat általában a szennyvíztisztítás harmadik lépcsőjeként szokták alkalmazni eleveniszapos, lagúnás vagy stabilizációs tavas biológiai tisztítás után, de azok ülepített szennyvíztisztításra is alkalmasak. A tisztítási hatásfoka BOI5-re 49 % és 69 %. TSS-re vonatkoztatva a szélsőértékek 60 és 93 % voltak, 84 %-os átlagértékkel. A nádastavak BOI5 és TSS eltávolítási hatásfoka jónak mondható, és az hasonló több más természetes szennyvíztisztító telepéhez. A természetes szennyvíztisztítási-, valamint az egyedi szennyvíz-elhelyezési eljárások A települési szennyvíztisztítás területén a jelenleg hazánkban általánosan alkalmazott, a szennyvizek összegyűjtésén alapuló, központosított, ún. mesterséges szennyvíztisztítási eljárásokon kívül - számos egyéb környezet- és költségtakarékos megoldás ismeretes. Ezeket mutatja be az alábbi tájékoztató anyag, a mértékadó szakirodalom alapján. A szóban forgó alternatív szennyvízkezelési módok két fő csoportba sorolhatóak: 1. a csatornahálózaton összegyűjtött szennyvizek ártalmatlanítása ún. természetes/természetközeli szennyvíztisztítási eljárással, 2. a lakóingatlanokon keletkező szennyvizek ártalmatlanítása helyben, a csatornahálózat kiépítése nélkül, egyedi/házi szennyvízkezelés útján. 1. Természetes/természetközeli szennyvíztisztítási eljárás fogalmába tartoznak a következő, általában csatornahálózattal rendelkező területek központi szennyvíztisztítási megoldásai:     

a faültetvényes, a mezőgazdasági öntözéses, a tavas, az épített vízinövényes (pl. gyökérmezős) és az ezek kombinációiból álló szennyvíztisztítási módok.

Minden természetes szennyvíztisztítási eljárás azon alapul, hogy a keletkező szennyvíz szilárd és oldott, szerves és szervetlen szennyezőanyag tartalma bizonyos mechanikai előkezelés (pl. rácsszűrés, ülepítés) után a talajon(ban), a talaj, a levegő, a mikroszervezetek, a növényzet és a napfény hatására elemi részekre bomolva (széndioxid, oxigén, , víz, nitrogén, hidrogén stb.) kerül a környezetbe. A kellően tisztított szennyvíz végső befogadója lehet a talaj és a talajvíz vagy a felszíni vizek. Alkalmazási területük elsősorban:  

a kis- és közepes, általában csatornahálózattal rendelkező települések (esetleg szállított települési folyékony hulladékok kezelése esetén), élelmiszeripari és állattartásból származó szennyvizek esetén,

340

 

a kevésbé érzékeny felszíni vizek és felszín alatti vizek területei, megfelelő gondosság és szakszerűség esetén az érzékeny vizek területei is.

Előnyük:      



az egyszerű műszaki kialakítás, kevés gépi berendezés, kevés energiafogyasztás, a megépítésük és üzemeltetésük nem igényel magas szintű szaktudást, a beruházási költség alacsony, a hagyományos/mesterséges szennyvíztisztításhoz viszonyítva 40 –60 %, az üzemeltetési és fenntartási költség alacsony, a hagyományos/mesterséges szennyvíztisztításhoz viszonyítva 20 –30 %, a szennyezőanyag eltávolítási képességük sok esetben hatásosabb és stabilabb a mesterséges tisztításhoz viszonyítva, ezért a mesterséges tisztítást követően utótisztításra, „fényesítésre” alkalmasak, és ily módon a befogadóként szolgáló érzékeny felszíni és felszín alatti vizek, valamint a talaj védelme jobban biztosítható, a vizek helybentartását biztosítják, az aszályos vidékeken öntözővízként és jelentős klímajavító hatással szolgálnak.

Hátrányuk:   

a viszonylag nagy helyigény (kb. 5000 lakosegyenérték esetén 10-12 ha), a környezetvédelmi- és műszaki tervezés a „mesterséges szennyvíztisztítás”- tól eltérő szakértelmet is igényel, érzékeny területeken és magas talajvízállásnál, illetve egyes talajtípusoknál korlátozottan alkalmazhatók.

A természetes tisztítási módokkal kapcsolatosan fontos megemlíteni, hogy   







téli időszakban tisztítási hatásfokuk csökken ugyan, ez azonban nem lépi túl a tűrhető mértéket, a méretezést ebből a szempontból kell elvégezni, Németországban és más fejlett országokban is - főként a tavas eljárásokat - elterjedten alkalmazzák, tekintettel arra a magyarországi sajátosságra, hogy az alföldi települések általában kisvízhozamú erecskék és csatornák hálózatában helyezkednek el, ahol nem áll rendelkezésre a felszíni víz befogadók további öntisztulási képessége, ezeken a területeken a természetes szennyvíztisztítási módoknak, illetve a talajon történő szennyvízelhelyezésnek nincs alternatívája, hazánkban a 90-es évekig több helyen alkalmazták a tavas tisztítást, a nyárfaültetvényes, valamint a szántóföldi öntözést; egy 1997. évi környezetvédelmi felmérés szerint mintegy 70 természetes tisztítási rendszert lehetett találni az országban, többségében nyárfást, kommunális szennyvíz tisztítására is; mára a számuk emelkedett ugyan, de nem a települések, hanem az élelmiszeripar és az állattartás területén, általános hazai tapasztalat, hogy a legjobb tisztítási eredmény a nyárfaültetvényes eljárásokkal érhető el, azokat követik a tavas megoldások, és gyengébb az eredmény a wetlandes/vízinövényes eljárások esetében. a hazai viszonyok között a fenti eljárások többlépcsős kombinációja javasolható.

341

2. Egyedi/házi szennyvíztisztítási rendszerek fogalmába tartoznak a közcsatornával gazdaságosan el nem látható területeken keletkező szennyvizek ártalmatlanítására szolgáló  

kislétesítmények és kisberendezések.

Kisberendezések alatt értjük azokat - a jellemzően a nagy „mesterséges” szennyvíztelepek mintájára készült - gépesített, automatizált és általában előregyártott „zsebtelepek”-et, amelyek elsősorban az egyedülálló farmergazdaságok, éttermek, panziók, szanatóriumok stb., vagyis a folyamatosan szennyvizet termelő kisebb objektumok esetében alkalmazhatók eredményesen. Azokon a területeken, ahol a szennyvíz keletkezése jelentős mértékben ingadozik, pl. kis laksűrűségű települések, településrészek vagy üdülőterületek esetén általában nem biztosítható a kisberendezések megfelelő folyamatos működése, azaz a kellő tisztítási eredmény. A piacon számtalan változatuk megtalálható, a beszerzési áruk és a fenntartási költségeik azonban viszonylag magas. A lakosság széleskörű ellátására való alkalmazásuk ezért sem javasolható. Egyedi szennyvíz-elhelyezési kislétesítmények fogalmába tartoznak azok az egyes ingatlanokon épülő, legfeljebb 25 személyt kiszolgáló (vagy 25 lakosegyenértékű biológiailag bontható szennyvizet tisztító és elhelyező), költségkímélő és környezetbarát szennyvízkezelő rendszerek, amelyek közös jellemzője, hogy egy szakszerű oldómedencéből és azt követően egy talajabszorpciós (talaj-bio-fiziko-kémiai) tisztító egységből, illetve egy általában a talajban történő szennyvíz-elhelyezésre szolgáló - szikkasztó mezőből állnak. A talajabszorpciós rendszerek a helyi adottságoknak megfelelően kialakított homok- és kavicsszűrő(k) és/vagy wetland/vízinövényes létesítmények lehetnek. Magas talajvíz állás és érzékeny felszín alatti vizek területén korlátozottan alkalmazhatók. Szakszerűnek és korszerűnek és akkor tekinthetők, ha   

megvalósításuk és fenntartásuk szervezetten történik, elsősorban önkormányzati felelősséggel, engedélyezett és ellenőrzött módon épülnek és üzemelnek, a helyszíni építési-, ellenőrzési és fenntartási feladatokat egy minősített szakcég vagy társaság, vagyis megfelelő menedzsment látja el.

Előnyük, hogy  

  

a kis laksűrűségű területeken (10-40 fő/ha alatt) nem szükséges a csatornahálózat gazdaságtalan, „kihasználatlan” kiépítése és fenntartása, a területen kiküszöbölhető az ellenőrizetlen, legtöbbször szakszerűtlen szennyvíztárolók és emésztők alkalmazása, a szippantó-autós begyűjtés és környezetveszélyeztetése, a területen kiküszöbölhető a szippantó-autós begyűjtés által a lakosságra nehezedő általában túlzott költségteher, beruházási költségük nem haladja meg a csatornázás költségeit (áruk 300 ezer – 600 ezer Ft/db), üzemeltetési és fenntartási költségük egy nagyságrenddel kevesebb a csatornás megoldáshoz viszonyítva, mivel nem folyamatos, hanem rendszeres felügyeletet igényelnek, illetve mert nem gépi berendezések alkotják,

342



egyszerűen megépíthetők, helyben található építőanyagokból, szakképesítésű személyzettel, továbbá egyszerűen működtethetők.

alacsony

Hátrányuk, hogy 

 

a hagyományos (nem szervezett és nem menedzselt) alkalmazásuk és kialakításuk esetén tönkremehetnek és ezért jelentősen veszélyeztetik az érzékeny felszín alatti vizeket, a korszerű megoldásokkal kapcsolatosan nincs kellő hazai tapasztalat a műszaki-, a hatósági- és az egyéb döntéshozói körökben, nincs kellő ösztönzési elem beépítve a központi támogatási rendszerekben. (Zirschky et al. 1990)

343

344