Eleveniszapos biofilmes szennyvíztisztító rendszerek biológiai nitrogén eltávolításának kombinált optimalizálása

Budapesti Műszaki és Gazdaságtudományi Egyetem Mezőgazdasági Kémiai Technológia Tanszék

Eleveniszapos – biofilmes szennyvíztisztító rendszerek biológiai nitrogén eltávolításának kombinált optimalizálása

Doktori Értekezés

Készítette: Tardy Gábor okleveles biomérnök

Témavezető: Dr. Jobbágy Andrea egyetemi docens

2006. március 1

1. Bevezetés, a kutatás jelentősége Hazánk környezetvédelmének az Európai Unió irányelveihez történő felzárkóztatása érdekében napjaink legégetőbb teendői közé tartozik a tisztított szennyvizek hányadának jelentős növelése. A szennyvíztisztítás mindmáig világszerte legelterjedtebben alkalmazott eljárása az a technológia, ahol a szennyezőanyagok biológiai eltávolítását egy szuszpenzióban lévő heterogén mikroflóra, az ún. eleveniszap biomassza végzi. Az eleveniszapos szennyvíztisztítási technológia Magyarországon is széles körben alkalmazott mind kommunális, mind ipari szennyvizek kezelésére. Az élővizek ökoszisztémáját a kommunális szennyvizek esetében elsősorban a nitrogén és a foszfor veszélyezteti, mivel ezek a tápelemek az eutrofizáció fő előidézői. Az eleveniszapos szennyvíztisztítás során ennek megfelelően a nitrogén és a foszfor eltávolítása kulcsfontosságú. Az elmúlt évtizedek során a biotechnológiai ismeretek bővülésével a biológiai nitrogén és foszfor eltávolítás technológiája is sokat fejlődött. Az érzékeny befogadók védelmére bevezetett szigorú határértékek betartása, a befogadóba távozó tisztított szennyvíz

szennyezőanyag

tartalmának

csökkentése

érdekében

az

eleveniszapos

szennyvíztisztítás további kémiai vagy biológiai kezeléssel való kiegészítése vált szükségessé. Doktori tevékenységem során a biofilm reaktorokkal kiegészített eleveniszapos rendszerek működését és optimalizálási lehetőségeit tanulmányoztam. A vizsgálatokat a Délpesti Szennyvíztisztító Telepen végeztem, ahol a nagyterhelésű eleveniszapos rendszer 1999-óta BIOFOR® technológiájú biofilmes utó-nitrifikáló és utó-denitrifikáló egységekkel, és kémiai foszfor kicsapással kiegészítve üzemel. Kutatásaimban a biológiai folyamatok matematikai modellezéséből kiindulva vizsgáltam a telep optimalizálási lehetőségeit. Elsődleges célom annak tanulmányozása volt, hogy az eredetileg különálló egységekként összekapcsolt eleveniszapos és biofilm reaktorok hogyan kombinálhatók a hatékonyság és a gazdaságosság egyidejű növelésével. összehasonlító

A

modellezési

eredmények

modellkísérletet

végeztem.

alapján A

telep

folytonos

üzemű

üzemállapotát

laboratóriumi

szennyezőanyag

koncentráció profil mérésekkel ellenőriztem, majd az állapotfelmérés, a laboratóriumi kísérlet és a szimulációs vizsgálatok alapján megtervezett nagyüzemi kísérletben került sor az optimalizálás lehetőségének igazolására.

1

2. Irodalmi áttekintés 2.1. Az eleveniszapos tisztítási technológia alapjai Az eleveniszapos szennyvíztisztítás (ld. 1. ábra) során a tisztítóba kerülő szennyvíz a mechanikai tisztítást és egy általánosan alkalmazott előülepítési lépést követően egy kevert – általában levegőztetett – bioreaktorba kerül, ahol a jelenlevő mikroorganizmusokkal szuszpenziót képez. A reaktorban a mikroflóra elfogyasztja a szubsztrátként hasznosítható anyagokat, mialatt a biomassza tömege növekszik. A reaktorból elfolyó kevert szuszpenzió az utóülepítőbe kerül, ahol viszonylag nagy szárazanyag tartalmú iszapra és tisztított vízre válik szét. Mechanikai tisztítás

Utóülepítő

Előülepítő Bioreaktorok

Tisztított víz

Szilárd szennyezés Nyers Szennyvíz

Iszaprecirkuláció

Fölösiszap elvétel

1. ábra. Eleveniszapos szennyvíztisztító rendszer kapcsolási sémája A tisztított vizet esetenként az utókezelőbe (pl. klórozó) vezetik, ahonnan már visszajuttatható a természetbe. Az utóülepítőben az iszap egy részét elvezetik a rendszerből (fölösiszap), az ún. recirkuláltatott iszapot pedig visszavezetik a reaktorba [1].

2.1.1. Szubsztrát eltávolítás a bioreaktorokban Az eleveniszapban jelenlevő mikroorganizmusok szaporodásához, fenntartásához ill. növekedéséhez szükséges energiát a szennyvíz szubszrátként alkalmazható komponensei szolgáltatják. Mivel az eleveniszap heterogén mikroflórával rendelkezik – jelen vannak benne mind heterotrof, mind autotrof mikroorganizmusok – a szerves és egyes szervetlen (ammónia, nitrát, foszfát) szennyvízkomponensek egyaránt metabolizálódnak. Tápelemek azok a kémiai elemek, amelyek a sejt felépítésében vesznek részt. A makrotápanyagok (C, O, H, N, P, S) a sejtekben viszonylag nagy hányadban vannak jelen, a mikrotápanyagokból (Fe, Mg, Zn, stb.), csak kisebb mennyiségre van szükség. Kézenfekvő, hogy az ideális táptalaj elemösszetételét a fogyasztó mikroorganizmusok genomiálisan meghatározott tápanyagigénye adja meg [1,2].

2

A biológiailag bontható nem mérgező tápanyagokon élő biomassza sejtszaporodási kinetikáját a Monod-egyenlet írja le [2]:

dX =μ⋅X dt

(1)

ahol X a pillanatnyi sejtkoncentráció, μ a fajlagos növekedési sebesség. Az 1. egyenlet állandó μ értékkel, csak a növekedés egy korlátozott szakaszára az ún. exponenciális növekedési fázisra érvényes. Feltéve, hogy az exponenciális növekedési szakasz korlátozott időtartamát az okozza, hogy egy esszenciális szubsztrát (az ún. limitáló szubsztrát) nem áll megfelelő mennyiségben a mikroorganizmusok rendelkezésére, a fajlagos növekedési sebesség értéke a limitáló szubsztrát koncentrációjának függvényében a következőképpen módosul:

μ = μ max ⋅

S KS + S

(2)

ahol μmax a maximális fajlagos növekedési sebesség, S a limitáló szubsztrát koncentrációja, KS az ún. féltelítési állandó (az a szubsztrát koncentráció, amelynél a fajlagos növekedési sebesség a maximális érték fele). Az eleveniszapos szennyvíztisztítás megfelelő működésének alapvető feltétele, hogy a bioreaktorokban történő szubsztrát eltávolítás hatékony legyen. A Monod-egyenlet értelmében a szubsztrát eltávolítás mellett a biomassza tömege növekszik. Az egységnyi szubsztrátfogyásra eső sejttömeg növekedés a hozam (Y) [2]:

dX = −Y dS

(3)

A stacionárius állapot fenntartásának érdekében a termelődött biomassza-hányadot el kell távolítani az eleveniszapos rendszerből, ez az ún. fölösiszap. A fölösiszap kezelése ill. elhelyezése az üzemeltető fontos feladata. Az iszapelvétel meghatározza az ún. iszapkort (SRT - Sludge Retention Time): SRT =

V ⋅X w ⋅ X fölös + Q ⋅ X lebegő

(4)

ahol V a bioreaktor térfogata, X a biomassza koncentrációja a bioreaktorban, w a fölösiszap elvétel térfogatárama és Xfölös a biomassza koncentrációja a fölösiszapban, Q az elfolyó térfogatáram. Az elfolyó szennyvíz lebegőanyag tartalma (Xlebegő) az iszapelvétel üzemeltető szándékától független része, ami magas koncentráció esetén az iszapkort jelentősen csökkentheti.

3

Az iszapkor nagysága meghatározza, hogy mely szervezetek képesek elszaporodni az adott bioreaktorban, ugyanis az SRT reciproka megadja azt a minimális fajlagos növekedési sebességet,

amely

ahhoz

szükséges,

hogy

a

bioreaktorból

ne

mosódjon

ki

a

mikroorganizmus [1,2].

2.1.2. A bioreaktor elrendezés szerepe 2.1.2.1. A reaktortagolás hatása a szubsztrát eltávolítás hatékonyságára A bioreaktorok megfelelő kialakításával a biológiai tisztítás hatásfoka jelentősen intenzifikálható. A reaktorterek megosztásával, anaerob ill. anoxikus zónák beiktatásával az eleveniszapos technológia igen sokoldalú felhasználására nyílik lehetőség. A reaktortervezés alapegyenleteit felhasználva három különböző reaktorelrendezés (CSTR – Completely Stirred Tank Reactor, azaz tökéletesen kevert tartályreaktor, ideális csőreaktor, ill. sorba kapcsolt reaktorok) esetén, S0 befolyó és Se elfolyó koncentráció mellett a következő tartózkodási időket kapjuk [3]:

τ =

(5)

CSTR:

1

(− r )

(S

0

− Se )

s S e

S0

Ideális csőreaktor:(6)

τ =

Se

τ =

(7) Sorba kötött reaktorok: ahol:

rs S0 Se Sei τ

1

∫ (− r )dS n

s

1

∑ (− r ) i =1

(S

e i −1

− Se i

)

s S ei

- a szubsztrát fogyás sebessége - a befolyó szubsztrát koncentráció - az elfolyó szubsztrát koncentráció - az i-edik reaktor elfolyó szubsztrát koncentrációja - tartózkodási idő

Megállapítható tehát, hogy a megfelelő szubsztrát-eltávolítás paramétereivel rendelkező három rendszer közül az ideális csőreaktor igényli a legkisebb tartózkodási időt (ld. 2. ábra) [3]. A gyakorlatban az ideális csőreaktor nem valósítható meg, ezért bioreaktor kaszkádokkal csökkentik a tartózkodási időt. A CSTR tagolása a következő eredményekkel járhat: •

azonos méretű bioreaktorban, azonos befolyó árammal nagyobb hatékonyságú tisztítás valósítható meg,

•

azonos tisztítási hatékonyság mellett, azonos méretű reaktorban nagyobb befolyó vízmennyiség tisztítható,

4

•

azonos minőségű és térfogatáramú tisztítás elvégezhető kisebb össz-reaktortérfogat mellett. Ideális csőreaktor Reaktor kaszkád

CSTR

1/-rs

Se

S0

2. ábra. A megfelelő tisztítási hatékonyság eléréséhez szükséges tartózkodási idők összevetése 2.1.2.2. A szelektoros technológia alapjai A szelektoros rendszerek (ld. 3. ábra) a sorba kapcsolt reaktorok egy fajtájának tekinthetők. Az ilyen technológiáknál a tisztító medencék előtt sorba kötve egy elkülönített tér, az ún. szelektor helyezkedik el.

Befolyó

Szelektor

További

Utóülepítő

bioreaktorok Tisztított víz Iszaprecirkuláció


3. ábra. Szelektoros rendszer kapcsolási sémája Az elkülönített szelektortérben a további bioreaktorok környezeti paramétereitől (tápanyag-koncentráció, oxigén-koncentráció, stb.) eltérő értékeket lehet fenntartani. Ilyen módon bizonyos – egyébként a rendszerből kimosódó, ill. csekély hatékonysággal működő – mikroorganizmusok eleveniszapban való felszaporítása (szelekciója) válik lehetővé. Szelektorok alkalmazásával jelentősen javíthatók az eleveniszap ülepedési tulajdonságai, ill. specifikus tápanyag-eltávolítási technológiák alakíthatók ki [4]. 5

2.2. A biofilmes technológia alapjai A biofilmes vagy kötöttágyas technológiákban a biomassza ún. hordozóhoz kapcsolódva vékony hártyát képez, és ilyen módon immobilizálódik. A biofilmes technológiák közül elsőként az ún. csepegtetőtestet (ld. 4. ábra) alkalmazták kommunális ill. ipari szennyvizek tisztítására. Befolyó

Hordozó

Levegő

Elfolyó

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

6

Elfolyó

Hordozó Levegő (opcionális) Befolyó

5. ábra. Alsó betáplálással üzemelő kötöttágyas bioreaktor sémája A biofilmes rendszerek esetében a technológia hatékonyságát jelentősen befolyásolja, hogy a tisztítandó szennyvíz mekkora felületen érintkezik a hordozóhoz kötött biomasszával, ennek megfelelően a viszonylag nagy fajlagos felülettel rendelkező hordozó anyagok alkalmazása célszerű. A biofilmes rendszerek esetében jelentős különbség az eleveniszapos technológiához képest, hogy a biofilmen belüli transzportfolyamatok ill. a diffúzió jelentősen befolyásolja a technológia működését. A biofilm szerkezetét és a benne kialakuló koncentráció viszonyokat a

6. ábra szemlélteti. A biofilm felszínén lamináris folyadékréteg alakul ki, melyben az anyagtranszportot a diffúzió határozza meg. A biofilm belsejében a koncentráció profilt a diffúzió és a szubsztrát fogyás együtt alakítja ki. A biofilmben steady-state állapot esetén a diffúziós anyagtranszport kiegyensúlyozza a biomassza szubsztrát fogyasztását, ekkor felírható a (8) egyenlet [6]. D

⎛ q S d 2SS = X B ⎜⎜ B S 2 dx ⎝ KS + SS

⎞ ⎟⎟ ⎠

(8)

ahol D a diffúziós állandó, x a hordozó felülettől való távolság a biofilm rétegben, SS a szubsztrát koncentráció, XB az aktív biomassza koncentráció a biofilmben, qB a maximális szubsztrát eliminációs sebesség a biofilmben, KS pedig a szubsztrátra vonatkozó féltelítési állandó.

7

Lamináris folyadékréteg

Hordozó

Szubsztráttal ellátott zóna

Szubsztrát hiányos zóna

Turbulens folyadékfázis Biofilm

S Biofilm

Lamináris folyadékréteg

Turbulens folyadékfázis

S1 S2

S3

<

S1

Szubsztráttal ellátott réteg Szubsztrát hiányos réteg

<

S2

x

S3

6. ábra. A biofilm szerkezete és a benne kialakuló koncentráció viszonyok A 6. ábra alapján megállapítható, hogy a biofilm vastagságától ill. a diffúzió és szubsztrátfogyasztás sebességétől függően a biofilmben uralkodó koncentráció profilnak megfelelően szubsztráttal ellátott ill. szubsztrát hiányos rétegek alakulhatnak ki a biofilmben. Vastag biofilm rétegek esetében, alacsonyabb szubsztrát koncentrációk mellett a biofilmnek nagy hányada válhat szubsztrát hiányossá a hordozó felőli oldalon. A szubsztrát hiányos rétegekben a biokémiai folyamatok eltérnek a technológiában megkívánt folyamatoktól, ill. a szubsztrát hiány következtében kialakuló sejtlízis a biofilm külső rétegét és hordozóhoz való kötődését is károsan

8

befolyásolhatja. Ennek megfelelően ill. az eltömődés nyomán kialakuló rövidzárak elkerülése érdekében az üzemeltetés során a keletkezett többlet biomassza rendszeres eltávolítása, és ezáltal a biofilm ideális vastagságának és átjárhatóságának fenntartása a működés hatékonyságának szempontjából rendkívül fontos [7]. A biofilmes technológiákat különösen előnyösen alkalmazzák olyan esetekben, amikor a tisztítás érdekében lassan szaporodó biomassza fenntartása szükséges (pl. nitrifikáció, toxikus anyagok eltávolítása). Előnye az eleveniszapos rendszerhez képest, hogy a biomassza immobilizálása által a reaktorokban igen nagy (az eleveniszapos rendszerekben jellemzően fennálló iszap tartózkodási időkhöz képest többszörös) biomassza tartózkodási idő alakítható ki.

2.3. A biológiai tápanyag eltávolítás folyamatai 2.3.1. Nitrogén körforgalom a biológiai rendszerekben A szennyvíz nitrogén tartalmának csökkentése rendkívül lényeges a befogadó vízbázis ökológiájának védelme érdekében. Az élővizekbe bocsátott nagymennyiségű nitrogén eutrofizációt okoz, a szabad ammónia pedig már kis koncentrációban (1 mg/l NH4-N – azaz 1 mg/l ammónia formában jelenlévő nitrogén) is letális a halakra [8].

m ilá

A

NO3-

N

Denitrifikáció

N2

itr ifi ió kc

ió

du

c ká

Re

NO2-

Nitrogén fixálás

7. ábra. A nitrogén körforgalma

9

NH3

A ss re zi m d u il kc atí N itr ió v ifi ká ci ó

A

ss zi

z ss

ó ci ká ifi ó on ci m ilá im

ci

m

ó

A

Szerves nitrogén

A biokémiai folyamatok nitrogén körforgalmának alapsémáját a 7. ábra szemlélteti. A szennyező anyagok szerves nitrogén tartalma jellemzően amino csoportokat (-NH2) alkot. Az amino csoportot tartalmazó szerves vegyületek biológiai lebontása során az amino csoport ammóniává konvertálódik az ún. ammonifikációs folyamatokban. Mivel a szennyvízelvezető- és csatornarendszerekben aktív bomlási folyamatok zajlanak, a szennyvíztisztító telepekre bejutó kommunális szennyvíz nitrogén tartalmának túlnyomó része ammónia formájában van jelen. Az eleveniszapban megtalálható baktériumok a nitrogént az ammóniából képesek asszimilálni. Amennyiben a tisztítandó szennyvízben a baktériumok növekedéséhez megfelelő mennyiségű ammónia, vagy szerves nitrogén nem áll rendelkezésre, nitrát vagy nitrit azonban elérhető, a mikroorganizmusok az ún. asszimilatív redukción keresztül a nitrátot ill. nitritet ammóniává konvertálják, amit később asszimilálnak [1]. A kommunális szennyvíz az esetek döntő többségében a sejtszintézishez szükséges mennyiségen túl jelentős mennyiségben tartalmaz többlet ammóniát (ekkor a szennyvíz szén/nitrogén aránya magasabb az ideálisnál). A többlet nitrogén eltávolítása a tisztítási technológiákban a nitrifikáció ill. denitrifikáció útján történik. Megjegyzendő, hogy a nagy ammónia koncentrációjú szennyvizek tisztítása során a nitrogén asszimilációja nagyságrendekkel elmaradhat a nitrifikáció/denitrifikáció folyamatán keresztül eltávolított nitrogén mennyiségéhez képest. Ezek alapján a biológiai nitrogén eltávolítás három alapvető folyamata a következő: •

Ammonifikáció: a lebontási folyamatok során az aminok az ammonifikáción keresztül ammóniává konvertálódnak

•

Nitrifikáció: az aerob autotrof nitrifikáló mikroorganizmusok az ammóniát nitráttá alakítják

•

Denitrifikáció: fakultatív aerob mikroorganizmusok oxigén hiányában a nitrátot nitriten keresztül nitrogén gázzá redukálják.

2.3.2. Nitrifikáció A nitrifikáció alatt azon bioreakciók összességét értjük, melyek során a vízben oldott ammónia végső soron nitráttá oxidálódik, azaz az ammónia-nitrogén (NH4-N) nitrát nitrogénné (NO3-N) konvertálódik [1]. Ezen átalakításra autotrof és heterotrof mikroorganizmusok egyaránt képesek [9]. Annak ellenére azonban, hogy több száz heterotrof mikroorganizmus bizonyult alkalmasnak az ammónia → nitrit konverzióra [10], a természetben – és ezen belül a biológiai szennyvíztisztító rendszerekben – a heterotrof mikroorganizmusok által végzett ammónia → nitrit konverzió elhanyagolható az autotrof nitrifikáció folyamatához viszonyítva [11]. Ennek 10

következtében a biológiai szennyvíztisztító rendszerekben lejátszódó nitrifikációs folyamatokat alapvetően két mikroorganizmus csoport: a Nitrosomonas és a Nitrobacter nemzetségek tevékenységének tulajdonítják (ld. 9-11. egyenletek) [12]. Ennek az elképzelésnek megfelelően az ammónia nitráttá történő konverziója a következőképpen zajlik: NH4+ + 1,5 O2

Nitrosomonas

NO2- 2H+ + H2O + 275 kJ

(9)

NO2- + 0,5 O2

Nitrobacter

NO3- + 75 kJ

(10)

NO3- + 2H+ + H2O + 350 kJ

(11)

NH4+ + 2 O2

Nitrosomonas és Nitrobacter

A nitrifikációt végző mikroorganizmusok autotrofok, azonban bizonyíthatóan képesek szervesanyagokat asszimilálni [8]. Ennek ellenére – mivel az ilyen jellegű szervesanyag felvétel mértéke elhanyagolható – metabolizmusuk leírása során az esetek döntő többségében úgy tekintik, hogy szénforrásként csupán szén-dioxidot használnak, amit a szennyvízben karbonát ionból nyernek. A nitrifikáció folyamata során felszabaduló energia sejtszintézisre fordítódik, mivel azonban mennyisége a szaporodás szükségletéhez képest viszonylag kicsi, a hozam igen alacsony. A nitrifikáció ennek megfelelően csupán kismértékű iszapszaporulatot eredményez. Műveleti szempontból a nitrifikáló mikroorganizmusok legfontosabb tulajdonságai a következők: •

szaporodási sebességük jelentősen kisebb a heterotrof mikroflóra átlagos szaporodási sebességénél

•

aerobok, oxigénigényük igen magas

•

toxikus hatásokkal szemben igen érzékenyek A nitrifikáló mikroorganizmusok e tulajdonságait a nitrifikációs technológiák

megtervezésénél minden esetben szem előtt kell tartani. 2.3.2.1. A nitrifikáló mikroorganizmusok maximális fajlagos szaporodási sebessége A nitrifikáló mikroorganizmusok fajlagos szaporodási sebessége a 2.1.1. fejezetben ismertetett Monod-modellel adható meg. A hőmérsékletfüggésre vonatkozó, szakirodalomban található összefüggéseket az 1. Táblázat ill. a 8. ábra foglalja össze. A 8. ábra alapján megállapítható, hogy a nitrifikáló mikroorganizmusok maximális fajlagos szaporodási sebessége

11

a vonatkozó szakirodalomban – a viszonylag nagy eltérések ellenére – 20 °C hőmérsékleten minden esetben 1 1/d alatt maradt, holott ez az érték heterotrof mikroorganizmusok esetében közelíti 6 1/d értéket. Ennek megfelelően a 2.1.1. fejezetben leírtak alapján kiszámolható, hogy adott hőmérsékleten a nitrifikáló biomassza rendszerben tartásához szükséges minimális iszap tartózkodási idő többszörösen, közel egy nagyságrenddel meghaladja a heterotrof biomasszára vonatkozó értékét. 1. Táblázat. A nitrifikáló mikroorganizmusok szaporodási sebességének hőmérséklet függése Irodalmi hivatkozás

Szaporodási sebesség hőmérséklet függése

Downing and Hopwood [13]

(0,18) e0,12(T-15)

US EPA [14]

(0,47) e0,09(T-15)

Painter and Loveless [15]

(0,18) e0,0729(T-15)

BioWin [16]

(0,9) 1,072(T-20)

2.0 Downing et al. (1964)

1.8

US EPA (1975)

1.6

Painter et al. (1983)

μmax (1/d)

1.4

BioWin (2004)

1.2 1.0 0.8 0.6 0.4 0.2 30

28

26

24

22

20

18

16

14

12

10

0.0 Hőmérséklet (°C)

8. ábra. A nitrifikáló mikroorganizmusok szaporodási sebességének hőmérséklet függése 2.3.2.2. A nitrifikációt befolyásoló tényezők A nitrifikációt végző mikroorganizmusok esetében a 2.1.1. fejezetben ismertetett fajlagos növekedési sebességet (μa) kifejező Monod-egyenlet a következőképpen írható fel [1]:

12

μa = μ A ⋅

S NH SO ⋅ K NH + S NH K OA + S O

(12)

ahol az ammónia koncentráció (SNH) ill. az oxigén koncentráció (SO) limitáló hatását vesszük figyelembe. Megjegyzendő, hogy speciális esetben a szénforrásként hasznosuló széndioxid is limitáló szubsztrát lehet, azonban a szennyvizek karbonát-tartalma az esetek döntő többségében elegendő arra, hogy a nitrifikáló mikroorganizmusok szénforrás igényét fedezze. A nitrifikációt végző mikroorganizmusok szaporodási sebessége jelentősen függ az oldott oxigén koncentrációjától. Az oxigénre vonatkozó féltelítési állandó (KSO) a nitrifikáló mikroorganizmusok esetében 0,4-1,5 mg/l közötti értéket vesz fel [17,18] (számításoknál általánosan alkalmazott értéke 0,75 mg/l [19]), ugyanakkor a heterotrof eleveniszap biomasszára vonatkozó érték általában 0,2 mg/l alatt van. Ebből következően a nitrifikáló biomassza jelentősen érzékenyebb az oldott oxigén hiányra, mint a heterotrof mikroorganizmusok. Nitrosomonas

Nitrobacte r

mg oxidált N/mg TKN

mg oxidált N/mg TKN

0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0,0 6

7

8

9

2,0 1,8 1,6 1,4 1,2 1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 6

pH

7

8

9

pH

9. ábra. A Nitrosomonas és a Nitrobacter metabolikus aktivitásának pH függése A nitrifikáló mikroorganizmusok számára optimális pH érték az irodalom szerint 7,2-8 tartományba esik (ld. 9. ábra), ezen kívül a nitrifikáció igen érzékenyen reagál a pH változásaira [20]. A nitrifikáció a pH-t csökkenti (ld. 9-11. egyenletek), a keletkező nitrit-, ill. főképpen H+ ionok a nitrifikáló baktériumokra gátló hatást fejtenek ki. A rendszer elsavanyodása a szabad széndioxid tartalom (bikarbonát csökkenése), a nitrifikálók szénforrásának csökkenésével is jár. A nagyobb pH értékeknél (> 8,5) a nitrifikálók energia forrása az NH4+ ion részben NH3 formába van jelen és az ammónia a nitrifikálókra mérgező hatást fejt ki. Ennek megfelelően a hatékony nitrifikáció fenntartásához szükséges az adott közeg stabil pH-értékének megfelelő kontrollja.

13

2.3.2.3. A nitrifikációt gátló anyagok szerepe Az ipari eredetű szervesanyagok (Tiourea, allil-tiourea, 8-hidroxi kinolin, fenol és klórfenol származékok, stb.) már kis (akár néhány mg/l-es) koncentrációban jelentősen gátolják a nitrifikációt. Miután a nitrifikációs folyamat jellegzetesen érzékeny a mérgező anyagokra, a kommunális szennyvízzel könnyen érkezhetnek olyan szerves anyagok (olaj-szennyeződés, növényvédőszer, festékmaradék stb.), amelyek gátló hatást fejtenek ki. Nem ritka jelenség, hogy alapvetően kommunális szennyvíztisztító telepen a nitrifikáció sebessége – a hőmérséklet csökkenéstől függetlenül is – jelentősen lecsökken. Ez a jelenség inhibíciós hatásokra vezethető vissza. Az inhibíciós hatás gyakran csak átmenetileg jelentkezik, ill. meghatározott idő alatt a nitrifikáló biomassza adaptálódhat bizonyos toxikus szennyezőkhöz [21], de a nitrifikáció időleges visszaesése is elegendő ahhoz, hogy a telep üzemét megzavarja. A fentiek értelmében nemcsak az ipari, hanem a kommunális szennyvizek esetében is előfordulhat inhibíciós hatás. Ez elsősorban olajszármazékoktól, és háztartási vegyipari termékektől ered. Az esetek nagy részében a nitrifikáció teljes lemérgezéséről nincs szó, csak a folyamat részleges gátlása fordul elő. A nitrifikációt gátló tényezők közül a szerves vegyületek mellett első helyen a Nitrosomonas és a Nitrobacter tevékenységének szabad ammónia és salétromossav (HNO2) által történő inhibíciója említendő. Ezen hatások természetesen erősen pH-függők [22]. 2. Táblázat. Az eleveniszapos nitrifikációt gátló szerves vegyületek [23] Gátló vegyület

75%-os inhibíciót eredményező koncentráció (mg/l)

Aceton Allil-alkohol Allil-izotiocianát Benztiazol diszulfid Széndiszulfid Kloroform o-krezol Di-allil-éter Diguanid 2,4-Dinitrofenol Ditio-oxamid Etanol Guanidin-karbonát Hidrazin 8-Hidroxi-kinolin Merkapto-benztiazol Metilamin-hidroklorid Metil-izotio-cianát Fenol

2000 19,5 1,9 38 35 18 12,8 100 50 460 1,1 2400 16,5 58 72,5 3 150 0,8 5,6

14

Kálium-tiocianát Szkatol Na-metil-ditio-karbamát Tio-acetamid Tio-szemikarbazid Tio-karbamid Trimetil-amin

300 7 0,9 0,53 0,18 0,076(!) 118

Azokat a szerves vegyületeket, amelyek jellegzetesen gátló hatást fejtenek ki a nitrogén oxidációra, a 2. Táblázatban foglalja össze. A felsorolt vegyületek elsősorban a nitrifikáció első lépését, az ammónia oxidációt gátolják, s csupán kevéssé befolyásolják a nitrit oxidáció sebességét. Mivel az utóbbi folyamat inhibitorok jelenléte nélkül is gyorsabb mint az ammónia oxidációja,

a

nitrifikáció

során

a

Nitrosomonas

tevékenysége

az

érzékenyebb,

sebességmeghatározó lépés.

2.3.3. A denitrifikáció A denitrifikáció egy olyan folyamat, melynek során a nitrát, mint terminális elektronakceptor nitrit, nitrogén-monoxid és dinitrogén-oxid köztitermékeken keresztül elemi nitrogénné redukálódik. A klasszikus értelemben tárgyalt és kizárólag prokarióták révén megvalósuló biológiai denitrifikáció alapvető jellemvonása, hogy ennek során a nitrát maga, vagy annak redukciós termékei szerves, vagy néhány esetben szervetlen vegyületek oxidációjához terminális elektron-akceptorként szolgálnak. A denitrifikáció ún. anoxikus körülmények között (oxigén hiányában és nitrát jelenlétében) zajlik hatékonyan, aerob vagy mikroaerofil körülmények között a nagyon ritkán, általában elhanyagolható hányadban jelentkezik anyagcsereútként [1]. 2.3.3.1. A szerves szén szerepe A denitrifikációra képes mikroorganizmusok heterotrofok, szénforrásként valamint energianyerésre tehát szervesanyagot hasznosítanak. Az anoxikus légzési folyamatokban a szervesanyagról, mint elektron donorról az elektronok a légzési traszport-láncon keresztül jutnak a nitrátra ill. nitritre, mint terminális elektron-akceptorokra. A szervesanyag lebontása ennek megfelelően kulcsfontosságú a denitrifikációs folyamatokban, szervesanyag hiányában a sejtek az endogén metabolizmus fázisába lépnek, amely során saját sejtanyagaikat fordítják energiahasznosításra [1].

15

A heterotrof mikroorganizmusok denitrifikáló állapotára felírt Monod-egyenlet, amely figyelembe veszi a szerves szenet és a nitrátot, mint feltételezhetően limitáló szubsztrátokat, valamint az oxigént, mint inhibitort, a következő: ⎛

SS ⎝ KS + SS

μ h = μ H ⎜⎜

⎞⎛ K OH ⎟⎟⎜⎜ ⎠⎝ K OH + S O

⎞⎛ S NO ⎟⎟⎜⎜ ⎠⎝ K NO + S NO

⎞ ⎟⎟η g ⎠

(13)

ahol μh a heterotrof mikroorganizmusok fajlagos növekedési sebessége, μH a maximális fajlagos növekedési sebesség, SS a rendelkezésre álló denitrifikációhoz hasznosítható szénforrás,

KOH a heterotrof mikroorganizmusok oxigénre vonatkoztatott féltelítési állandója (amely jelen esetben inhibíciós koefficiensként funkcionál), SNO a nitrát koncentráció, KNO a nitrátra vonatkozó féltelítési állandó, ηg pedig az anoxikus növekedés korrekciós faktora [19]. Ez utóbbi azért szükséges, mert az adott mikroorganizmus aerob növekedési sebességét redukálja a kisebb mennyiségű kinyerhető energia. Denitrifikációra elsősorban a könnyen biodegradálható szubsztrátok alkalmasak (pl. ecetsav, metanol, etanol). Ezek megfelelő koncentrációjú jelenléte elengedhetetlen a hatékony denitrifikáció kialakításához. A folyamat sztöchiometriájából adódóan a denitrifikáció során 1 mg/l nitrát nitrogén eliminációjához 2,86 mg/l KOI ekvivalens denitrifikációra alkalmas szerves szubsztrát szükséges [24].

2.3.3.2. Az oxigén szerepe A denitrifikáló mikroorganizmusok fakultatívan aerob szervezetek, terminális elektron akceptorként nitrátot és nitritet is felhasználhatnak, amennyiben oxigén nem áll rendelkezésre. Oxigén jelenlétében denitrifikációs folyamatok nem zajlanak, mivel az energianyereség a sejtek számára az aerob folyamatokban jelentősen nagyobb, mint a nitrogén-oxidok redukciójakor, valamint az oxigén gátló hatást fejt ki a denitrifikációban résztvevő enzimekre. Annak ellenére hogy olyan mikroorganizmusokat is azonosítottak, amelyek képesek aerob körülmények között denitrifikálni [25], az oxigén gátló hatása diszperz sejtes kultúrában már 0,1 mg/l oldott oxigén koncentráció mellett is jelentős lehet [11]. Az oxigén denitrifikációs folyamatokra gyakorolt hatása eleveniszapos rendszerek esetén a (14) egyenlettel közelíthető [26,27]:

16

rD = rD ,max

ahol

1 S 1+ O K OInh

(14)

rD a denitrifikációs sebesség adott oldott oxigén koncentráció mellett, rD,max a

denitrifikációs sebesség oxigénmentes környezetben, SO az oldott oxigén koncentráció, KOInh az oxigénre vonatkoztatott inhibíciós állandó. Az anoxikus növekedés oxigénre vonatkoztatott inhibíciós állandóját a szakirodalomban többen egyenlőnek tekintették az aerob növekedés féltelítési állandójával [27], mivel ennek értéke meghatározhatja mind a mikroorganizmus oxigén iránti affinitását, mind a denitrifikációs folyamatok inhibíciójának mértékét. A használt KO2 érték széles intervalluma ismert: 0,38 mg/l [27], 0,5 mg/l [28], 0,2-0,7 mg/l [26]. Megjegyzendő, hogy az eleveniszapos rendszerek esetében a mikroorganizmusok által kialakított flokkulumokban létrejöhet oxigén-gradiens, aminek következtében a flokkulum belső, oxigénmentes részében denitrifikáció játszódhat le.

2.3.4. A biológiai foszfor eltávolítás 2.3.4.1. A biológiai foszfor eltávolítás folyamata A nitrogén mellett a szennyvíztísztítás szempontjából rendkívül lényeges, eutrofizációt okozó elem a foszfor. A biológiai ún. többletfoszfor eltávolítást az anaerob szelektoros rendszerekben

metabolikus

előnyt

élvező

mikroorganizmusok

egy

csoportja,

a

foszforakkumuláló organizmusok (PAO – Phosphorus Accumulating Organisms) végzik, amelyeknek szárazanyagtartalomra vonatkoztatott foszfortartalma a 7%-ot is elérheti (átlagos heterotrof mikroorganizmusok esetén ez az arány csupán 1,5-2%).

17

Oldott, biodegradálható szubsztrátok CO2 + H2O O2

Anaerob fermentációra képes mikroorganizmus

Poli-P Acetát, ill. egyéb fermentációs termékek Poli-P

PHB

PHB

Poli-P

Többletfoszfát

Foszfát

Anaerob szakasz

Aerob szakasz

[PO43-]

Anaerob ill. aerob tartózkodási idő

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

18

könnyen biodegradálható szubsztrátok felvételére. A további kutatások kimutatták, hogy ez a bizonyos baktériumcsoport nagymennyiségű intracelluláris glikogéntartalommal rendelkezik, és hogy anaerob körülmények között ennek a glikogéntartalomnak a hidrolízise biztosítja az energiaszükségletet [31].

Könnyen biodegradálható szerves savak (pl. acetát), cukrok (pl. glükóz) Glikogén

Glikogén

PHA

PHA

Glikogén

Anaerob szakasz

Aerob szakasz Intracelluláris szénhidráttartalom

Intracelluláris PHA tartalom Anaerob ill. aerob tartózkodási idő

11. ábra. A glikogén akkumuláló mikroorganizmusok metabolizmusa A 11. ábrán a glikogén akkumuláló mikroorganizmusok metabolizmusát szemléltettük. Az anaerob tartózkodás során a GAO-k intracelluláris glikogéntartalmuk bontásával energiát nyernek, amit szubsztrátfelvételre ill. a polihidroxialkanoátok (PHA) szintézisére fordítanak. Aerob körülmények közé kerülve a PHA lebontása szolgáltatja a szaporodáshoz és az intracelluláris glikogéntartalom („glycogen-pool“) újraszintéziséhez szükséges energiát. A GAO-k elszaporodása elsősorban tápanyaghiányos (N és/vagy P) rendszerekben jellemző, a biológiai többletfoszfor eltávolítást kompetitíven gátolja. A tápanyaghiány határértékének a szakirodalom [32] a 0,05 N/KOI ill. a 0,01 P/KOI arányokat tekinti.

2.4. A biológiai tápanyag eltávolítás technológiái 2.4.1. Eleveniszapos technológiák 2.4.1.1. Teljesítendő követelmények Az eleveniszapos nitrogén eltávolítási technológiákban a bioreaktor elrendezést oly módon alakítják ki, hogy a megfelelően csatolt aerob terekben hatékonyan lejátszódhasson a befolyó szennyvíz ammónia tartalmának nitrifikációja, a denitrifikáló terekben pedig a nitrifikált 19

szennyvíz nitrát tartalmának denitrifikációja. Az EBPR rendszerek esetében lényeges, hogy foszfor eltávolítására alkalmazott reaktorban ténylegesen anaerob körülmények uralkodjanak, és a megfelelő szénforrás rendelkezésre álljon. A technológia megtervezésénél minden esetben figyelembe kell venni az adott folyamat hatékony lejátszódásához szükséges körülményeket: •

A nitrifikáció hatékony lejátszódásához a megfelelő technológiai egységben az iszapkornak meg kell haladnia a nitrifikáló mikroorganizmusok adott körülmények között fennálló fajlagos szaporodási sebességének reciprokát, ami a heterotrof eleveniszap biomasszához viszonyítva relatíve magas megkívánt iszap tartózkodási időt eredményez.

•

A nitrifikáció oxigénigénye magas, ezért a vonatkozó bioreaktorok levegőztetésének hatékonynak, a reaktorban uralkodó oxigén koncentrációnak magasnak kell lennie.

• A nitrifikáló mikroorganizmusok érzékenyek a toxikus anyagokra, ezért, amennyiben a befolyó szennyvíz jelentősebb mennyiségben tartalmaz ilyen anyagokat, a nitrifikációs teret meg kell előznie egy olyan technológiai egységnek, amellyel a toxikus anyagok koncentrációja a nitrifikáló mikroorganizmusok által tolerálható értékre csökkenthető. •

A denitrifikáció hatékonyságát jelentősen rontja az oldott oxigén jelenléte, ezért az anoxikus reaktor tervezésénél és üzemeltetésénél ügyelni kell arra, hogy a felszínről beoldódó ill. a befolyó szennyvízzel és a recirkuláltatott áramokkal a reaktorba vezetett oldott oxigén ne okozzon oldott oxigén koncentráció emelkedést.

•

Az EBPR rendszerekben az anaerob reaktorba recirkuláltatott oxigén vagy nitrát dús szennyvíz ill. eleveniszap csökkenti a reaktor anaerobitását, és ezáltal a biológiai foszfor elávolítás hatékonyságát.

2.4.1.2. Utó-denitrifikációs technológiák Az utó-denitrifikációs technológiákban a szennyvíz rendszeren való átjutásának irányában a denitrifikáció a nitrifikációt követi, ennek megfelelően a nitrifikáló térben keletkezett nitrát a denitrifikáló térben eliminálódhat. Az ún. elkülönített utó-denitrifikáció (ld. 12. ábra) során az ammóniát nitráttá alakító lépcső és a nitrátot redukáló lépcső elvileg nem keveredik egymással, míg az ún. egyiszapos technológiában (ld. 13. ábra) a mikroflóra váltakozva kerül anoxikus ill. aerob körülmények közé [33]. Pótszénforrás Előülepítő

Köztiülepítő

C-N

DN

Utóülepítő

Iszaprecirkuláció

Iszaprecirkuláció Nyers befolyó szennyvíz

L



20

12. ábra. Elkülönített utó-denitrifikáció Pótszénforrás Előülepítő

C-N

DN

L

Utóülepítő

Iszaprecirkuláció Nyers befolyó szennyvíz


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

21

Nitrát recirkuláció

Előülepítő

DN

Utóülepítő

C-N Iszaprecirkuláció

Nyers befolyó szennyvíz


14. ábra. Az egyiszapos elő-denitrifikáció (MLE technológia) Az elő denitrifikáció alkalmazásával a pótszénforrás adagolása elkerülhető, azonban szem előtt tartandó, hogy csupán a denitrifikáló térbe recirkuláltatott nitrát denitrifikálható, ennek megfelelően a nitrogén-eltávolítás maximális hatékonyságát megszabja az iszaprecirkuláció ill. a nitrát recirkuláció aránya. Ennek kiküszöbölésére az ún. kombinált elő-utó denitrifikációt alkalmazzák, ahol a nitrát jelentős részét elődenitrifikáció útján, a befolyó szennyvíz szénforrásával távolítják el, a maradékot pótszénforrással, vagy endogén módon egy utó denitrifikáló térben (ld. 15. ábra) [35]. Előülepítő

DN

C-N

DN


Utóülepítő

L Iszaprecirkuláció



15. ábra. Kombinált elő- utó-denitrifikáló technológia A

nitrogén-eltávolítási

technológiák

üzemeltetési

szempontból

kedvező

volta

nagymértékben függ attól, hogy a nitrát milyen mértékben képes kiváltani a levegő oxigénjét a szervesanyag lebontásánál. Az elő-denitrifikáló térben anoxikus módon eltávolított szervesanyag tehát egyfelől a levegőztetési költséget csökkenti, másfelől az utó-denitrifikáció pót-szénforrás igényét váltja ki. 2.4.1.4. Kombinált biológiai nitrogén és foszfor eltávolítás A kombinált nitrogén és foszfor eltávolításra alkalmas rendszerek anaerob, anoxikus és aerob reaktorokat egyaránt tartalmaznak. A 16. ábrán az egyik leggyakrabban alkalmazott ún. UCT technológiát ábrázoltuk [36,37]. Ebben a technológiában mind a nitrát recirkuláció, mind az

22

iszaprecirkuláció a második (anoxikus) medencébe irányul, és az anoxikus medence elfolyójának meghatározott hányada van visszavezetve az anaerob medencébe. Így elkerülhető a nitrát anaerob medencébe való visszavezetése, és így annak anoxikussá válásával a foszfor eltávolítás leromlása. Megjegyzendő, hogy a kombinált biológiai nitrogén és foszfor eltávolítási technológiában megfelelő mennyiségű denitrifikációra ill. foszfor eltávolításra alkalmas szénforrás kell hogy rendelkezésre álljon a befolyó szennyvízben, hogy mindkét biológiai folyamat megfelelő hatékonysággal végbe menjen.

Előülepítő

ANA

DN

Utóülepítő

L Iszaprecirkuláció



16. ábra. Az UCT technológia

2.4.2. Alacsony iszapkorral üzemelő speciális nitrifikációs technológiák Az esetek döntő többségében az eleveniszapos nitrifikáció korlátozó tényezője lehet a kívánt magas iszapkor. A nitrifikáló mikroorganizmusok szakirodalomban megadott [15] maximális fajlagos növekedési sebessége alapján kiszámított minimálisan szükséges iszapkort a hőmérséklet függvényében a 17. ábra szemlélteti. Megjegyzendő, hogy – mivel a maximális fajlagos növekedési sebességből kiindulva számítottuk az adatokat – valós esetben a limitáló tényezők (pl. oldott oxigén koncentráció, pH, toxikus komponensek – ld. 2.3.2.2. és 2.3.2.3. fejezetek) következtében a szükséges iszapkor az ábrázoltnak többszöröse lehet.

23

12.0

Minimális SRT (d)

10.0 8.0 6.0 4.0 2.0

30

28

26

24

22

20

18

16

14

12

10

0.0 Hőmérséklet (°C)

17. ábra. A nitrifikáló mikroorganizmusok rendszerben tartásához szükséges maximális fajlagos növekedési sebesség alapján számított minimális iszapkor A magas iszapkor fenntartása nagy térfogati ill. szennyezőanyag terheléssel üzemelő szennyvíztisztító rendszerek esetében igen nagy reaktor térfogatot igényel ill. üzemeltetési problémákat (pl. ülepítési nehézségek nagy iszapkoncentrációk esetén) okozhat. Ilyenkor a nitrifikációhoz szükséges iszapkor csökkentése vezethet hatékony nitrifikációhoz. A nitrifikációhoz szükséges iszapkor csökkentésének hatékony módja, ha az eleveniszapos

rendszerbe

egy

másik

technológiai

egységből

származó

nitrifikáló

mikroorganizmusokat táplálunk be, azaz a rendszert beoltjuk. 2.4.2.1. A BABE® technológia A BABE (Bio-Augmentation Batch Enhanced) technológiában a recirkuláltatott iszap egy részét a levegőztetett BABE reaktorba vezetik (ld. 18. ábra), amelyben relatíve magas hőmérsékleten (~30°C), az iszapkezelésből származó magas ammónia tartalmú csurgalékvíz, mint ammóniaforrás bekeverésével nitrifikáló mikroorganizmusokat szaporítanak el [38]. A nitrifikáló mikroorganizmusokban felszaporított biomassza visszakerül az iszaprecirkulációba, majd azzal együtt az eleveniszapos reaktorokba, csökkentve ezzel a nitrifikációhoz szükséges fenntartandó iszapkort. A beoltás hatékonyságát azonban jelentősen befolyásolhatja a hőmérséklet különbség a BABE-reaktor ill. az eleveniszapos rendszer között.

24

Előülepítő

Utóülepítő

Eleveniszapos reaktorok Iszaprecirkuláció


BABE reaktor

Iszapkezelés és víztelenítés Fölösiszap elvétel

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

Utóülepítő

Eleveniszapos reaktorok Iszaprecirkuláció


Regenerációs zóna

Iszapkezelés és víztelenítés Fölösiszap elvétel

19. ábra. Regenerációs zónát tartalmazó technológia

25

2.4.2.3. Együttesen alkalmazott eleveniszapos-biofilmes technológiák Az általános szennyvíztisztítási gyakorlatban a biofilmes egységek és az eleveniszapos

technológia

együttes

alkalmazásának

célja,

hogy

az

eleveniszapos

rendszerekben nem, vagy csak részlegesen elérhető nitrifikációt a biofilmes egységben valósítsák meg. Amennyiben nitrifikáció megfelelő mértékben lejátszódik a biofilmes egységen, az eleveniszapos rendszerben lehetőség van az iszapkor drasztikus csökkentésére, mivel a nitrifikáció által megkövetelt magas iszapkort nem szükséges fenntartani. Lehetséges megvalósítása az ilyen technológiáknak, ha csepegtetőtestet csatolnak az eleveniszapos reaktorok elé (ld. 20. ábra) [40]. A 21. ábrán vázolt technológiában a csepegtetőtest egy kombinált N és P eltávolításra alkalmas rendszerben a foszfor eltávolításra alkalmas anaerob (ANA) egység és a denitrifikációt végző reaktorok (DN) közé csatolt külső nitrifikáló egységként üzemel [41]. Kötöttágyas technológiák alkalmazása utó-nitrifikációs és denitrifikációs egységként szintén elterjedt [42]. Előülepítő

Eleveniszapos reaktorok

Köztiülepítő

Csepegtetőtest

Biofilmen keletkezett biomassza eltávolítása


Utóülepítő

Iszaprecirkuláció

20. ábra. Csepegtető test alkalmazása elő-nitrifikációra

Köztiülepítő

Biofilmen keletkezett biomassza eltávolítása

Köztiülepítő

Csepegtetőtest


Előülepítő

ANA

DN

Utóülepítő

21. ábra. Csepegtető test alkalmazása köztes nitrifikációs egységként A korábbiakban felsorolt, szakirodalom által tárgyalt ill. általánosan alkalmazott rendszerek közös vonása, hogy a biofilmes egységet és az eleveniszapos reaktorokat külön egységként kezelik. Annak érdekében, hogy az eleveniszapos rendszert ne terhelje, a biofilmes

26

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

27

2.5. Eleveniszapos és biofilmes rendszerek modellezése 2.5.1. Az Activated Sludge Model No.1 (ASM1) modellrendszer 1985-ben az IAWPRC (International Association on Water Pollution Research and Control) létrehozott egy nemzetközi szakértői csoportot azzal a céllal, hogy egy egységes modellt dolgozzanak ki az eleveniszapos rendszerek leírására, mely a szennyvíztisztító telepek tervezésében és üzemeltetésében egyaránt segítséget nyújt. Az ASM1 modell [19] az eleveniszapban lejátszódó szén és nitrogéneltávolítás folyamatait írja le. Alkalmazásával a korábbi „ökölszabályokon alapuló tervezést” fölváltotta a tisztítandó szennyvíz minőségét megfelelőképpen figyelembe vevő, hatékonyabb, modellezés segítségével optimalizált tervezés. Az ASM1 modellrendszer biológiai lebonthatóságuk szerint a szennyvíz felhasználható szervesanyagait két típusba sorolja (könnyen ill. nehezen biodegradálható szubsztrátokra). Így 13 komponens figyelembe vételével 8 folyamatot ír le, és ehhez 5 sztöhiometriai és 15 kinetikai paramétert használ. 2.5.1.1. Az ASM1 által modellezett folyamatok A modell a szervesanyag- és a nitrogéneltávolítás (nitrifikáció, denitrifikáció) leírására terjed ki. Ilyen módon a következő folyamatokat veszi figyelembe: 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8.

heterotrof mikroorganizmusok aerob növekedése heterotrof mikroorganizmusok anoxikus növekedése autotrof mikroorganizmusok aerob növekedése heterotrof mikroorganizmusok sejtpusztulása autotrof mikroorganizmusok sejtpusztulása oldható, szerves nitrogén ammonifikációja biomasszához kötött szervesanyag hidrolízise biomasszához kötött szerves nitrogén hidrolízise

2.5.1.2. A modellben szereplő komponensek és kinetikai paraméterek Az ASM1 modellben használt komponensek szimbólumait illetve ezek definícióit a 3. Táblázatban foglaltuk össze. A befolyó szerves anyag KOI tartalmát frakciókra bontva lehet a modellbe betáplálni. A befolyó szennyvíz szervesanyag frakcióinak részletesebb meghatározása a következő: •

XI: Inert szuszpendált szerves anyagok [mg/l KOI]. A befolyó vízben levő nem biodegradálható lebegő, szerves anyagok, amelyek az iszapkor és a hidraulikai tartózkodási idő arányában dúsulnak fel a reaktorban. Csak az iszapelvétellel távolíthatók el a rendszerből. 28

•

XS: Biológiailag nehezen bontható szerves anyag [mg/l KOI]. Lebegő és nagy molekulasúlyú anyagok, melyek extracellulárisan hidrolizálhatók könnyen biodegradálható anyagokká. A hidrolízis sebessége lassabb a felvétel sebességénél.

•

SI: Inert oldott szerves anyagok [mg/l KOI]. A befolyó szennyvízben levő, nem biodegradálható oldott, szerves anyagok, melyek az elfolyóval távoznak.

•

SS: Biológiailag könnyen bontható szerves anyag [mg/l KOI]. Oldott szerves szubsztrát, amely az életfolyamatok fenntartásához és a sejtszintézishez közvetlenül felhasználható a heterotrof biomassza számára. 3. Táblázat. Az ASM1 modellrendszerben használt komponensek Jel

Definíció

Mértékegység

XI XS SI SS XBH XBA XP SO SNO SNH SND XND SALK

Inert szervesanyag Nehezen biodegradálható szervesanyag Oldott inert szervesanyag Oldott könnyen biodegradálható szervesanyag Aktív heterotrof biomassza Aktív autotrof biomassza Biomassza bomlásából származó sejttörmelék Oldott oxigén Nitrát és nitrit nitrogén Ammónia és ammónium nitrogén Oldott biodegradálható szerves nitrogén Nehezen biodegradálható szerves nitrogén Alkalinitás

mg KOI/l mg KOI/l mg KOI/l mg KOI/l mg KOI/l mg KOI/l mg KOI/l mg KOI/l mg N/l mg N/l mg N/l mg N/l mol CaCO3 /l

A felsorolt paraméterek együttesen adják ki a KOI gyűjtőparaméter értékét. A modell az egyes frakciókat megkülönbözteti fizikai állapotuk szerint (oldott – S, nem oldott – X), valamint biológiai hozzáférhetőségük szempontjából (inert – I, szubsztrátként felhasználható –

S).

Megjegyzendő, hogy a biomassza mennyisége is szervesanyag formában, KOI-ban van megadva. A nitrogénre vonatkozó komponensek: az ammónia ill. a nitrát/nitrit (nitrogénben megadva) valamint szervesanyagokhoz kötött nitrogén oldott ill. nem oldott, nehezen biodegradálható frakcióban.

29

4. Táblázat. Az ASM1-es modellrendszer sztöchiometriai mátrixa

6 7

8

5 XB,H

−

1 YH

1

−

1 YH

1

Autotrofok aerob növekedése

6 XB,A

7 XP

−

1-fP

-1 -1

1-fP

9 SNO

1 − YH YH

−

10 SNH

11 SND

12 XND

13 SALK

−

-iXB

−

1

Heterotrofok pusztulása Autotrofok pusztulása Oldott szerves nitrogén ammonifikációja Nehezen biodegradálható szerves anyag hidrolízise

8 SO

4,57 − YA YA

1 − YH 2,86 ⋅ YH

1 YA

−

-iXB

− i XB −

1 YA

Folyamat sebessége, ρi, [ML-3T-1]

⎞ ⎞⎛ SO ⎟⎟ X BH ⎟⎟⎜⎜ K S + O ⎠ ⎠⎝ OH ⎛ S S ⎞⎛ K OH ⎞ ⎟⎟⎜⎜ ⎟⎟ ⋅ μ H ⎜⎜ ⎝ K S + SO ⎠⎝ K OH + SO ⎠ ⎛

SS K ⎝ S + SO

i XB 14

μ H ⎜⎜

i 1 − YH − XB 2,86 ⋅ YH 14

−

⎛ ⎞ S NO ⎟⎟η g X BA ⋅ ⎜⎜ + K S NO ⎠ ⎝ NO ⎛ ⎞⎛ SO ⎞ S NH ⎟⎟⎜⎜ ⎟⎟ X BA μ A ⎜⎜ ⎝ K NH + S NH ⎠⎝ K OA + SO ⎠

i XB 1 − 14 7 ⋅ Y A

fP

iXB-fPiXP

bHXBH

fP

iXB-fPiXP

bAXBA

1

1 14

-1

kASNDXBH

kh 1

-1

Nehezen biodegradálható szervesanyaghoz kötött szerves nitrogén hidrolízise

Az adott komponensre vonatkozó konverziós ráta [ML-3T-1]

1

-1

Biomassza szétesésből keletk. lebegőanyag [M(KOI)L-3] Oxigén (negatív KOI) [M(KOI)L-3]

Aktív autotrof biomassza [M(KOI)L-3]

Aktív heterotrof biomassza [M(KOI)L-3]

Nehezen biodegradálható szervesanyag [M(KOI)L-3]

Inert lebegőanyag [M(KOI)L-3]

j

Könnyen biodegradálható szervesanyag [M(KOI)L-3]

⎛ K OH ⎞ ⎟⎟ + η H ⎜⎜ ⎝ K OH + S O ⎠ ρ7(XND/XS)

ri = ∑ν ij ρi

Oldott inert szervesanyag [M(KOI)L-3]

X S / X BH ⋅ K X + ( X S / X BH )

⎡⎛ SO ⋅ ⎢⎜⎜ ⎣⎝ K OH + S O

Alkalitás – moláris egység

5

4 XS

Nehezen biodegradálható szerves anyaghoz kötött nitrogén [M(N)L-3]

4

3 XI

Ammónia nitrogén [M(N)L-3]

3

Heterotrofok anoxikus növekedése

2 SS

Nitrát és nitrit nitrogén [M(N)L-3]

2

1 SI

Könnyen biod. szerves a.hoz kötött N [M(N)L-3]

Komponensek→ j i Folyamatok↓ 1 Heterotrofok aerob növekedése

⎞⎛ S NO ⎟⎟⎜⎜ ⎠⎝ K NO + S NO

⎞⎤ ⎟⎟⎥ X BH ⎠⎦

2.5.1.3. Az ASM1 matematikai alapjai Az ASM1-es modellrendszer a modellezett folyamatokat egy 8 egyenletet tartalmazó differenciálegyenlet-rendszerrel írja le, melyet mátrix formátumban szemléltettünk a 4. Táblázatban [19]. A táblázat jobb szélső oszlopában szerepelnek a kinetikai egyenletek, amelyek a mikroorganizmusok szaporodását Monod-típusú összefüggésekkel írják le, a mikroba pusztulás pedig elsőrendű (lineáris) kinetikával van modellezve. Az egyes komponensek mennyiségének teljes folyamatbeli változását a mátrixban szereplő vonatkozó együtthatóval szorzott kinetikai egyenletek összege adja. A biokémiai folyamatok leírásához szükséges megadni sztöchiometriai paramétereket, valamint az adott hőmérsékletre vonatkoztatott kinetikai paramétereket (ld. 5. Táblázat). 5. Táblázat. Kommunális szennyvíz jellemző paraméter értékei 20°C-on és semleges pH-n Jelölés YH fP iXB iXD YA μH KS KOH KNO bH ηg ηh ka kh KX μA KNH KOA bA

Definíció

Mértékegység

Sztöchiometriai koefficiensek Heterotrof biomassza hozam mg KOI/ mg KOI Nehezen biodegradálható biomassza frakció mg KOI/ mg KOI Biomassza nitrogén tartalma mg N/ mg KOI Biomassza nitrogén tartalma lízist követően mg N/ mg KOI Autotrof biomassza hozam mg KOI/ mg N Kinetikai paraméterek Maximális fajlagos növekedési sebesség, heterotrof h–1 biomasszára Szubsztrát féltelítési állandó heterotrof biomasszára mg KOI /l Oxigén féltelítési állandó heterotrof biomasszára mg O2/l Nitrát féltelítési állandó heterotrof biomasszára mg N/l Heterotrof mikroorganizmusok pusztulási koefficiense h–1 dimenzió nélküli μH korrekciós faktora anoxikus környezet esetén Hidrolízis korrekciós faktora anoxikus környezet esetén dimenzió nélküli Ammonifikációs arány l/(mg KOI*h) Maximális fajlagos hidrolízis arány mg KOI/ (mg KOI*h) Nehezen biodegradálható szubsztrát hidrolízisének mg KOI/ mg KOI féltelítési állandója Maximális fajlagos növekedési sebesség, autotrof h–1 biomasszára Ammónia féltelítési állandó autotrof biomasszára mg N/l Oxigén féltelítési állandó autotrof biomasszára mg O2/l Autotrof mikroorganizmusok pusztulási koefficiense h–1

31

Érték 0,60 0,08 0,086 0,06 0,24 0,25 20 0,10 0,20 0,017 0,8 0,4 0,0067 0,092 0,15 0,032 1,0 0,75 0,004

2.6. Biofilmes rendszerek modellezése A biofilmes rendszerekben a szubsztrát diffúzióval jut el a mikroorganizmusokhoz. Mivel a diffúziós anyagtranszport sebessége összemérhető a szubsztrátfogyasztás sebességével, a biofilmek modellezése a transzportfolyamatok és a bioreakciók kombinált leírásával lehetséges. A biofilmben lejátszódó folyamatok pszeudoanalitikus megközelítése a vonatkozó transzportfolyamatokat ill. bioreakciókat leíró differenciálegyenletek numerikus megoldásából adódó egyszerűsített egyenleteket alkalmazza [45,46]. A pszeudoanalitikus módszer a következő differenciálegyenleteken ill. kezdeti feltételeken alapszik: D

⎛ q S d 2SS − X B ⎜⎜ B S 2 dx ⎝ KS + SS

(16)

L ⎡Y ⋅ q ⋅ S ⎤ dL = ∫ ⎢ B B S − (bB + bD )⎥ dx dt 0 ⎣ K S + S S ⎦

(17)

dS S dx

S SF = S SS +

JS SSF SSS kL

(15)

dS S = 0 ha x = 0 dx

JS = D

ahol: D x SS XB qB KS L YB bB bD

⎞ ⎟⎟ = 0 ⎠

(18) x=L

JS kL

(19)

– a diffúziós állandó – a hordozó felülettől való távolság a biofilm rétegben – a szubsztrát koncentráció, – az aktív biomassza koncentráció a biofilmben, – a maximális szubsztrát eliminációs sebesség a biofilmben, – a szubsztrátra vonatkozó féltelítési állandó, – a biofilm vastagsága, – a biofilmet alkotó biomassza hozam értéke, – a biomassza pusztulási koefficiense, – a biofilm fizikális hatásokra bekövetkező eróziójából adódó veszteséget reprezentáló koefficiens (értéke elsősorban a biofilmmel érintkező folyadékfázis hidrodinamikai tulajdonságaitól függ) [47] – a biofilmbe irányuló szubsztrát fluxus – a folyadékfázisban uralkodó szubsztrát koncentráció – a szubsztrát koncentráció a biofilm határfelületén – a folyadék fázis anyagátadási együtthatója 32

A megközelítés feltételezi, hogy a diffúziós anyagtranszport és a szubsztrátfogyasztás eredője zérus, ennek megfelelően a pszeudoanalitikus módszer steady state állapot leírására alkalmas, a tranziens állapot modellezése nem lehetséges vele. A modell a filmvastagság változását a biomassza szubsztrátfogyasztása alapján kiszámítható növekményének, és a pusztulás ill. lemosódás negatív hatásának eredőjeként adja meg. A pszeudoanalitikus megközelítés jelentősége, hogy segítségével relatíve egyszerű módon meghatározható a steady-state állapotú biofilm vastagsága ill. a vonatkozó szubsztrát koncentráció a folyadék fázisban. A biofilm steady-state állapotában a biomassza növekedését kompenzálja a pusztulás ill. a külső fizikai hatások által kiváltott lemosódás. Ebben az esetben heterotrof mikroorganizmusokból álló biofilmre felírható: Lf =

J S YH (bH + bD ) X BH

(20)

Fontos jellemzője a steady-state biofilmnek az a minimális szubsztrát koncentráció (Smin), aminél kisebb szubsztrát koncentrációk esetén a biofilm növekedés nem kompenzálja a pusztulás ill. lemosódás hatását, azaz a biofilm elvékonyodik, majd lemosódik a hordozóról [48]: S min =

K S (bH − bD ) YH ⋅ q H − (bH + bD )

(21)

A biofilmek mind fizikai mind mikrobiológiai szempontból összetettek, matematikai modellezésük ezért rendkívül bonyolult, ill. csak speciális körülményeket feltételezve, megközelítés

szigorú

megkötésekkel

leegyszerűsíti

a

lehetséges.

modellezés

Az

ismertetett

matematikáját,

bizonyos

pszeudoanalitikus paramétereinek

meghatározása azonban nehézkes, a modell gyakorlati alkalmazása pedig korlátozott.

33

3. A Délpesti Szennyvíztisztító Telep technológiája A Délpesti Szennyvíztisztító Telep, Budapest első szennyvíztisztító telepe, 1966-ban épült 30 000 m3/nap befolyó kapacitásra tervezve. Fizikai előkezelést követő nagyterhelésű eleveniszapos technológiájában az iszaptartózkodási idő 2-3 nap volt. A két párhuzamos tisztítási ágban 8-8 párhuzamosan kapcsolt eleveniszapos medence működött. A ’80-as évek elején a telepet felújították, és a korábbi két ág mellé négy további eleveniszapos ágat létesítettek. A BME Mezőgazdasági Kémiai Technológia Tanszékének kutatási eredményei alapján a 8-8 reaktor párhuzamos elrendezését sorossá alakították, a reaktorsorok első két tagját pedig kevert, nem levegőztetett reaktorrá konvertálták. Az iszapülepedés és a szervesanyag eltávolítás az átalakítás hatására jelentősen javult, nitrifikáció a telepen azonban csak ritkán (általában a nyári hónapokban) és instabil módon zajlott [49]. A Délpesti Szennyvíztisztító Telep a tisztított vizet az érzékeny befogadónak minősülő Ráckevei-Soroksári Dunaágba bocsátja, ezért az élővíz ökológiája védelmében hatékony nitrogén és foszfor eltávolításra volt szükség. Ennek jegyében 1998-ban tendert írtak ki a telep 120 000 m3/d-ra történő kapacitás növelését ill. a hatékony nitrogén és foszfor eltávolítást célozva. A tenderkiírásban szereplő határértékeket a 6. Táblázat foglalja össze. 6. Táblázat. Az 1998-ban kiírt tenderben szereplő határértékek Koncentráció paraméter

Határérték (mg/l)

KOI

50

TN (teljes nitrogén)

10

TP (teljes foszfor)

1

Tekintettel a műtárgyak elhelyezéséhez rendelkezésre álló szűk területre, valamint a szigorú határértékekre, a tenderkiírásnak az eleveniszapos egységet követő biofilmes nitrifikációt és denitrifikációt megvalósító kötöttágyas, BIOFOR utókezelő egység felelt meg. Az eredeti elképzelés teljesen levegőztetett eleveniszapos ágat, és egy azt követő, nitrifikáló és denitrifikáló szűrőrendszert tartalmazott, kialakítva a jelenlegi technológiát (ld. 22. ábra). A Délpesti Szennyvíztisztító Telepen a szennyvizet fizikai tisztító egységeket (rács, homokfogó) követően három párhuzamosan kapcsolt előülepítőre vezetik. Az előülepített szennyvíz előülepítőnként két-két párhuzamosan kapcsolt eleveniszapos ágra kerül. Mind a hat eleveniszapos ág 8-8 sorosan kapcsolt eleveniszapos medencét tartalmaz. Az első négy 34

eleveniszapos medence alternatívan levegőztethető ill. keverhető, a jelenlegi üzemmenetben az első két medence kevert, a követő medencék levegőztetettek. Az eleveniszapot az utóülepítőkben választják el a tisztított víztől, az utóülepítőből iszaprecirkuláció irányul az első anoxikus medencébe, a fölösiszapot az előülepítőn keresztül a nyersiszappal együtt távolítják el a rendszerből. Az utóülepítőkről elfolyó vizet a BIOFOR típusú kötöttágyas nitrifikáló-denitrifikáló bioszűrő egységre vezetik (ld. részletezve 23. ábra). A nitrifikáló egység (továbbiakban N-szűrő) 10 db kötöttágyas nitrifikáló reaktort tartalmaz, amiből az üzemeltetési körülményektől függően jelenleg hatot vagy hetet működtetnek. A nitrifikált víz egy részét az ún. mosóvíz-medencébe vezetik, amelyből nitrifikált víz recirkuláltatható az eleveniszapos rendszer első anoxikus reaktorába ill. elvégezhető a fölös biomassza felületről való leöblítése. A nitrifikált víz másik hányadát az ún. koaguláltató medencébe vezetik, ahol a denitrifikációhoz szükséges pótszénforrásként alkalmazott metanol hozzáadása történik. A denitrifikáló egység (továbbiakban DN-szűrő) 6 db denitrifikáló kötöttágyas reaktort tartalmaz, melyekből jelenleg 4-5-öt üzemeltetnek. A denitrifikált víz a klórozóba, majd onnan a befogadó Ráckevei-Soroksári Dunaágba kerül. Az N- és DN szűrőkön keletkezett biomassza eltávolítását az ún. visszamosással végzik. Ennek során a mosóvíz medencében gyűjtött nitrifikált vizet erős levegőztetés mellett nagy térfogatárammal átáramoltatják a szűrőegységeken. Az eltávolított biomasszát az öblített zagyvíz tárolóba vezetik, ahonnan a nitrifikált víz recirkulációs áramához csatolva az eleveniszapos egység első anoxikus reaktorába juttatják vissza. A foszfor megfelelő eltávolítása érdekében a rendszer különböző pontjain (az előülepítőben, a recirkuláltatott iszapban és a koagulációs medencében vas(III)szulfát adagolható.

35

Nyersiszap + fölösiszap eltávolítása

Tisztított elfolyó víz

Előülepítő

Előülepítő

Előülepítő


N-szűrő visszamosás


Nitrifikáló szűrő


NO3 recirkuláció


DN-szűrő visszamosás


Denitrifikáló szűrő


Metanol adagolás

Klórozó

Utóülepítő

Utóülepítő

Utóülepítő

Utóülepítő

Utóülepítő

Utóülepítő

1-2. ÁG

3-4. ÁG

5-6. ÁG

22. ábra. A Délpesti Szennyvíztisztító Telep technológiájának sémája

Homokfogó

Rács

Befolyó nyers szennyvíz

Denitrifikáló szűrők

Nitrifikáló szűrők MeOH

Koag. 2. med.

Fe Mosó víz medence

Öblítő zagyvíz medenc

NO3 recirkuláció

Visszamosó víz

Klórózóra

Eleveniszapos rendszerre

Utóülepítőről elfolyó víz

Koag. 1. med.

Fe

23. ábra. A BIOFOR® egység technológiai vázlata

4. A kutatás célja A Délpesti Szennyvíztisztító Telepen létrehozott technológia – hasonlóképpen más külföldön üzemelő megoldásokhoz – egy nagyterhelésű eleveniszapos rendszer kötöttágyas bioreaktorokkal való kiegészítése a hatékonyság növelése érdekében. Ezek az egységek az eredeti elképzelés szerint egymás után, szerves kapcsolat nélkül üzemelnének. Az eleveniszapos egység alapvető szerepe a szennyvíz szervesanyag eltávolítása, a nitrifikáló szűrőé az ammónia nitráttá konvertálása, a denitrifikáló szűrőé pedig a nitrát nitrogén gázzá alakítása lenne metanol felhasználásával. A tendertárgyalások során a BME Mezőgazdasági Kémiai Technológia Tanszéke javasolta azt, hogy az eredetileg teljesen levegőztetett eleveniszapos rendszer elején nyíljon lehetőség a nitrifikáló szűrőről recirkuláltatott nitrát denitrifikálására a szennyvíz szénforrásának felhasználásával. Ennek előnyei a következők: •

A DN-szűrőn alkalmazott metanol pótszénforrás helyett a recirkuláltatott nitrát mennyiség eleveniszapos denitrifikációja során a befolyó szennyvíz szennyezőanyag tartalma hasznosul szénforrásként.

•

Az anoxikus medencében a denitrifikálódó nitrát elektron akceptorként hasznosul, és ezáltal a levegőztetett medencékben zajló aerob szervesanyag-eltávolításból ekvivalens mennyiségű oxigént vált ki.

•

A denitrifikáló szűrőre jutó nitrát terhelés ill. ezáltal a telepi elfolyó nem denitrifikált nitrát hányad is csökken.

•

A beadagolandó metanol mennyiség abszolút csökkenése révén az esetleges túladagolásból adódó telepi elfolyó KOI növekedés visszafogható. A telep üzemeltetése során tehát arra kell törekedni, hogy az eleveniszapos denitrifikáló

kapacitás minél nagyobb mértékben ki legyen használva. A hatékonyság és a gazdaságosság ilyen irányú növelésének azonban határt szab az eleveniszapos előülepítők szűk kapacitása. A kutatás során célom annak tanulmányozása volt, hogy az eredetileg különálló egységként összekapcsolt eleveniszapos és biofilm reaktorok hogyan kombinálhatók a hatékonyság és a gazdaságosság egyidejű növelésével. Ennek megvalósítására a nitrifikáló szűrőről visszavezetett nitrát recirkuláció növelése mellett, azon túlmenően, és feltétlenül előnyösebben, az eleveniszapos rendszerben történő nitrifikáció által kínálkozott lehetőség. Amennyiben nitrifikáció zajlik az

37

eleveniszapos rendszerben, az iszaprecirkuláció segítségével az anoxikus reaktorokba nitrátot lehet recirkuláltatni az utóülepítő felületi terhelésének növelése nélkül. A Délpesti Szennyvíztisztító Telepen uralkodó alacsony (2-2,5 napos) iszapkor azonban nem kedvez a nitrifikációnak. Feltételeztük ugyanakkor, hogy az N-szűrőről az eleveniszapos rendszerbe recirkuláltatott autotrof biomassza beolthatja nitrifikáló mikroorganizmusokkal az eleveniszapos rendszert, elősegítve ezzel a nitrifikációt. Az eleveniszapos és a biofilmes technológia ilyen módon történő kombinációját mindeddig a nemzetközi gyakorlatban sehol sem alkalmazták, sőt a rendszer ilyen üzemeltetése sok esetben kifejezetten ellenjavallt volt az üzemmenet feltételezett bizonytalansága miatt. A károsnak gondolt, az eleveniszapos rendszert feleslegesen terhelő visszamosott lebegőanyag kivételére ennek megfelelően ülepítő ill. szűrő egységek szolgálnak a különböző szabadalmaztatott eljárásokban. A kutatást a következő lépésekben végeztem el: •

Annak megítélésére, hogy az üzemmenet optimalizálásának különböző lehetőségei milyen hatékonyságnövelési potenciállal rendelkeznek, matematikai modellt fejlesztettem ki az eleveniszapos és biofilmes rendszerekben lejátszódó biológiai folyamatok, valamint a két technológia közti kölcsönhatások leírására.

•

A kifejlesztett matematikai modell segítségével a telepi eredmények felhasználásával szimulációs számításokat végeztem annak felderítésére, hogy a befolyó szennyvíz alkalmas-e többlet nitrát eltávolításra. A modell segítségével szimuláltam a nitrát recirkuláció elfolyó szennyvíz minőségére gyakorolt hatását, valamint megvizsgáltam, hogy a visszaoltás kihasználásával kialakítható-e hatékony nitrifikáció az eleveniszapos rendszerben.

•

Helyszíni modellkísérletet végeztem a Délpesti Szennyvíztisztító Telepen az eleveniszapos nitrifikáció lehetőségének vizsgálatára. A kísérleti eredmények segítségével szimulációs számításokat végeztem a visszaoltás fennállásának vizsgálata érdekében.

•

Szennyezőanyag koncentráció profil méréseket végeztem a Telepen az aktuális üzemállapot felmérésére, a biológiai folyamatok vizsgálatára. Az eredmények alapján készítettem el a nagyüzemi kísérleti tervet.

•

A korábbi kutatási fázisokban megalapozott optimalizálási lehetőségek vizsgálatára a Délpesti Szennyvíztisztító Telep üzemeltetésének átalakításával végeztem el a nagyüzemi kísérletet. A kifejlesztett matematikai modell segítségével tanulmányoztam azt, hogy a rendszer hatékonyságának növekedése mennyiben tulajdonítható a nitrifikáló szűrőről való visszamosásnak.

38

5. A szimulációs modell kifejlesztése Azok a korábbi vizsgálatok, amelyek a nitrifikáló mikroorganizmusokkal való beoltás lehetőségét tanulmányozták, nem rendelkeztek megfelelő támponttal annak megítélésére, hogy beoltás nélkül és hatékony beoltással hogyan üzemelne a rendszer [50]. A modell megalkotása ezen túlmenően fontos a kiaknázható lehetőségek nagyságának felmérésében is. Nyilvánvaló továbbá az, hogy az eleveniszapos és a biofilmes rendszerek összekapcsolásával azok az átvezetett áramokon keresztül egymást jelentősen befolyásolhatják. Míg az eleveniszapos rendszerekre jól használható szimulációs modellek állnak rendelkezésre, a szakirodalomban rendelkezésre álló biofilm-modellek bonyolultak, paramétereik értékeinek becslése nehezen megvalósítható (ld. 2.6. fejezet). Mindennek következtében kutatásunk első lépése egy olyan matematikai szimulációs modell kifejlesztése volt, ami alkalmas a kombinált eleveniszaposbiofilmes rendszer leírására. A modell alapjaként és az eleveniszapos egység modellezésére az Activated Sludge Model No. 1. (ASM1) rendszert alkalmaztuk [19]. A teljes rendszer modellezéséhez szükség volt a recirkuláltatott nitrifikált víz és a visszamosott biomasszát tartalmazó víz paramétereinek meghatározására.

5.1. A bioszűrők modellezése Az N-szűrő és a DN-szűrő nitrifikációs ill. denitrifikációs folyamatainak modellezése során a következő alapvető feltételezésekkel éltünk [51,52]: •

Az N-szűrőn nitráttá konvertálódott NH4-N mennyiségét az utóülepítőről elfolyó (azaz az N-szűrőre befolyó) és az N-szűrőről elfolyó szennyvíz mért NH4-N tartalom különbségének vettük. A DN-szűrőn denitrifikálódott NO3-N mennyiségét az N-szűrőről elfolyó (azaz a DN-szűrőre befolyó) minta és a DN-szűrőről elfolyó minta mért NO3-N tartalmának különbségeként számoltuk.

•

A mérések során az N-szűrő elfolyójában kapott igen alacsony lebegőanyag koncentráció értékeket alapul véve feltételeztük, hogy a szűrő az utóülepítőről ráfolyó lebegőanyagot tökéletesen kiszűri a szennyvízből és visszatartja. Az utóülepítőről elfolyó lebegőanyag mennyisége a mérési eredményekből adódott.

•

Feltételeztük, hogy az utóülepítőt elhagyó és az N-szűrőn visszatartott lebegőanyag, valamint az N-szűrőn és DN-szűrőn a nitrifikáció és denitrifikáció során keletkező többlet biomassza teljes mennyiségében visszamosódik az eleveniszapos rendszer első

39

bioreaktorába.

5.1.1. A nitrifikáló szűrőn lejátszódó folyamatok modellezése Az N-szűrőn keletkező autotrof biomassza mennyiségét (Paut) a (22) egyenlet alapján számítottuk ki.

Paut = YNH4-N ⋅ Δ NH4-N ⋅ QN (g KOI biomassza/d)

(22)

ahol YNH4-N (g KOI biomassza/g NH4-N) a szűrőn szaporodó autotrof mikroorganizmusok NH4-N-re vonatkoztatott hozam értéke, Δ NH4-N a szűrőn nitráttá konvertálódott NH4-N mennyisége (mg/l), QN pedig az N-szűrőn átfolyó térfogatáram értéke (m3/d). A vonatkozó szakirodalom [19,53,54] alapján YNH4-N értékét 0,32 g KOI biomassza/g NH4-N-nek tekintettük. Megjegyzendő, hogy QN értéke a befolyó szennyvíz és a nitrát recirkuláció térfogatáramának összege.

5.1.2. A denitrifikáló szűrőn lejátszódó folyamatok modellezése A DN-szűrőn keletkező – a metanol, mint pótszénforrás mellett növekedő – heterotrof mikroorganizmusok mennyiségét (Phet) a (23) egyenlet írja le.

Phet = YX/MeOH ⋅ RMeOH/NO3-N ⋅ Δ NO3-N ⋅ QDN (g KOI biomassza/d)

(23)

ahol YX/MeOH a denitrifikáló mikroorganizmusok metanolra vonatkoztatott hozam értéke g KOI biomassza/g KOI MeOH-ban megadva, RMeOH/NO3-N az egységnyi NO3-N denitrifikációjához szükséges metanol mennyisége KOI-ban megadva. Δ NO3-N a DN-szűrőn denitrifikálódott nitrát mennyisége (mg/l), QDN pedig a DN-szűrőn átfolyó térfogatáram értéke (m3/d), ami gyakorlatilag megegyezik a telepre befolyó szennyvíz mennyiségével.

YX/MeOH értékét a vonatkozó szakirodalom [55,56,57,58] alapján 0,4 g KOI biomassza/g KOI MeOH-nak tekintettük. RMeOH/NO3-N = 4,1 mg KOI/mg N, értékét annak figyelembevételével állapítottuk meg, hogy az N-szűrőben a biomassza kizárólagos nitrogénforrása az igen alacsony NH4-N koncentráció következtében a nitrát, és ennek megfelelően a 2.3.1. fejezetben leírtak alapján az inkorporációhoz szükséges a nitrát előzetes redukciója.

5.2. A kombinált rendszer modellezésének módszere A teljes rendszer modellezése az ASM1 modellrendszer [19] és a kifejlesztett bioszűrő modell együttes alkalmazásával vált lehetségessé (ld. 24. ábra). A vizsgálni kívánt telepi befolyó paraméterek felhasználásával az SSSP (Simulation of Single Sludge Processes) 40

[59] szimulációs szoftverrel ASM1 rendszerben modelleztük az eleveniszapos folyamatokat. Az ASM1 által szolgáltatott paramétereket betápláltuk a bioszűrő modellbe, és így megkaptuk a telepi elfolyó értékeket, valamint a nitrát recirkuláció és a visszamosó víz paramétereit. A recirkuláltatott nitrifikált víz ill. a visszamosó víz megváltoztatja az eleveniszapos medencébe kerülő kevert befolyó szennyvíz paraméter értékeit, ezért a számítást ismét el kell végezni. A steady-state állapot megadását ennek megfelelően iterációval végeztük el. Az iterációt az elfolyó paraméterek állandósulásáig végeztük. Kevert befolyó meghatározása

Befolyó szennyvíz paraméterek

Eleveniszapos elfolyó

ASM1 eleveniszapos modell

Tisztított elfolyó paraméterek

Bioszűrő modell

Visszamosó víz paraméterei

Nitrát recirkuláció paraméterei

24. ábra. A kombinált rendszer modellezési módszerének blokksémája Az eleveniszapos rendszer ill. a bioszűrőkben uralkodó környezeti paraméterek (szennyezőanyag

koncentráció,

oldott

oxigén

koncentráció,

stb.)

különbsége

miatt

valószínűsíthető, hogy a szűrőkről recirkuláltatott biomassza egy része nem életképes az eleveniszapos rendszerben, ill. pl. az oldott oxigén koncentráció limitáló hatása miatt nem képes szaporodni. Ennek számszerűsítésére a modellbe beépítettünk egy ún. „túlélési faktort” (fv), ami megadja, hogy a szűrőről lemosott, a visszamosó vízzel az eleveniszapos rendszer elejére recirkuláltatott biomassza mekkora hányada marad változatlanul aktív.

fv =

aktívan szaporodó biomassza mennyisége teljes recirkuláltatott biomassza mennyiség

(24)

A modellben az inaktívnak feltételezett hányadot az ASM1-nek megfelelően inert ill. nehezen biodegradálható szervesanyag frakciókra bontottuk.

41

6. A visszaoltás lehetőségének ill. hatásainak vizsgálata matematikai modellezéssel 6.1. A technológiai és üzemeltetési lehetőségek vizsgálata A kutatás e szakaszában a kifejlesztett matematikai modell segítségével különböző technológiai ill. üzemeltetési opciók szimulációs vizsgálatát végeztük el az optimalizálás és az üzemeltetés lehetőségeinek feltárása érdekében. A modellezés során az 1999 őszén végzett próbaüzem átlagos adatait használtuk fel. A steady-state állapotok vizsgálatát a Délpesti Szennyvíztisztító Telepre jellemző hőmérséklet-tartományban öt különböző hőmérsékleten (12, 15, 18, 21, 24 °C) végeztük el.

6.1.1. A modellezés kiinduló paramétereinek meghatározása A próbaüzem során mért átlagos befolyó koncentráció értékeket az ASM1 modellrendszer által alkalmazott paraméterekké konvertálva kaptuk a befolyó szennyezőanyag koncentrációkat (ld. 7. Táblázat). 7. Táblázat. A modellezés során használt befolyó paraméterek Jel

Definíció

Érték

XI XS SS XBH XBA SO SNO SNH SND XND

Inert szervesanyag Nehezen biodegradálható szervesanyag Oldott könnyen biodegradálható szervesanyag Aktív heterotrof biomassza Aktív autotrof biomassza Oldott oxigén Nitrát és nitrit nitrogén Ammónia és ammónium nitrogén Oldott biodegradálható szerves nitrogén Nehezen biodegradálható szerves nitrogén

25 100 160 0 0 0 0 26,3 6,2 3,8

mg KOI/l mg KOI/l mg KOI/l mg KOI/l mg KOI/l mg KOI/l mg N/l mg N/l mg N/l mg N/l

A befolyó szennyvíz paramétersorának számításánál a heterotrof ill. autotrof biomassza mennyiségét konvencionálisan nullának tekintettük, mivel az előülepített szennyvízben lévő tisztítási folyamatba belépni képes aktív biomassza mennyisége az eleveniszap mennyiségéhez viszonyítva jelentéktelen. Hasonlóan nullának tekinthető a befolyó szennyvíz oldott oxigén ill. nitrát koncentráció értéke, mivel a csatornarendszerben jellemzően anaerob körülmények uralkodnak.

42

A szimulációs modellbe betáplált üzemeltetési paramétereket a 8. Táblázat foglalja össze. A térfogatáram értékeket egy eleveniszapos ágra adtuk meg, a próbaüzem során a Telepen rögzített adatok átlagolásával nyertük, kivéve a nitrát recirkulációt, amelynek értékét az utóülepítők névleges átfolyó kapacitását alapul véve a maximális terheléshez közeli állapotot modellezve 11200 m3/d-nak vettük. A modellben az iszapkoncentrációt jellemző paraméter az MLVSS (Main Liquid Volatile Suspended Solids), ami az iszap szárazanyag tartalmának illó hányadával ekvivalens. Hasonlóan a biomassza paraméterekhez az MLVSS mértékegysége is g KOI/l. A modellezést 3 g/l iszapkoncentrációt feltételezve végeztük, ezt az értéket a következőképpen konvertáltuk az ASM1 által alkalmazott MLVSS értékké: MLVSS [g KOI/l] = Xszt ⋅ γ ⋅ εx

(25)

ahol Xszt az iszap szárazanyag tartalom (g/l), γ az iszap illékony hányad és az iszap szárazanyag tartalom aránya (a telepi mérési eredmények alapján 0,64), εx az illékony hányad KOI konverziós koefficiense (1,44) [1]. A (16) egyenlet alkalmazásával a 3 g/l iszapkoncentráció 2,76 g KOI/l MLVSS értéket ad. A levegőztetett reaktorokban 2 mg/l-es oldott oxigén koncentrációt feltételeztünk, annak érdekében, hogy a modellezett rendszerben a nitrifikáció ne legyen jelentősen oxigén limitált. 8. Táblázat. A modellezés során használt üzemi paraméterek Paraméter

Érték

Sorbakapcsolt reaktorok száma Bioreaktor térfogata Befolyó térfogatáram Iszaprecirkuláció térfogatáram N-szűrő visszamosásának térfogatárama DN-szűrő visszamosásának térfogatárama Nitrát recirkuláció térfogatárama Oldott oxigén koncentráció a levegőzetett medencékben MLVSS az utolsó levegőztetett reaktorban

43

8 206 52 800 57 600 6 720 6 480 11 200

db m3 m3/d m3/d m3/d m3/d m3/d

2

mg/l

2,76

g KOI/l

6.1.2. A modellezett technológiai lehetőségek A különböző üzemeltetési lehetőségek vizsgálata érdekében öt különböző technológiai lehetőség matematikai szimulációját végeztem el. 1. technológia: „Recirkuláció nélkül, aerob” (ld. 25. ábra). A tenderkiírásban eredetileg szereplő elképzelésnek megfelelően az eleveniszapos rendszert és a bioszűrőket különálló egységként modelleztük. A nitrát recirkulációt valamint a visszamosóvíz eleveniszapos rendszerbe történő visszavezetését nem iktattunk be a modellbe. Az eleveniszapos egységben nyolc sorba kapcsolt levegőztetett reaktort feltételeztünk, az oldott oxigén koncentrációt ezekben a reaktorokban 2 mg/l-re állítottuk be.

Iszaprecirkuláció

Utóülepítő

N-szűrő

Levegőztetett medencék

Metanol

Tisztított elfolyó

Előülepítő

DN-szűrő

Nyers befolyó

25. ábra. Az 1. modellezett technológia (recirkuláció nélkül, aerob) sémája 2. technológia: „Recirkuláció nélkül, 1,2 anoxikus” (ld. 26. ábra). Az eleveniszapos rendszert és a bioszűrőket különálló egységként modelleztük. A nitrát recirkulációt valamint a visszamosóvíz eleveniszapos rendszerbe történő visszavezetését nem iktattunk be a modellbe. Az eleveniszapos egység első két reaktorát anoxikus reaktornak tekintettük, az oldott oxigén koncentrációt ezekben a reaktorokban 0 mg/l-re állítottuk.

Iszaprecirkuláció


Utóülepítő

N-szűrő

Anoxikus medencék

Metanol


Előülepítő

DN-szűrő

Nyers befolyó

26. ábra. A 2. modellezett technológia (recirkuláció nélkül, 1,2 anoxikus) sémája

44

3. technológia: „Visszaoltás nélkül, 1,2 anoxikus” (ld. 27. ábra). Az eleveniszapos egységet és a bioszűrőket kombinált rendszerként modelleztük. A nitrát recirkulációt valamint a visszamosóvíz eleveniszapos rendszerbe történő visszavezetését beiktattunk a modellbe. Az eleveniszapos egység első két reaktorát anoxikus reaktornak tekintettük, az oldott oxigén koncentrációt ezekben a reaktorokban 0 mg/l-re állítottuk be. A modellezés során feltételeztük, hogy a visszamosóvízzel az eleveniszapos rendszerbe recirkuláltatott biomassza döntő hányada nem tud szaporodni az eleveniszapos reaktorokban. A túlélési faktort (fv) ennek megfelelően 0,1-nek vettük. Nyers befolyó

Előülepítő

Iszaprecirkuláció

Utóülepítő

DN-szűrő


N-szűrő

Anoxikus medencék

Metanol


Visszamosó víz


27. ábra. A 3. és 4. technológia recirkuláció nélküli teljesen aerob rendszer sémája 4. technológia: „Visszaoltással, 1,2 anoxikus” (ld. 27. ábra). A modellezett rendszer technológiája megegyezik a 3. technológia technológiájával, azonban ezúttal hatékony visszaoltást feltételeztük, azaz a visszamosóvízzel az eleveniszapos rendszerbe recirkuláltatott biomasszát aktívan szaporodónak tekintettük az eleveniszapos reaktorokban. A túlélési faktort (fv) ennek megfelelően 1-nek vettük. 5. technológia: „Visszaoltással, aerob” (ld. 28. ábra). Az eleveniszapos egységet és a bioszűrőket kombinált rendszerként modelleztük. A visszamosóvíz eleveniszapos rendszerbe történő visszavezetését beiktattunk a modellbe, a nitrát recirkulációt azonban értelemszerűen nem, mivel denitrifikációs tér hiányában a nitrát visszavezetésének nincs értelme. Az eleveniszapos egységben nyolc sorba kapcsolt levegőztetett reaktort feltételeztünk, az oldott oxigén koncentrációt ezekben a reaktorokban 2 mg/l-re állítottuk. A modellezés során feltételeztük, hogy a visszamosóvízzel az eleveniszapos rendszerbe recirkuláltatott biomassza döntő hányada aktív marad az

45

eleveniszapos reaktorokban. A túlélési faktort (fv) ennek megfelelően 1-nek vettük. Ez az üzemállapot az 1998-ban, a bioszűrők létesítésekor a tender dokumentumokban szereplő egyik elrendezés azon megoldását reprezentálja, amikor a bioszűrőkről visszamosott fölös biomassza az eleveniszapos rendszerben keresztül kerül eltávolításra.

Visszamosó víz aktív biomasszával Iszaprecirkuláció

Utóülepítő

N-szűrő


Metanol


Előülepítő

DN-szűrő

Nyers befolyó

28. ábra. Az 5. technológia („visszaoltással aerob”) aerob rendszer sémája

6.1.3. A modellezés eredményeinek értékelése A 29. ábrán a modellezés során kapott eleveniszapos elfolyó NH4-N, a 30. ábrán az elfolyó NO3-N koncentráció értékeket tüntettem fel. Megállapítható, hogy a recirkuláció nélküli, aerob rendszer (1. technológia) modellezése esetében a nitrifikáció 15 °C felett indul meg, és denitrifikáció hiányában gyakorlatilag a teljes nitrifikált nitrát mennyiség megjelenik az eleveniszapos elfolyóban. Anoxikus medencék beiktatása esetén (2. technológia) a nitrifikáció 18 °C felett indul meg. A nitrifikáció határhőmérsékletének aerob rendszerhez viszonyított növekedését a két aerob medence anoxikussá történő konvertálásából adódó aerob iszapkor csökkenés magyarázza. Az anoxikus zóna beállításával azonban létre jöhet a rendszerben a denitrifikáció, így az iszap recirkulációval a rendszer elejére visszavezetett nitrát hányad eliminálódhat, csökkentve ezzel az eleveniszapos elfolyó nitrát koncentráció értékeket. A nitrát recirkuláció alkalmazásával a szűrőkről recirkuláltatott biomassza inaktivitását feltételezve (3. technológia), az eleveniszapos elfolyó NH4-N koncentráció értékek alacsony hőmérsékleten is jelentősen csökkentek az 1. ill. 2. technológia értékeihez viszonyítva. Mivel azonban 12 és 18 °C között az elfolyó NO3-N koncentráció értékek minimálisak, megállapítható, hogy az NH4-N koncentráció csökkenése a nitrát recirkuláció hígító hatásának köszönhető. Hatékony visszaoltást feltételezve (4. technológia) nitrifikáció zajlik a teljes vizsált hőmérséklet tartományban. A 3. technológiához viszonyítva az adott rendszerben a 46

legerőteljesebb nitrifikációs hatékonyság növekedés a 15-től 21 °C-ig terjedő hőmérséklet tartományban érhető el. Ez az eredmény azzal magyarázható, hogy alacsony hőmérsékleten még a hatékony visszaoltás sem vezet az ammónia teljes nitrifikációjához, magasabb hőmérsékleten pedig visszaoltás nélkül is beindul a nitrifikáció. Megállapítható tehát, hogy a modellezett rendszer a köztes hőmérséklet tartományban (15-21 °C) különösen érzékenynek mutatkozott a recirkuláltatott biomassza hatásaira. Ez egyben azt is jelenti, hogy ebben a hőmérséklet tartományban a legelőnyösebb a visszaoltás. Az eleveniszapos nitrifikáció abban az esetben a leghatékonyabb, ha feltételezzük a visszaoltást és teljesen aerob rendszert vizsgálunk (5. technológia). Ekkor azonban denitrifikáció hiányában az eleveniszapos rendszerről elfolyó nitrát értékek a teljes hőmérséklet tartományban igen magasak. A számítások tehát valószínűsítik azt, hogy ha a bioszűrők megépítése során ezt az elrendezést valósítják meg, az utóülepítőben jelentős ülepítési problémákat okozott volna az utóülepítőbeli denitrifikáció.

30

25

NH4N (mg/l)

20

15

10

Rec. nélkül, aerob

5

Rec. nélkül, 1,2 anoxikus Visszaoltás nélkül, 1,2 anoxikus 0

Visszaoltással, 1,2 anoxikus 12

15 T (°C)

18

Visszaoltással, aerob 21

24

29. ábra. A modellezés során kapott eleveniszapos elfolyó NH4-N értékek

47

25

NO3N (mg/l)

20

15

10

5

Visszaoltással, aerob Rec. nélkül, aerob Rec. nélkül, 1,2 anoxikus

0

Visszaoltás nélkül, 1,2 anoxikus 12

15 T (°C)

18


24

30. ábra. A modellezés során kapott eleveniszapos elfolyó NO3-N értékek A teljes szervetlen nitrogén tartalom (Total Inorganic Nitrogen, TIN) értékeit a modell alapján számított NH4-N ill. az NO3-N koncentrációk összegeként határoztuk meg. A szimulációk során kapott eleveniszapos elfolyó TIN értékeket a 31. ábrán szemléltettem. Az anoxikus bioreaktorokkal nem rendelkező esetekben (1. technológia, 5. technológia) nitrát elimináció nem történhet az eleveniszapos rendszerben, ennek megfelelően az elfolyó TIN értékek a teljes vizsgált hőmérséklet tartományban a 20-tól 25 mg/l-ig terjedő koncentráció tartományba esnek. A 2. technológiában anoxikus reaktorok alkalmazása esetében a magasabb hőmérsékleteken (21, 24 °C) az eleveniszapos rendszerben nitrifikálódó nitrogén mennyiség recirkuláltatott hányada képes az anoxikus reaktorokban eliminálódni, csökkentve ezzel az eleveniszapos elfolyó TIN értéket. A nitrát recirkuláció alkalmazásával (3. technológia) a nitrifikáló szűrőről recirkuláltatott nitrát mennyiség eliminálódik az anoxikus medencékben, ezzel jelentősen alacsonyabb, 11,6-tól 16,7 mg/l-ig terjedő eleveniszapos elfolyó TIN értékeket eredményezve. Hatékony visszaoltást feltételezve a nitrát recirkuláción túl az iszap recirkulációval is nitrát vezethető vissza az anoxikus medencékbe, amelynek eliminációja által az elfolyó TIN értékek tovább csökkenthetők. Fontos megjegyezni, hogy a kombinált rendszerek (3. és 4. technológia)

48

modellezésénél az anoxikus reaktorokban minden esetben teljes mértékben lejátszódott a denitrifikáció, azaz megállapítható, hogy a modellezett szennyvíz szervesanyag tartalma elegendő volt a recirkulációkon keresztül visszavezetett többlet nitrát denitrifikációjára. Mivel az eleveniszapos rendszerről elfolyó ammónia a nitrifikáló szűrőn gyakorlatilag teljes mértékben nitrifikálódik (a Telepen a nitrifikáló szűrőről elfolyó mintában mért NH4-N koncentrációk átlaga a próbaüzem során 1,2 mg/l volt), az eleveniszapos elfolyó TIN értéke meghatározza a DN-szűrők nitrát terhelését és ezáltal a vonatkozó metanol szükségletet. A denitrifikáló szűrő nitrát terhelésének ismeretében a denitrifikáció metanol szükségletét a következőképpen számoltam:

DMeOH = RMeOH/NO3-N ⋅ ΔNO3-N ⋅ QDN / εMeOH ahol

DMeOH

a

metanol

szükséglet

(kg/d),

(26)

RMeOH/NO3-N

az

egységnyi

NO3-N

denitrifikációjához szükséges metanol mennyisége KOI-ban megadva (értéke 4,1, ld. 5.1.2. fejezet), ΔNO3-N a DN-szűrőre befolyó és az azt elhagyó szennyvíz nitrát koncentrációja közötti különbség (kg/m3), QDN a denitrifikáló szűrőn átfolyó térfogatáram értéke (m3/d), εMeOH pedig a metanol KOI konverziós koefficiense, értéke 1,5. A modellezés során számított metanol igény értékeket a 32. ábrán szemléltettem. Az egyes modellezett esetek metanol igénye közötti különbségek értelemszerűen visszaadják az eleveniszapos rendszerről elfolyó TIN értékeknél tapasztalt tendenciákat. Megállapítható, hogy a rendszer

hatékony

üzemeltetésével,

a

nitrát

recirkuláció

valamint

a

visszaoltás

kihasználásával a vonatkozó körülmények között napi 1500-2000 kg metanol takarítható meg. Figyelemre méltó az is, hogy a megtakarított metanol KOI értékével ekvivalens mennyiségű oxigén szabadul fel az aerob medencékben, csökkentve ezzel a levegőztetési költségeket, mivel az anoxikus reaktorokban a vonatkozó szervesanyag hányad eliminációja során a nitrát szolgál terminális elektronakceptorként.

49

30

25

TIN (mg/l)

20

15

10

Visszaoltással, aerob Rec. nélkül, aerob

5

Rec. nélkül, 1,2 anoxikus 0


15

18

T (°C)


24

31. ábra. A modellezés során kapott eleveniszapos elfolyó TIN értékek

3500

3000

MeOH (mg/l )

2500

2000 1500 1000 Visszaoltással, aerob Rec. nélkül, aerob

500

Rec. nélkül, 1,2 anoxikus 0


15 T (°C)

18


24

32. ábra. A modellezés során számított metanol igény a DN-szűrőn

50

6.2. A technológiai próbaüzem szimulációs vizsgálata A Délpesti Szennyvíztisztító Telepen a bioszűrő egységek üzembe helyezése 1999 júliusában történt. Az N ill. DN-szűrő visszamosását első alkalommal július végén végezték. A technológiai próbaüzemre a beüzemelési szakaszt követően 1999 októberében került sor. Mind a beüzemelési szakasz során, mind a próbaüzem alatt a hat eleveniszapos ágból négy működött, mivel a befolyó térfogatáram jelentősen kisebb volt a tervezési értéknél. Az 1999 szeptember 8tól október 30-ig tartó időszakban a telepen mért ammónia és nitrát koncentráció értékeket a

33. ábrán tüntettem fel. 35

A

B

C

NO3-N, NH4-N koncentráció (mg/l )

30

25

20

15

10

5

10.29

10.26

10.23

10.20

10.17

10.14

10.11

10.8

10.5

10.2

9.29

9.26

9.23

9.20

9.17

9.14

9.11

9.8

0 1999

Előülepített szennyvíz NH4-N

Utóülepítő elfolyó NH4-N

Telepi elfolyó NH4-N

Kevert befolyó NH4-N

Utóülepítő elfolyó NO3-N

Telepi elfolyó NO3-N

33. ábra. A Délpesti Szennyvíztisztító Telepen mért ammónia ill. nitrát koncentráció értékek és a szimulált időszakok 1999 szeptember 8 és október 30 között A stabil üzemállapot elérése után, szeptember 27-ét követően az ammónia gyakorlatilag teljes mértékben nitrifikálódott, az N-szűrőn, 1 mg/l alatti telepi elfolyó ammónia koncentráció értékeket eredményezve. Ugyanebben az időszakban a denitrifikáló szűrő üzemszerű működésének megkezdődésével a telepi elfolyó nitrát koncentráció értékek 5 mg/l alá csökkentek, így a Telep teljesítette a 10 mg/l-es TN határértéket. Az eleveniszapos elfolyó ammónia és nitrát koncentráció értékeket megvizsgálva megállapítható, hogy a próbaüzem során az eleveniszapos rendszerben beindult a nitrifikáció ill. 51

október 7 és 14 között hatékony nitrifikáció zajlott, 5 mg/l alatti eleveniszapos elfolyó NH4-N ill. esetenként 10 mg/l fölötti NO3-N értékeket eredményezve. A technológiai próbaüzem eredményeiből a kifejlesztett matematikai modell segítségével a 33. ábrán feltüntetett három időszakot vizsgáltam részletesen. Az ezen időszakokra vonatkozó átlagos adatokat a 9. Táblázatban foglaltam össze. 9. Táblázat. A vizsgált időszakokra vonatkozó paraméter értékek Időszak

Paraméter

A

B

C

Térfogatáram (m3 d-1) Előülepítő elfolyó

48000

44800

52400

Nitrát rec. + visszamosó víz

14800

34800

24400

Iszap recirkuláció

57600

57600

57600

4

2.3

2.8

22

21.5

21

Előülepített KOI

317

263

232

Előülepített lebegőanyag

175

115

115

Előülepített TKN

45.2

34.3

34.7

Előülepített NH4-N

30

25.3

25.2

Eleveniszapos elfolyó NO3-N

1.3

7.9

5.5

Eleveniszapos elfolyó NH4-N

16.7

3.8

9.5

Iszapkoncentráció (g l-1) Hőmérséklet (°C) Koncentráció értékek (mg l-1)

Az A periódusban a szűrőkről recirkuláltatott biomassza döntő hányada az 1. eleveniszapos ágba került, ami a befolyó szennyvíznek csupán elhanyagolható hányadát fogadta. Az iszapkoncentráció a telepi átlagos üzemállapothoz képest nagy volt, az oldott oxigén koncentrációja a levegőztetés elégtelensége miatt alacsony volt (ld. 34. ábra). A mért és szimulált eleveniszapos elfolyó NH4-N eredmények (ld. 35. ábra) vizsgálatával megállapítható, hogy a megfelelő beoltás hiányában a rendszer nem nitrifikált hatékonyan. Szeptember 18-át követően a recirkuláltatott biomasszát azonos arányban osztották el a szennyvizet fogadó 2. és 3. eleveniszapos ág között. Az eleveniszapos denitrifikációval történő szubsztrát eltávolítás, valamint az iszap koncentráció csökkenése és az intenzív levegőztetés

52

lehetővé tette az oldott oxigén koncentráció növekedését (ld. 34. ábra). A nagyüzemi NH4-N koncentráció eredményeket a hatékony visszaoltást (fv=0,9) feltételező szimulációs számítás reprodukálta megfelelően (ld. 35. ábra).

oldott oxigén koncentráció (mg/l)

6 A időszak

5

B időszak C időszak

4 3 2 1

8. medence

7. medence

6. medence

5. medence

4. medence

3. medence

2. medence

1. medence

0

NH4 -N koncentráció (mg/l)

34. ábra. A vizsgált időszakokban a Délpesti Szennyvíztisztító Telep eleveniszapos reaktoraiban tapasztalt átlagos oldott oxigén koncentráció értékek

28 26 24 22 20 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0

Mért eleveniszapos elfolyó Hatékony visszaoltással modellezett Hatékony visszaoltás nélkül modellezett Hatékony visszaoltással és levegőztetéssel modellezett Hatékony visszaoltás nélkül, hatékony levegőztetéssel modellezett

A időszak

B időszak

C időszak

35. ábra. A vizsgált időszakokban a Délpesti Szennyvíztisztító Telep eleveniszapos elfolyójában mért ill. szimulált NH4-N koncentráció értékek

53

A C időszakban ismét alacsony oldott oxigén koncentráció volt tapasztalható az eleveniszapos rendszerben. Az oldott oxigén koncentráció hatásának tanulmányozása érdekében a szimulációs vizsgálatok során négy különböző esetet vizsgáltunk. Két esetben a 34. ábrán szemléltetett, Telepen mért oxigén profilt alkalmaztuk, két esetben pedig az anoxikus medencékben 0 mg/l-nek az aerob medencékben pedig 2 mg/l-nek tekintettük az oldott oxigén koncentrációját. A mért eleveniszapos elfolyó NH4-N koncentráció értéket a mért oxigén profil mellett a hatékony visszaoltás feltételezésével végzett szimuláció reprodukálta legjobban. A szimuláció eredményei arra utaltak, hogy hatékony visszaoltás mellett, megfelelő oxigén ellátottság esetén a nitrifikáció gyakorlatilag teljes mértékben lejátszódhatna, nullához közeli eleveniszapos elfolyó NH4-N koncentráció értéket eredményezve. A hatékony visszaoltás hiányában modellezett esetek ugyanakkor azt mutatják, hogy a visszamosott biomassza beoltó hatása nélkül a nitrifikáció hatékonysága még megfelelő oxigén ellátottság mellett sem érte volna el a telepen tapasztalt mértéket. A Telepen mért eredmények alapján tehát megállapítható, hogy az eleveniszapos rendszerben hatékony nitrifikáció zajlott annak ellenére, hogy a próbaüzem során ezt nem tervezték. A kifejlesztett matematikai modell alkalmasnak bizonyult a rendszer leírására, a modellezés eredményei pedig arra utalnak, hogy a nem várt nitrifikáció a nitrifikáló szűrőről visszamosott biomassza beoltó hatásának volt tulajdonítható. A szimulációs számítások valószínűsítik továbbá azt, hogy megfelelő levegőztetés alkalmazásával a nitrifikáció hatékonysága fokozható lett volna.

54

7. Helyszíni modellkísérlet a visszaoltás lehetőségének igazolására Az 1999 őszén végzett próbaüzemen az alacsony (2-2,5 d) iszapkor ellenére időlegesen hatékony nitrifikációt sikerült kialakítani a Telep eleveniszapos rendszerében. A későbbi üzemeltetés során azonban a nitrifikáció hatékonysága visszaesett, majd gyakorlatilag megszűnt, és az eleveniszapos rendszerben később sem valósult meg stabil nitrifikáció. A korábban végzett modellezési eredmények alapján (ld. 6. fejezet) azt feltételeztük, hogy a nitrifikáció visszaesését a levegőztetés elégtelensége ill. a bioszűrőkön keletkezett biomassza eleveniszapos medencékbe irányuló recirkulációjának nem megfelelő kontrollja okozhatta. Nem lehetett kizárni azonban azt sem, hogy a befolyó szennyvíz toxikus anyag tartalma hátrányosan hat a bioszűrőn szaporodó nitrifikáló mikroorganizmusokra, csökkentve ezzel a hatékony visszaoltás lehetőségét. Annak bizonyítására, hogy a visszaoltás kihasználásával az adott befolyó szennyvízminőség mellett hatékony nitrifikáció alakítható ki az eleveniszapos rendszerben, összehasonlító helyszíni modellkísérletet végeztünk.

7.1. A kísérleti elrendezés és módszer A helyszíni kísérlet során két modellrendszert üzemeltettünk egyidejűleg, melyek kialakítása megegyezett (ld. 36. ábra), üzemeltetésükben azonban különböztek. Mindkét rendszert négy reaktorból és egy utóülepítőből állítottuk össze. A négy reaktor közül az első kettő a telepi eleveniszapos rendszer első két medencéjét, a harmadik a telepi rendszer 3. és 4. medencéjét, a negyedik pedig a telepi eleveniszapos rendszer 5-8. medencéjét modellezte. Nem levegőztetett reaktor

Levegőztetett reaktorok

Előülepített szennyvíz

NO3 recirkuláció + visszamosóvíz

0.9 l

0.9 l

1.8 l

3.6 l

36. ábra. A kísérleti rendszerek technológiai sémája 55

Az üzemi befolyó áramok betáplálása érdekében kiépítettük az előülepített és a nitrifikált, biofilter egységről visszavezetett szennyvíz kísérleti rendszerekre való folyamatos bevezetésének lehetőségét. Az aerob reaktorok levegőztetését a telepi levegővezetékről, megfelelő fojtással, mennyiségmérő rotaméterek beiktatásával oldottuk meg. A kísérleti berendezés tartalmazó konténerben kialakítottuk a szabályozható fűtés lehetőségét. A kísérleti rendszerek és a nagyüzemi rendszer hasonlóságának biztosítása érdekében arra törekedtünk, hogy a kísérleti rendszerekben az átlagos hidraulikai tartózkodási idő és a biomassza tartózkodási ideje gyakorlatilag megegyezzen a telepi értékekkel. A rendszer üzemét naponta kétszer, a kora reggeli és a késő esti órákban ellenőriztük. Ez a tevékenység elsősorban a betáplált szennyvízáramok nagyságának, a bevezetett levegő mennyiségének és a kísérleti rendszerek hőfokának mérését ill. ezen paraméter értékek szükség szerinti korrekcióját jelentette. A fölösiszap elvételt ezen üzemellenőrzések során, naponta két ízben végeztük el. A kísérleti rendszerek alapvető üzemeltetési paramétereit a 10. Táblázatban tüntettem fel. A kísérlet kezdetén a befolyó mennyiségeket a nagyüzemi rendszer üzemállapotának megfelelő értékekre állítottuk. A későbbiekben a kísérleti rendszerekben különbözőképpen változtattuk a recirkulációs áramok mértékét. A korábbi szimulációs számítások eredményei alapján feltételeztük, hogy a nitrifikáció visszaesésének elsődleges oka az elégtelen levegőztetés lehetett, ezért a rendszerek levegőztetett reaktorainak oldott oxigén koncentráció értékét 4-6 mg/l között tartottuk. A levegőztetés elégtelensége által kiváltott hatások vizsgálata érdekében a 2. rendszerben november 11 után a befújt levegő mennyiségét drasztikusan csökkentettük. 10. Táblázat. A kísérleti rendszerek üzemeltetésének ütemezése (l/h egységben megadva) 1. Rendszer

2. Rendszer

10.25

1,3

Iszap rec. 0,7

11.03

1,3

1,3

0,65

3,25

700

1,3

0,65

0,65

2,6

900

11.11

1,3

1,3

0,65

3,25

500

1,3

0,65

1,3

3,25

80

11.16

1,3

1,9

0,65

3,85

500

1,3

0,65

1,9

3,85

80

Dátum

Befolyó

NO3rec. 0,65

Egyesített befolyó 2,65

1,3

Iszap rec. 0,7

NO3rec. 0,65

Egyesített befolyó 2,65

Levegő

Befolyó

700

Levegő 900

A mintavételezést a reggeli üzemellenőrzést követően – a fölösiszap elvételt megelőzően – végeztük el. A kísérleti rendszer szennyezőanyag koncentráció profilját vizsgáltuk a következő komponensekre: KOI, NH4-N, NO3-N, NO2-N. A levett mintákat a biológiai folyamatok további lejátszódásának meggátolása érdekében a mintavételt követően haladéktalanul lecentrifugáltuk. A méréseket a Délpesti Szennyvíztisztító Telep laboratóriuma végezte el.

56

7.2. A kísérleti rendszerek üzemének modellezése A kísérleti ill. a nagyüzemi rendszerek működését matematikai szimulációval követtem nyomon. A bioszűrők üzemének leírására az 5.1.1. és 5.1.2. fejezetben ismertetett összefüggéseket alkalmaztam.

A kísérleti rendszer működésének modellezésénél az 5.2.

fejezetben leírt, a kombinált rendszer leírására kidolgozott módszer a következőképpen módosult: •

A bioszűrőn keletkező biomassza mennyiség kiszámításához a Telepen mért koncentráció értékeket alkalmaztam.

•

A kevert befolyó értéket a mért előülepített befolyó és a nitrát recirkuláció számított összetételének kombinációjából a keverési arány ismeretében nyertem.

•

Mivel a kísérleti rendszer elfolyó értékei nem gyakorolnak hatást a bioszűrőkre, az iteráció elhagyható. A rendszerek dinamikus szimulációját a BioWin 2.1 szoftverrel [16] végeztem. A

nitrifikáló

mikroorganizmusok

fajlagos

növekedési

sebességének

hőmérsékletfüggését

(20. összefüggés) a szakirodalom alapján a szimulált eredmények telepi eredményekre történő illesztésével kalibráltam. A maximális fajlagos növekedési sebességet 0,6 1/d-nak tekintettem 20°C-on. μa = μA20 e0,0695 (T-20)

(27)

7.3. Az eredmények és értékelésük 7.3.1. Steady-state szimulációs vizsgálatok A modellkísérletet megelőzően a nitrifikáló biomassza kísérleti rendszerekre gyakorolt oltó hatását steady-state szimulációs vizsgálatokkal vizsgáltam. A vizsgálatok során a kísérletet megelőző

üzemidőszak

átlagos

üzemeltetési

adatait

ill.

koncentráció

paramétereit

(KOI= 415 mg/l, lebegőanyag= 277 mg/l, TKN= 46,5 mg/l, NH4-N= 35 mg/l, iszap koncentráció= 2,2 g/l) használtam fel. A hatékony visszaoltás esetében feltételeztem, hogy a szűrőkről recirkuláltatott biomassza teljes hányada aktív és szaporodásképes marad az eleveniszapos rendszerben (fv= 1), ugyanakkor visszaoltás hiányában a fv értékét 0-nak tekintettem. A steady-state szimulációs vizsgálat során kapott eleveniszapos elfolyó NH4-N értékek (ld. 37. ábra) megerősítik a feltételezést, hogy a visszaoltás nagymértékben elősegítheti az eleveniszapos rendszerben zajló nitrifikációt. A visszaoltás nitrifikációra

57

gyakorolt hatása az adott körülmények között a 18-20 °C közötti hőmérséklet tartományban mutatkozott a legnagyobbnak. A kísérletet 2000. október 21 és november 24 között végeztük, ebben az időszakban a befolyó szennyvíz hőmérséklet értékei a vonatkozó tartományba estek. 30

Elfolyó NH4-N (mg/l)

25 20 15

Visszaoltás nélkül Hatékony visszaoltással

10 5 0

10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 Hőm érséklet (°C)

37. ábra. A Steady-state szimulációs vizsgálatok során kapott eleveniszapos elfolyó NH4-N koncentráció értékek

7.3.2. A helyszíni modellkísérlet eredményei A

kísérleti

rendszerekben

a

hőmérséklet

és

az

iszapkoncentráció

értékeit

kontrollparaméternek tekintettük és a nagyüzemi rendszer megfelelő értékeihez igazítottuk. A

38. ábrán a Telepen ill. a kísérleti rendszerekben mért hőmérséklet és iszapkoncentráció értékeket tüntettük fel. A kísérleti rendszerekben mért hőmérséklet értékekről megállapítható, hogy jól reprodukálták a nagyüzemi rendszer vonatkozó értékeit. A kísérlet utolsó időszakában (november 17-ét követően) a hőmérsékletet mindkét rendszerben csökkentettük, hogy alacsonyabb hőmérsékleten is vizsgáljuk a rendszer hatékonyságát. Az iszapkoncentráció értékei követték a nagyüzemi értékeket, a kísérleti eredmények elemzése szempontjából lényeges azonban, hogy a modellrendszerekben mért iszapkoncentráció általában inkább kisebb volt a nagyüzemi rendszerénél (átlagosan 0,5 g/l-rel). A kísérleti valamint a nagyüzemi rendszerekben mért befolyó és elfolyó NH4-N koncentráció értékeket a 39. ábrán szemléltettük. Az előülepített szennyvízben és a nitrát recirkulációban mért adataokból számított kevert eleveniszapos befolyó szennyvíz vonatkozó értékeit szintén feltüntettük. Az előülepítőt elhagyó szennyvíz NH4-N koncentrációja jellemzően 30 és 40 mg/l közé esett. A Telep eleveniszapos elfolyó NH4-N koncentráció értékei a 15-től 58

25 mg/l tartományba estek, hasonlóan a nitrát recirkulációval kevert befolyó NH4-N koncentráció értékekhez. Ez azt jelenti, hogy az ammónia koncentráció csökkenés a telepi eleveniszapos rendszerben csupán a nitrát recirkuláció hígító hatásának tulajdonítható, számottevő nitrifikáció tehát a Telepen nem zajlott. A kísérleti rendszerekben ugyanakkor az akklimatizációs periódust követően az ammónia koncentráció gyakorlatilag 0 mg/l-re esett vissza, ami arra utal, hogy a kísérleti rendszerekben – amint azt a steady-state számítások valószínűsítették – hatékony nitrifikáció zajlott. November 16-át követően az 1. rendszerben ismét magasabb NH4-N koncentrációk jelentkeztek. A nitrifikáció visszaesését a hőmérséklet csökkentés magyarázza. A 2. rendszerben a nitrifikáció hatékonyságának visszaesése jelentősebb volt. A két rendszer közötti különbség

a

2.

rendszerben

drasztikusan

csökkentett

levegőztetésnek

tulajdonítható

2. rendszer

5

Telep 11.21

11.14

11.7

10.31

10.24

0

3.0 2.0 1.0 0.0

Dátum

Dátum

38. ábra. A modellkísérlet során mért hőmérséklet és iszapkoncentráció értékek 60

Előülepítő elfolyó NH4N Kevert befolyó 2. rendszer elfolyó NH4N

50

Telepi elfolyó NH4N 1. rendszer elfolyó NH4N

40 30 20 10

11.23

11.21

11.19

11.17

11.15

11.13

11.11

11.9

11.7

11.5

11.3

11.1

10.30

10.28

10.26

10.24

0

Dátum

39. ábra. A kísérleti rendszerekben ill. a Telepen mért NH4-N koncentráció értékek 59

11.21

10

2. rendszer

Telep

11.14

1. rendszer

1. rendszer

4.0

11.7

15

5.0

10.31

20

NH4-N (mg/l )

Hőmérséklet (°C)

25

10.24

-1

Iszapkoncentráció (g l )

(vö. 10. Táblázat).

7.3.3. Dinamikus szimulációs vizsgálatok A kísérleti eredmények felhasználásával dinamikus szimulációt végeztünk annak érdekében, hogy ellenőrizzük a nitrifikációs hatékonyság változásának okait. A szimulációs vizsgálatokat a következő beállításokkal folytattuk le: •

Modellezés visszaoltás nélkül: a visszamosott biomasszát inaktívnak tekintettük az eleveniszapos rendszerben, fv értékét 0-ra állítottuk.

•

Modellezés hatékony visszaoltással: a visszamosott nitrifikáló biomasszát aktívan növekedőnek és nitrifikációra alklamasnak tekintettük az eleveniszapos rendszerben, fv értékét 1-re állítottuk.

•

Modellezés hatékony visszaoltással, akklimatizációs periódussal: a kísérlet kezdetén (október 25 és november 2 között) akklimatizációs periódust feltételeztünk, aminek során az fv értékét több lépésben 0-ról 1 re növeltük. A kísérlet további részében fv értékét 1 nek vettük. A kísérlet során az 1. rendszerben mért ill. a dinamikus szimulációval kapott

eleveniszapos elfolyó ammónia és nitrát koncentráció értékeket a 40. (a,b) ábrán szemléltettük. A visszaoltás nélkül modellezett eredmények és a mért értékek közötti jelentős különbség, valamint a hatékony visszaoltással modellezett és a mért értékek jó illeszkedése arra utal, hogy a nitrifikáló szűrőről visszamosott biomassza segíti elő a nitrifikációt a kísérleti eleveniszapos rendszerekben. A kísérlet kezdeti időszakában a „Modellezés hatékony visszaoltással, akklimatizációs

periódussal” szimulációs beállítás reprodukálta legpontosabban a kísérleti eredményeket, ami arra utal, hogy egy meghatározott akklimatizációs időre szüksége van a biofilm rendszerből leöblített biomasszának, hogy az eleveniszapos rendszerben uralkodó körülményekhez alkalmazkodjon. Az akklimatizációra a nitrifikáló szűrőben ill. az eleveniszapos rendszerben uralkodó környezeti viszonyok jelentős különbségéből adódóan van szükség. A kísérleti időszak végén – hasonlóan a mérési eredményekhez – a szimulált elfolyó NH4-N koncentrációknál is tapasztalható enyhe emelkedés, a lecsökkentett hőmérsékletnek köszönhetően. A 41. (a,b) ábrán a 2. rendszerben mért és szimulált ammónia és nitrát koncentráció értékeit tüntettük fel. A kísérleti eredményeket – hasonlóan a 1. rendszerhez – a „Modellezés

hatékony visszaoltással, akklimatizációs periódussal” szimulációs beállítás reprodukálta legjobban. A kísérleti időszak végén a nitrifikációs hatékonyságnak a hőmérséklet csökkenés valamint a levegőztetés csökkentésének hatására bekövetkező 1. rendszerhez viszonyítottan jelentősebb visszaesése is jól modellezhető volt a szimuláció során. A két laboratóriumi rendszerben elvégzett kísérlet összességében alátámasztotta azt a feltételezést, hogy

60

megfelelő üzemeltetéssel, a visszaoltás kihasználásával, az adott kis SRT érték mellett is hatékony nitrifikáció valósítható meg az eleveniszapos rendszerben.

40

-1

Elfolyó NH4-N (mg l )

a.

Mért Modellezés visszaoltás nélkül Modellezés hatékony visszaoltással Mod. visszaoltással, akklimatizációs periódussal

35 30 25 20 15 10 5

11.23

11.21

11.19

11.17

11.15

11.13

11.11

11.9

11.7

11.5

11.3

11.1

10.30

10.28

10.26

10.24

0

Date

40 35 -1

Elfolyó NO3-N (mg l )

b.


30 25 20 15 10 5

11.23

11.21

11.19

11.17

11.15

11.13

11.11

11.9

11.7

11.5

11.3

11.1

10.30

10.28

10.26

10.24

0

Date

40. ábra. Mért és szimulált eleveniszapos elfolyó NH4-N (a) és NO3-N (b) értékek az 1. kísérleti rendszerben

61

40 35 -1

Elfolyó NH4-N (mg l )

a.


30 25 20 15 10 5

11.23

11.21

11.19

11.17

11.15

11.13

11.11

11.9

11.7

11.5

11.3

11.1

10.30

10.28

10.26

10.24

0

Date

40 35 30 25 20 15 10 5

Date

41. ábra. Mért és szimulált eleveniszapos elfolyó NH4-N és NO3-N értékek a 2. kísérleti rendszerben

62

11.23

11.21

11.19

11.17

11.15

11.13

11.11

11.9

11.7

11.5

11.3

11.1

10.30

10.28

10.26

0 10.24

-1

Elfolyó NO3-N (mg l )

b.


Elfolyó NH 4-N, NO 3-N (mg/l)

30 25 20 15

Mért NH4N Mért NO3N Modellezett NH4N fv=0.03 Modellezett NO3N fv=0.03

10 5

11.23

11.21

11.19

11.17

11.15

11.13

11.11

11.9

11.7

11.5

11.3

11.1

10.30

10.28

10.26

10.24

0

Dátum

42. ábra. Mért és szimulált telepi eleveniszapos elfolyó NH4-N és NO3-N koncentráció értékek a modellkísérlet során A mért és szimulált telepi eleveniszapos elfolyó NH4-N és NO3-N értékeket a 42. ábrán szemléltettük. A nagy elfolyó NH4-N és alacsony (1-4 mg/l) NO3-N koncentráció értékek jól modellezhetők erőteljesen csökkentett túlélési faktorral (fv=0.03). Mivel teljes nitrifikáció volt elérhető mindkét laboratóriumi méretű rendszerben, kijelenthető, hogy a szennyvíz minőség ill. a kis biomassza tartózkodási idő nem okozhatta a visszaoltás és a nitrifikációs hatékonyság ilyen mértékű csökkenését. Figyelembe véve a 2. kísérleti rendszerben tapasztalt, a levegőztetés csökkentésének hatására bekövetkező nitrifikációs hatékonyság csökkenést, azt feltételeztük, hogy a Telepen az elégtelen levegőztetés lehet a nitrifikáció visszaesésének fő oka.

63

8. A Délpesti Szennyvíztisztító Telep üzemének vizsgálata koncentráció profil mérésekkel A kutatás korábbi lépéseiben elvégzett matematikai modellezés és a helyszíni modellkísérletek eredményei arra utaltak, hogy a Délpesti Szennyvíztisztító Telep eleveniszapos

egységében

a

visszaoltás

megfelelő

kihasználásával

lehetőség

van

nitrifikációra. Ennek ellenére a Telep eleveniszapos rendszerében a 2000-2004 közötti időszakban a tervező szándékának megfelelően nem tapasztaltak jelentős ammónia eliminációt. Egy a Fővárosi Csatornázási Művek Rt. által támogatott kutatás keretében 2004. július 22 és december 2 között kilenc alkalommal végeztünk koncentráció profil méréseket és a

kísérleti

eredmények

felhasználásával

matematikai

modellezést

az

üzemmenet

tanulmányozására. Vizsgáltuk az anoxikus medencében lejátszódó denitrifikációt, valamint azt is, hogy a befolyó szennyvíz szénforrása milyen mértékben teszi lehetővé a recirkuláltatott nitrát eltávolítását, és ezáltal a Telep 4. fejezetben vázolt optimalizálását. Minden alkalommal 13 ponton mértük a tisztítási hatékonyságot és a biodegradáció körülményeire jellemző paraméterek alakulását. A mérési napokon vizsgált paramétereket a 11. Táblázat foglalja össze. A mérések során minden alkalommal a Telep 3. ágából vettük a mintákat. A feltüntetett 13 mérési ponton mind a 9 mérési napon meghatároztuk a KOI és TOC értékeket ill. a nitrogénformák (NH4-N, NO3-N, NO2-N) és a PO43- koncentráció értékeit. Mértük továbbá az oldott oxigén koncentráció, a lebegőanyag- és iszapkoncentráció, a BOI5 valamint az ülepedési index nagyságát. Az iszapszerkezet alakulását mikroszkópos vizsgálatokkal követtük nyomon. A 13 állandó mérési ponton kívül több alkalommal vizsgáltuk az 1. medencébe irányuló “kevert befolyó” (közvetlenül a befolyónyílásnál mintázva), a metanol-adagolást követően a denitrifikáló-szűrőre érkező, valamint külön-külön a DN-szűrőkről elfolyó víz paramétereit.

64

T (°C)

+

+

+

4. 2. Medence

+

+

+

+

+

+

+

+

+

5. 3. Medence

+

+

+

+

+

+

+

+

+

6. 4. Medence

+

+

+

+

+

+

+

+

+

7. 5. Medence

+

+

+

+

+

+

+

+

+

8. 6. Medence

+

+

+

+

+

+

+

+

+

9. 7. Medence

+

+

+

+

+

+

+

+

+

10. 8. Medence

+

+

+

+

+

+

+

+

+

11. Utóülepítő elfolyó

+

+

+

+

+

+

12. N-szűrő elfolyó

+

+

+

+

+

+

+

13. DN-szűrő elfolyó

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

+

Mikroszkópos vizsgálat

pH

+

+

Lebegőanyag (mg/l)

+

+

PO4 (mg/l)

+

+

NO2N (mg/l)

+

+

NO3N (mg/l)

+

+

+

NH4N (mg/l)

+

+

TKN (mg/l)

3. 1. Medence

Homokfogó elfolyó

TOC ill, DOC (mg/l)

+

1.

BOI5 teljes (mg/l)

2. Előülepítő elfolyó

Mérési Pont

KOI teljes (mg/l)

Oldott oxigén (mg/l)

TKN szűrt (mg/l)

BOI5 centrifugált (mg/l)

KOI 0,45 µm-en szűrt (mg/l)

KOI, centrifugált (mg/l)

11. Táblázat. A koncentráció profil mérések során vizsgált paraméterek

+

8.1. A kísérleti módszerek 8.1.1. Mintavétel és mintaelőkészítés A

koncentráció

profil

mérésekhez

történő

mintavételezést

az

eredmények

összevethetősége érdekében minden esetben hétköznap reggel 8 és 9 óra között kezdtük meg. A mintázást az egyes egységekbeli tartózkodási idők figyelembevételével végeztük annak érdekében, hogy valóban a bioreakciók következtében előálló koncentráció változásokat követhessük nyomon. A levett mintákat a biológiai folyamatok további lejátszódásának meggátolása érdekében a mintavételt követően Hermle-Z323 berendezéssel 13500 rpm fordulatszámon haladéktalanul lecentrifugáltuk, majd a felülúszót redős szűrőn átszűrtük. Egyes paramétereket (KOI, BOI) szűretlen mintából is vizsgáltunk. Az ellenőrizetlen denitrifikáció elkerülése érdekében a nitrát-meghatározást a helyszínen megkezdtük.

8.1.2. Az alkalmazott analitikai módszerek A kémiai oxigénigény (KOI) meghatározása A KOI mérését az MSZ 260/16-82 szabvány alapján hajtottuk végre. 10,0 cm3 káliumdikromát mérőoldatot egy 250 cm3-es csiszolatos forraló csőbe bemértünk, majd 0,4 g higany(II)szulfátot, 0,4 g ezüst-szulfátot és néhány darab üveggyöngyöt adtunk hozzá. A mérőelegyhez 20 cm3 mintát pipettáztunk. 20 cm3 tömény kénsavat rétegeztünk az elegy alá, óvatosan összekevertük és összeillesztettük a forraló csövet a visszafolyó hűtővel. 2 órás forralást követően 100 cm3 desztillált vízzel a visszafolyó hűtő falán lecsapódott reakcióelegyet a mintába öblítettük. A mintaoldatokat szobahőmérsékletre hagytuk lehűlni, majd 2-3 csepp ferroin-indikátor mellett vas(II)-ammónium-szulfát mérőoldattal titráltuk a kálium-dikromát feleslegét addig, amíg az indikátor kékes-zöld színe vörösesbarna színbe át nem csapott. Minden mérési sorozathoz vakpróbát készítettünk 20,0 cm3 desztillált vizet felhasználva. A mérőoldat fogyásából kiszámítottuk a minta KOI értékét a szabványban megadott képlet segítségével. KOI méréseket szűrt és szűretlen mintákból is végeztünk. A szűretlen mintát közvetlenül a mintavételezés után, a szűrt mintát a centrifugálás ill. szűrés után mértük be a reakcióelegybe. Az elő- ill. utóülepítő esetében 0,45 µm-es pórusátmérőjű szűrőn átszűrt minta KOI-ját is meghatároztuk. Az ammóniumion koncentráció meghatározása

66

Az ammóniumion koncentráció mérését – ammónia-nitrogénben megadva – az MSZ 260/9-1988 szabvány alapján hajtottuk végre. 1 cm3 szűrt mintát desztillált vízzel kb. 40 cm3-re egészítettünk ki, majd 4 cm3 szalicilátreagenst (32.5 g nátrium-szalicilát, 32.5 g trinátrium-citrát és 0.24 g nitroprussid-nátrium 250 cm3 desztillált vízben oldva) és 4 cm3 oxidálóreagenst (8 g nátrium-hidroxid és 0.5 g nátrium-diklór-izocianurát (C3N3Cl2O3Na) 250 cm3 desztillált vízben oldva) mértünk hozzá. Pontosan 50 cm3-re egészítettük ki az elegyet, majd alaposan összekevertük. A 60 perces várakozási idő letelte után a minták abszorbanciáját 670 nm-en mértük vakpróbával szemben, amit a mintákkal azonos módon, desztillált vízből készítettünk. Az ammóniumion meghatározását szűrt mintákból végeztük. A nitrátion koncentráció meghatározása A nitrátion koncentráció meghatározását kolorimetriás módon végeztük. 10 cm3 szűrt mintát 1 cm3 nátrium-szalicilát oldattal (1 g nátrium-szalicilát 100 cm3 desztillált vízben oldva) főzőpohárban szárazra pároltunk. A lehűtés után a száraz maradékot 1 cm3 koncentrált kénsavval felvettük, majd 10 percig állni hagytuk. 42 cm3 desztillált vízzel való hígítás után 7 cm3 10 N nátrium-hidroxid oldatot adtunk hozzá és alaposan elegyítettük. A minták abszorbanciáját 410 nm-en mértük, az ugyanígy kezelt vakpróbával szemben. A nitrát meghatározását szűrt mintából végeztük. A vizsgálatot a bepárlási lépésig közvetlenül a mintavételezést követően elvégeztük, annak érdekében hogy elkerüljük az ellenőrizetlen denitrifikációt. A nitrition koncentráció meghatározása A nitrition meghatározása során a mintából 5 cm3 mennyiséget mértünk be, majd 25 cm3-re hígítottuk. Ezután 1 cm3 szulfanil- amid oldatot (5 g szulfanil-amid, 50 cm3 tömény sósav, 500 cm3-re kiegészítve desztillált vízzel) adtunk hozzá, és elegyítettük. 2-8 perc elteltével az

elegyhez

1

cm3

NAD

oldatot

(0,5

g

N-(1-naftil)-etilén-diamin-dihidro-klorid

500 cm3 vízben oldva) adtunk, majd az elegyet 50 cm3-re egészítettük ki. A mintákat 20 perc elteltével 540 nm-en vakmintával szemben fotometráltuk. Nitrition koncentráció méréseket szűrt mintából végeztünk. Az ortofoszfát koncentráció meghatározása A meghatározást az MSZ EN 1189:1998 szabvány szerint az alábbi módon hajtottuk végre. 2 cm3 ill. 1 cm3 szűrt vizsgálati mintát pipettáztunk 50 cm3-es mérőlombikba, és desztillált

67

vízzel kb. 40 cm3-re hígítottuk fel. Az így kapott hígított mintához rázás közben 1 cm3 aszkorbinsav oldatot (10 g aszkorbinsav (C6H8O6) 100 cm3 desztillált vízben), majd 2

cm3

savas

molibdenát

[(NH4)6Mo7O24.4H2O]

100

I.

reagenst

(13

vízben,

0.35

3

cm

g g

ammónium-heptamolibdenát-víz(1/4) kálium-antimon(III)-tartarát-víz(1/4)

[K(SbO)C4H4O6.1/2H2O] 100 cm3 vízben, 300 cm3 9 mol/l-es kénsav) adtunk, a lombikot jelre töltöttük és jól összeráztuk. 20-30 perc eltelte után 880 nm-en megmértük az oldatok extinkcióját az ugyanígy kezelt vakpróbával szemben. Total Kjeldahl Nitogén (TKN) koncentráció meghatározása A TKN méréseket a Délpesti Szennyvíztisztító Telep laboratóriuma végezte el az MSZ EN 25663 szabvány szerint. Hőmérséklet, pH és oldott oxigén koncentráció mérése Ezeket a paramétereket egy WTW gyártmányú pH 320 ill. Oxi 320 típusú ellenállás hőmérőt, pH mérő üvegelektródot és oxigénelektródot tartalmazó, kombinált kézi műszerrel mértük. Biomassza és lebegőanyag koncentráció meghatározása A biomassza koncentráció meghatározásához a reaktorokból vett eleveniszap minta 10 cm3-ét

előzetesen

lemért

tömegű,

0,45

μm

pórusátmérőjű

membránszűrőn

vákuum

alkalmazásával szűrtük le, majd szárítószekrénybeli kb. két óra szárítást követően a lebegő szárazanyag tartalmat gravimetriásan határoztuk meg. A lebegőanyag-tartalom értékeket azonos módon határoztuk meg, a bemérésnél azonban 10 cm3-nél nagyobb mintamennyiséggel dolgoztunk. Mohlmann-féle ülepedési index (Sludge Volume Index, SVI) Az utolsó reaktorból egyliteres mérőhengerbe 1000 cm3 mintát vettünk, majd félórás ülepedési idő elteltével leolvastuk az iszap térfogatát. Az ülepedési indexet a harminc perces ülepedési térfogat és a kezdeti biomassza koncentráció hányadosából számítottuk ki. BOI5 meghatározása A BOI-t WTW Oxitop mérőeszközzel határoztuk meg. BOI5-öt mértünk, az előülepítő elfolyó szűrt ill. szűretlen mintákból. 68

8.2. A profil mérések eredményeinek értékelése 8.2.1. Az oldott oxigén koncentráció, a pH és a hőmérséklet Az oldott oxigén koncentráció profilokat a 43. ábrán szemléltettük. A nem levegőztetett medencékben az oxigén koncentráció 0,06-0,07 ill. 0,09 mg/l értéket vett fel. Feltételezhető, hogy a nyitott medencék felületén át beoldódó oxigén mennyisége ez esetben nem hagyható figyelmen kívül [60].

Oldott oxigén (mg/l)

9 8

22.júl

04.aug

17.aug

7

07.szept

27.szept

07.okt

6

28.okt

02.dec

5 4 3 2 1 DN szűrő elfolyó

N szűrő elfolyó

Utóülepítő elfolyó

8. Medence

7. Medence

6. Medence

5. Medence

4. Medence

3. Medence

2. Medence

1. Medence

Előülepítő elfolyó

Homokfogó elfolyó

0

43. ábra. A profilmérések során tapasztalt oldott oxigén koncentráció értékek A 3. és 4. medencében december 2-át kivéve az összes mérési napon igen alacsony értéken (<0,5 mg/l) volt az oxigén koncentráció, és bár az 5. medencében a profilok emelkedő tendenciát

mutattak,

az

oldott

oxigén

koncentráció

csupán

egy

esetben

(augusztus 17.) haladta meg az 1 mg/l-t. A 6. és 7. medencékben az oldott oxigén koncentrációja erősen emelkedett, és a 8. medencében kialakult a 2,43-5,05 mg/l értékek között elhelyezkedő maximum. December 2-án az oldott oxigén koncentráció profil már a 3. medencében elkezdett emelkedni, és 6,32 mg/l-es maximumot ért el a 8. medencében. A december 2-án tapasztalt viszonylag magas oxigén koncentráció profil annak tulajdonítható, hogy a befújt levegő térfogatáramát az Üzemeltető megemelte a Telepen. Az utóülepítőben az oldott oxigén koncentráció erőteljesen lecsökkent, majd az N-szűrőn a levegőztetésnek köszönhetően ismét megemelkedett. A DN-szűrőt elhagyó víz mintáját július 22 kivételével az elfolyó árok elejéről vettük, ahol a belevegőzés miatt alakultak ki a viszonylag magas oldott oxigén koncentráció értékek.

69

A homokfogót elhagyó, tisztítandó szennyvíz pH értéke a mérések során a 7,68 és 8,14 közötti tartományban ingadozott. Az anaerob folyamatok, valamint a vas-sók adagolása következtében a pH csökkent, és az eleveniszapos medencékben 7,18 és 7,76 közötti értéken stabilizálódott ill. enyhén emelkedett. Az N-szűrőn a pH a nitrifikáció pH-csökkentő hatásának következtében enyhén esett, majd a denitrifikáció során a korábbi pH csökkenés részben kompenzálódott 7,15 és 7,64 közötti elfolyó értéket eredményezve. Az eleveniszapos reaktorokban a nyári időszakban 22-23 °C-os hőmérséklet alakult ki, ami az N ill. DN-szűrőkben 24 °C-ra emelkedett. A hőmérséklet profil a későbbi mérési időpontokban fokozatosan lejjebb tolódott, december 2-án az eleveniszapos bioreaktorokban 1516 °C volt, és a DN-szűrő elfolyó hőmérséklete sem érte el a 17 °C-ot.

8.2.2. A kémiai és a biokémiai oxigén igény Az előülepítőt elhagyó szennyvíz teljes KOI értékei 202 mg/l-től 469 mg/l-ig, a lebegőanyag koncentráció értékek 130 mg/l-től 320 mg/l-ig terjedtek (ld. 12. Táblázat). Az oldott (centrifugált) KOI hányad a mintákban meglehetősen nagy eltéréseket mutatott, a 33-70 %-os tartományban. A 0,45µm-es pórusátmérőjű szűrőn szűrt minták szervesanyag tartalma a centrifugált felülúszó szervesanyag tartalmához képest 75-94%-nak adódott. A befolyó BOI a mérések során a 170-321 mg/l tartományban helyezkedett el. Az oldott biodegradálható szervesanyag – azaz a centrifugált BOI – aránya 9-ből 8 esetben 55-66%-nak adódott. Megállapítható mindebből, hogy a befolyó szervesanyag jelentős hányada biodegradálható, és denitrifikációra fordítódhat az anoxikus medencében. A centrifugált felülúszók vizsgálata során kapott KOI profilokat a 44. ábrán tüntettem fel. Megállapítható, hogy a lefutás a kilenc mérési napon igen hasonló. Az előülepítő és az 1. medence között jelentős KOI esés következett be. Ez azonban csak részint tulajdonítható a biodegradációnak, jelentős részben annak köszönhető, hogy a recirkulációk (iszaprecirkuláció és N-recirkuláció) kis szervesanyag tartalmú árama behígítja az előülepített befolyó szennyvizet. Annak érdekében, hogy a recirkuláció hígító hatását ill. a biológiai folyamatokat elkülönítve vizsgálhassuk, néhány alkalommal kevert befolyó mintákat is vettünk az 1. medence elejéről, közvetlenül a befolyó nyílásnál (ld. 13. Táblázat).

70

12. Táblázat. Az előülepített szennyvíz KOI és lebegőanyag koncentráció értékei KOI (mg/l)

Lebegőanyag (mg/l)

Dátum

Teljes

Centrifugált

Szűrt (0,45µm)

Centr./ Teljes

Szűrt (0,45-µm)/ centrifugált

július 22.

180

441

165

135

0,37

0,82

augusztus 4.

170

360

241

192

0,67

0,80

augusztus 17.

140

329

143

117

0,43

0,82

szeptember 7.

320

469

157

118

0,33

0,75

szeptember 27.

140

298

189

159

0,63

0,84

Október 7.

130

202

142

134

0,70

0,94

Október 28.

240

323

188

175

0,58

0,93

november 18.

200

329

139

119

0,42

0,86

december 2.

280

269

152

141

0,57

0,93

22.júl

04.aug

17.aug

300

07.szept

27.szept

07.okt

250

28.okt

18.nov

02.dec

200 150 100 50

44. ábra. A profilmérések során tapasztalt KOI értékek

71

DN szűrő elfolyó

N szűrő elfolyó


8. Medence

7. Medence

6. Medence

5. Medence

4. Medence

3. Medence

2. Medence

1. Medence


0 Homokfogó elfolyó

KOI (mg/l)

350

13. Táblázat. A kevert befolyó KOI értéke az előülepítő elfolyó ill. az 1. medence KOI értékéhez viszonyítva (mg/l) Dátum


Kevert befolyó

1. medence

Az 1. medencében eltávolított KOI (%)

október 7.

142

64

48

25

október 28.

188

98

62

37

november 18.

139

69

46

33

december 2.

152

78

73

6

Megállapítható, hogy a denitrifikáció következtében a kevert befolyó szűrt KOI értékek 25-37 %-a eliminálódott. Az első medencében eltávolított KOI mennyisége december 2-án jelentősen alacsonyabbnak adódott a korábban mért értékekhez képest. Ez annak tulajdonítható, hogy a befolyó szennyvíz hőmérséklete ezen a napon 15,1 °C volt, ami alacsonyabb a korábban előálló hőmérsékleteknél. A profilmérések során az N-szűrőről elfolyó szennyvízhez képest minden vizsgálati napon KOI érték emelkedést tapasztaltunk a DN-szűrő elfolyójában. Ez elsősorban annak köszönhető, hogy a denitrifikáció pótszénforrásaként adagolt metanol valószínűsíthetően nem fogyott el maradéktalanul. A DN-szűrőt elhagyó víz KOI értéke emiatt – a nyári és kora őszi mérési alkalmakkor – az 50 mg/l-es határértéket a lebegőanyag KOI tartalma nélkül is szignifikánsan meghaladta.

8.2.3. Szervetlen nitrogénformák és TKN A biológiai nitrogén-eltávolítás folyamatait NH4-N, NO3-N, NO2-N ill. TKN mérésekkel követtük

nyomon.

Az

NH4-N

koncentráció

(ld.

45.

ábra)

az

előülepítő

és

az

1. medence között az N-szűrőről történő nitrifikált víz recirkuláció hígító hatásának köszönhetően mindegyik mérési napon jelentősen csökkent. Az eleveniszapos medencékben az NH4-N koncentráció értéke a vizsgálati napokon gyakorlatilag nem változott, a 20-45 mg/l koncentráció tartományban stagnált. Valószínűsíthető tehát, hogy az eleveniszapos medencékben egyik alkalommal sem zajlott számottevő nitrifikáció. Az N-szűrő elfolyójában az NH4-N koncentráció értékek minden alkalommal 4 mg/l alatt maradtak, ami azt bizonyítja, hogy a Nszűrőn viszont megfelelő hatékonysággal játszódott le az ammónia nitráttá alakítása. A DNszűrőben az NH4-N koncentráció a denitrifikáló biomasszába való beépülés következtében tovább csökkent, és 9 esetből csupán 2 esetben, (egy esetben üzemzavar miatt) haladta meg a 2 mg/l-es határértéket. 72

Az NO3-N profilokat a 46. ábrán tüntettük fel. Megállapítható, hogy a rendszerben a nitrifikáló szűrőről elfolyó minta kivételével egyik mérési ponton sem volt kimutatható jelentős mennyiségű nitrát. Ez megerősíti korábbi – az NH4-N koncentrációk alapján tett – megállapításunkat, hogy az eleveniszapos medencékben az adott körülmények között nem zajlott nitrifikáció. A nitrifikáló szűrőről – a ráfolyó NH4-N koncentrációtól függően – 20 mg/l és 40 mg/l közötti NO3-N koncentrációjú víz folyt el. A keletkezett nitrát a DN-szűrőn jó hatásfokkal denitrifikálódott, ennek megfelelően az elfolyó koncentráció egyik esetben sem haladta meg a 40 mg/l NO3-ban megadott határértéknek megfelelő 9 mg/l-es NO3-N értéket.

90.00 80.00 NH4-N (mg/l)

70.00 60.00

22.júl

04.aug

17.aug

07.szept

27.szept

07.okt

28.okt

18.nov

02.dec

50.00 40.00 30.00 20.00 10.00 DN szűrő elfolyó

N szűrő elfolyó


8. Medence

7. Medence

6. Medence

5. Medence

4. Medence

3. Medence

2. Medence

1. Medence


Homokfogó elfolyó

0.00

45. ábra. A profilmérések során tapasztalt NH4-N értékek

40.00

22.júl

04.aug

17.aug

35.00

07.szept

27.szept

07.okt

30.00

28.okt

18.nov

02.dec

25.00 20.00 15.00 10.00 5.00

46. ábra. A profilmérések során tapasztalt NO3-N értékek

73

DN szűrő elfolyó

N szűrő elfolyó


8. Medence

7. Medence

6. Medence

5. Medence

4. Medence

3. Medence

2. Medence

1. Medence


0.00 Homokfogó elfolyó

NO3-N (mg/l)

45.00

A kevert befolyó mintákban (ld. 14. Táblázat) – a nitrát-recirkuláció ill. a visszamosóvíz pillanatnyi térfogatáramától függően – különböző mennyiségű nitrátot mértünk. A november 18-i mérés során a mintába a pillanatnyi áramoknak megfelelően viszonylag nagy mennyiségű nitrifikált szennyvíz juthatott, és ezért adódott a NO3-N érték magasnak. A 15. táblázat NO3-N értékeinek lefutásából, csakúgy mint a 46. ábra adataiból arra lehet következtetni, hogy a nitrátrecirkulációval visszavezetett nitrát már az első nem levegőztetett medencében denitrifikálódott. November 18-án a nagymennyiségű (23 mg/l) NO3-N-ból mindössze 2 mg/l nem fogyott el az első medencében, ami a második medencében teljes mértékben eliminálódott. Mindez arra utalt, hogy a két nem levegőztetett medence denitrifikációs kapacitása nincs kihasználva, azaz az adott körülmények között a két medencében nagyobb mennyiségű NO3-N is denitrifikálódhatna. 14. Táblázat. Az NO3-N koncentráció alakulása az 1. és a 2. medencében (mg/l) Dátum

Kevert befolyó

1. medence

2. medence

6

0,2

0,2

6,9

0,3

0,1

23,0

2

0,1

8

0,7

0,2

október 7. október 28. november 18. december 2.

A profilmérések során jelentős mennyiségű nitritet csak a DN-szűrő elfolyójában mutattunk ki, ami arra utal, hogy a DN-szűrőkön lezajló denitrifikáció nem ment teljesen végbe, a nitrát nitritté redukálódott, azonban a nitrit mennyiségének egy része nem redukálódott tovább elemi nitrogén gázzá, hanem oldott formában folyt el a Telepről. A DN-szűrőt elhagyó tisztított víz teljes szervetlen nitrogén tartalma 6 esetben jelentősen alacsonyabb volt 10 mg/l-nél, két alkalommal azonban (szeptember 7. ill. 27.) 14,9 mg/l-nek ill. 17 mg/l-nek adódott a magas (10,5 ill. 11,4 mg/l) NO2-N koncentrációk miatt, ami a szerves nitrogén hozzászámítása nélkül is jelentősen meghaladja az eredetileg előírt 10 mg/l-es TN határértéket. A mérési napokon kapott TKN értékeket a 15. Táblázatban foglaltam össze. Megállapítható, hogy a 44,41 mg/l-től 70,68 mg/l-ig terjedő előülepítő elfolyó TKN koncentrációkban a centrifugált felülúszóból mért értékek aránya július 22-ét kivéve 87-97% volt, azaz a TKN döntő hányada oldott állapotban volt jelen. A július 22-i mintában a centrifugált felülúszóból eredő nitrogén tartalom aránya alacsonyabb, 73%-os, ami arra utal, hogy ezen a napon

a

TKN

jelentősebb

részét

alkotta 74

a

lebegőanyag

nitrogén

tartalma.

A 45. ábra és a 15. Táblázat adatainak összevetése nyomán azt állapíthatjuk meg, hogy az előülepítőről elfolyó centrifugált minta TKN tartalmát július 22-én és augusztus 4-én döntően az NH4-N tette ki. Ezt követően azonban az oldott szerves N-tartalom aránya figyelemre méltóan megnövekedett. A DN-szűrőről távozó víz TKN értékei a nitrifikálást majd denitrifikálást követően 2,78 mg/l és 6,74 mg/l közé estek. Ezen belül az oldott TKN aránya az augusztus 4-én kapott 18% kivételével jelentősen meghaladta a 60%-ot. 15. Táblázat. A vizsgálati időszakra jellemző TKN értékek (mg/l) Mintavételi pont

Július 22.

Augusztus 4.

Szeptember Október 28. 27.

December 2.

Előülepítő elfolyó centrifugált

49,34

59,73

63,46

61,60

43,12

Előülepítő elfolyó teljes

67,44

67,43

68,17

70,68

44,41

Eü elf. centrif./Eü elf. teljes

0,73

0,89

0,93

0,87

0,97

Utóülepítő elfolyó centrifugált

30,41

32,14

34,09

35,96

27,44

Utóülepítő elfolyó teljes

31,58

34,22

36,14

37,43

29,06

Uü elf. centrif./Uü elf. teljes

0,96

0,94

0,94

0,96

0,94

DN-szűrő elfolyó centrifugált

2,44

0,49

6,75

5,71

3,02

DN-szűrő elfolyó teljes

3,78

2,78

6,29

6,74

3,92

DN elf. centrif./DN elf. Teljes

0,65

0,18

0,93

0,85

0,77

8.2.4. Ortofoszfát koncentráció Az ortofoszfát koncentráció mérések eredményeit a 47. ábrán szemléltettük. Az előülepítőt elhagyó szennyvíz ortofoszfát koncentrációja az esetek döntő többségében magasabbnak bizonyult a homokfogóról elfolyó ortofoszfát koncentrációjánál. A növekedés valószínűsíthetően a foszforformák foszfáttá történő hidrolízise következtében jött létre, az előülepítő elfolyójában 3,23 mg/l és 7,55 mg/l közötti ortofoszfát koncentráció értékeket kialakítva. Az előülepítőt követően az ortofoszfát koncentrációja a recirkulációs hígítás, valamint a recirkuláltatott iszapba adagolt vas(III)-klorid precipitációs hatása következtében jelentős mértékben

lecsökkent.

Az

eleveniszapos 75

rendszerben

kialakuló

foszfátprofil

az

1. medencében az esetek döntő többségében 1,5 mg/l-nél alacsonyabb értékről indult, ami arra utal, hogy a vas(III)-klorid adagolása az ortofoszfát jelentős hányadát (vas-foszfát formájában) kicsapta. A követő medencékben az ortofoszfát koncentráció az esetek döntő többségében enyhén csökkenő tendenciát mutatott, ami egyfelől a precipitáció további lejátszódásának, másfelől a foszfor biomasszába való beépülésének köszönhető. Az N-szűrő elfolyó mintájában az ortofoszfát koncentráció általában is, de elsősorban szeptember 7-én és 27én, emelkedett. Az ortofoszfát koncentráció N-szűrőbeli emelkedésének többféle oka lehet: pl. a biomassza szűrőbeli stabilizációja és a hidrolizáló szerves foszfor foszfáttá alakulása. A DNszűrő elfolyójában az ortofoszfát koncentráció maximális értéke 1,30 mg/l, azaz egy vizsgált esetben sem haladta meg az előírt 1,8 mg/l-es határértéket.

8.00 7.00

PO4 (mg/l)

6.00

22.júl

04.aug

17.aug

07.szept

27.szept

07.okt

28.okt

18.nov

02.dec

5.00 4.00 3.00 2.00 1.00 DN szűrő elfolyó

N szűrő elfolyó


8. Medence

7. Medence

6. Medence

5. Medence

4. Medence

3. Medence

2. Medence

1. Medence


Homokfogó elfolyó

0.00

47. ábra. A profilmérések során tapasztalt foszfát értékek Július 22-én ill. október 7-én az ortofoszfát koncentráció profil az 1. medencében 2,57 ill. 2,78 mg/l koncentráció értékről indul, és a többi napon mért profilhoz képest magasabban fut. Ez az eredmény arra utal, hogy az adott két mérési napon a vas(III)-klorid adagolása a befolyó koncentrációkhoz képest kisebb mértékű volt, mint a többi esetben. Megfigyelhető ugyanakkor, hogy a foszfor profilok ezeken a napokon meredekebben futottak, és ezért az elfolyó ortofoszfát koncentráció értékek ekkor sem haladták meg az előírt határértéket. Ebből arra lehet következtetni, hogy amennyiben valóban a vas(III)-klorid adagolás különbsége következtében alakul ki a profil magasabbra tolódása, akkor az esetek döntő többségében a vas(III)-klorid adagolása túlzott mértékű volt, ami a gazdaságtalanság mellett a biomassza foszfor hiányát is okozhatta (ld. 8.2.5. fejezet).

76

8.2.5. Az eleveniszap mikrobiológiai vizsgálata Az eleveniszap flokkulum szerkezetének valamint a biomassza mikroorganizmus összetételének feltárása érdekében rendszeresen végeztünk mikroszkópos vizsgálatokat. A mérési napokon az utolsó levegőztetett medencéből vett iszapmintát Olympus CX-41 típusú mikroszkóppal, 400- ill. 1000-szeres nagyítás mellett fáziskontraszt lencsék alkalmazásával tanulmányoztuk.

G-baktérium Tetrád képző baktérium

48. ábra. Az eleveniszap szerkezet mikroszkópos képe a glikogén akkumuláló mikroorganizmusok (GAO) különböző típusaival (fáziskontraszt, X1000) A felvételeken viszonylag nagy mennyiségben voltak jelen a 48. ábrán külön is megjelölt G-baktériumok (ovális forma) ill. az ún. tetrádok formájában (TFO – Tetrade Forming Organisms)

megjelenő

GAO-k

(Glikogén

Akkumuláló

Organizmus).

Ezekre

a

mikroorganizmusokra jellemző, hogy anaerob-aerob körülmények ciklikus váltakozása mellett szaporodnak el (ld. 2.3.4.2. fejezet), és képesek az egyébként denitrifikációra alkalmas szénforrást anaerob módon eltávolítani. Arra lehetett tehát következtetni, hogy az eleveniszapos rendszer első két, nem levegőzetett reaktorában alapvetően nem anoxikus hanem anaerob körülmények uralkodtak, és így a szénforrás egy része nem nitráttal, azaz anoxikus módon, hanem anaerob bioreakciókban fogyott el. Ezt a feltételezést megerősítik a megfelelő medencékben mért igen alacsony NO3-N koncentráció értékek is (ld. 13. Táblázat). A

GAO-kra

specifikusan

jellemző

továbbá

az,

hogy

jellegzetes

anyagcsere

folyamataiknak köszönhetően tápanyaghiányos (elsősorban nitrogén és/vagy foszfor hiányos) 77

környezetben képesek elszaporodni. A nitrogénformák adatait (ld. 8.2.3. fejezet) értékelve nyilvánvaló, hogy a rendszerben nitrogénhiány nem állhat fenn. A foszfor koncentrációja a vasadagolás következtében azonban általában 1 mg/l alá esett az első anoxikus medencében, 0,005 és 0,018 közötti P/KOI arányokat eredményezve. Mivel a szakirodalom [32] a foszfor hiány határértékének a 0,01 P/KOI arányt tekinti, kimondható, hogy az eleveniszapos medencékben foszfor hiány ill. ahhoz közeli állapot állt fenn. A viszonylagos foszforhiányt az is alátámasztja, hogy a foszfát koncentráció profilokon egyetlen esetben sem jelentkezett a PAO-kra jellemző anaerob foszfát visszanyomás (ld. 8.2.4. fejezet). A Szingapúri Egyetemmel (National University of Singapore) együttműködésben elvégeztük az eleveniszap mikroorganizmusok FISH (Fluorescent Is Situ Hibridization) módszerrel történő azonosítását. A FISH módszer eredményei megerősítették a mikroszkópos vizsgálatokat: A Defluvicoccus ill. Rhodocyclus PAO csoportok szignifikánsan nem voltak kimutathatók az eleveniszapban, ugyanakkor a mikroorganizmusok 12-19%-a hibridizálható volt a GAO-k kimutatására alkalmazott próbával (ld. 49. ábra), továbbá kimutatható volt az

Actinobacteria csoport. A mikrobiológiai vizsgálatok tehát alátámasztották azt, hogy a rendszerben – valószínűsíthetően az anoxikus terek parciális anaerobitása valamint a relatív foszfor hiány miatt – glikogén akkumuláló mikroorganizmusok szaporodtak el. A foszfor koncentráció csökkentésére alkalmazott vegyszer adagolása és a GAO-k elszaporodása között feltárt kapcsolatot a szakirodalomban korábban nem mutatták ki. A profil mérések és a mikrobiológiai vizsgálatok alapján, javasoltuk az Üzemeltetőnek nitrát recirkuláció megnövelését, mivel az anoxikus medencék nagyobb nitrát terhelésével az anaerobitás csökkenthető ill. megszüntethető. Az anaerob zónák anoxikussá konvertálásával a GAO-k által anaerob módon eliminált szénforrás is denitrifikációra fordítható, további metanol ill. levegőztetési költség megtakarítást eredményezve. 17. Táblázat. A fontosabb mikroorganizmus csoportok FISH módszerrel kimutatott előfordulási gyakorisága a Délpesti Szennyvíztisztító Telep eleveniszapjában Mikroorganizmus csoport Alphaproteobacteria ‘Defluvicoccus’- TFO Betaproteobacteria Rhodocyclus- PAO Gammaproteobacteria GAO – GB csoport Actinobacteria

rRNS oligonukleotid próba (% EUBmixhibridizált sejtek) ALF968 TFO_DF218 BET42a PAOmix GAM42a GB HGC69a

78

Aug. 17, 2004

Szept. 7, 2004

Szept. 27, 2004

Okt. 7, 2004

13±5 0 32±5 0 16±6 12±3 11±3

12±3 0 35±5 0 18±4 19±5 8±4

9±3 0 47±10 0 22±5 17±5 8±4

10±2 0 40±12 0 20±4 16±6 9±3

(c)

49. ábra. CLSM (Confocal Laser Scanning Microscopy) technológiával készült felvétel a Délpesti Szennyvíztisztító Telep GB (vörös) ill. EUBmix (zöld) próbákkal hibridizált eleveniszapjáról

8.2.6. Az iszapkoncentráció és az iszap ülepedési index Az iszapkoncentráció és az ülepedési index értékeit az 50. ábrán szemléltettem. A mérések során az iszapkoncentráció 2 és 3 g/l között ingadozott. Az iszapindex értékek 65 és 92 cm3/g értékek közé estek. Megállapítható tehát, hogy az eleveniszap ülepedési képessége kifejezetten jó volt. A vizsgálati időszakban sem az iszapkoncentráció sem az iszapindex nem változott jelentősen.

100

6

90 80 70

4

60 50

3

40 2

30

Iszapkoncentráció 1

Iszapindex (cm3/g)

Iszapkoncentráció (g/l)

5

20

Ülepedési index

10

2004.12.02

2004.11.25

2004.11.18

2004.11.11

2004.11.04

2004.10.28

2004.10.21

2004.10.14

2004.10.07

2004.09.30

2004.09.23

2004.09.16

2004.09.09

2004.09.02

2004.08.26

2004.08.19

2004.08.12

2004.08.05

2004.07.29

0 2004.07.22

0

50. ábra. Az iszapkoncentráció és az ülepedési index alakulása a vizsgálati napokon 79

8.3. A szimulációs vizsgálatok eredményei A szimulációs vizsgálatok során mind a kilenc mérési napon többféle lehetőséget modelleztem. Abból a kísérleti tapasztalatból indultam ki, hogy egy adott oldott oxigén koncentráció szint nitrifikációval és anélkül is kialakulhat. Ennek szemléltetésére az 51. és

52. ábrán felvázoltam a július 22-i mérési paraméterekkel végzett számítások során kapott fajlagos oxigén beviteli igényt a rendszer levegőztetett reaktoraiban, azonos oldott oxigén koncentrációk mellett, a visszaoltás kihasználásával – azaz hatékony nitrifikáció esetén – ill. anélkül. Az 51. ábrán feltüntetett adatok kiszámításához egy mért, alacsony oldott oxigén koncentráció profilt (0,12; 0,23; 0,82; 1,6; 2,5; 3,6 mg/l oldott oxigén a levegőztetett medencékben), míg az 52. ábrán megadott eredményekhez a denitrifikációnak és a nitrifikációnak kedvező (az anoxikus reaktorokban 0 ill. az aerob reaktorokban minimálisan 2 mg/l) oldott oxigén szinteket használtam fel. 3000 Fajlagos oxigén igény (g O2/m3nap)

Visszaoltás kihasználásával 2500

Visszaoltás kihasználása nélkül

2000

1500 1000 500

8. medence

7. medence

6. medence

5. medence

4. medence

3. medence

0

51. ábra. Eleveniszapos medencékbeli oldott oxigén igény mért oldott oxigén koncentrációkkal

Fajlagos oxigén igény (g O2/m3/nap)

4000 3500 3000 2500 2000 1500 1000 Visszaoltás kihasználása nélkül

500

Visszaoltás kihasználásával 8. medence

7. medence

6. medence

5. medence

4. medence

3. medence

0

52. ábra. Eleveniszapos medencékbeli oldott oxigén igény optimális oldott oxigén koncentrációkkal 80

Az 51. ábra értékeit tekintve megállapítható, hogy a magasabb oldott oxigén koncentrációk következtében – elsősorban a 6-8. medencékben zajló nitrifikáció mellett – a fajlagos oxigén beviteli igény 1100-1300 gO2/m3nap értékről gyakorlatilag megduplázódva 22002500 gO2/m3nap értékre szökött fel. Ugyanakkor azonban a 3-5. medencékbeli levegőztetési igény növekedés – az alacsony oxigén szintek nitrifikációt limitáló hatása következtében – jóval kisebb mértékű. Az 52. ábrán bemutatott görbék lefutása merőben eltér az 51. ábrán feltüntetettekétől. Ennek oka az, hogy a 3-5. medencékben megemelt oldott oxigén szintek mellett a nitrifikáció már a rendszer elején megindul, és a 6. medencéig gyakorlatilag lejátszódik. Az utóbbi esetben a nitrifikáció „visszafogását” a rendszerbe bejuttatott levegő mennyiségének korlátozásával érhetjük el. Ennek alapján feltételezhető az, hogy a Délpesti Szennyvíztisztító Telepen az eleveniszapos egységbe bejuttatott levegő mennyisége nem elegendő ahhoz, hogy a visszaoltás lehetősége kihasználásra kerüljön. Ennek megfelelően a következő szimulációs számításokat végeztem el. •

Megvizsgáltam a rendszer működését a mért oldott oxigén koncentrációk mellett, a visszaoltás kihasználásával – azaz az ehhez szükséges mennyiségű levegő biztosításával – feltételezve, hogy az N-szűrőről visszamosott biomassza 90%-a aktív és képes szaporodni az eleveniszapos rendszerben (fv= 0,9).

•

Szimulációt végeztem a mért oldott oxigén koncentrációk mellett, a visszaoltás kihasználása nélkül, feltételezve azt, hogy a nem megfelelő mennyiségű levegő bejuttatása következtében az N-szűrőről visszamosott biomassza döntő hányada inaktív ill. nem tud elszaporodni az eleveniszapos reaktorokban. A túlélési faktort ekkor 0,1-es értékre állítottam.

•

Kiszámítottam továbbá azt, hogy a visszaoltás kihasználásával (fv=0,9), valamint a bejutó levegő zavaró hatása nélküli, megfelelő anoxikus körülmények biztosítása érdekében a nem levegőztetett első két medencében 0 mg/l, a hatékony levegőztetést modellezve pedig a levegőztetett medencékben minimálisan 2 mg/l oldott oxigén koncentrációt beállítva milyen hatékonyságot érne el a rendszer. Az eleveniszapos egységről elfolyó mért és a háromféleképpen modellezett NH4-N

koncentráció értékeket a 53. ábrán szemléltettem. Megállapítható, hogy a mérési adatokat igen jó közelítéssel és a másik két esettől jelentősen eltérve, a visszaoltás kihasználása nélkül végzett szimuláció eredményei reprodukálják. Ekkor mind a modellezett mind a mért értékek a 25-40 mg/l tartományban ingadoztak, ami nem tér el jelentősen a recirkuláltatott áramokkal behígított befolyó ammónia értékektől (ld. 45. ábra). A számítások tehát egyértelműen alátámasztják azt, hogy az eleveniszapos rendszerben a visszaoltás lehetősége nem volt kihasználva, ennélfogva nitrifikáció nem folyt.

81

Megfelelő mennyiségű levegő bejuttatásával, azaz a visszaoltás kihasználásával az eleveniszapos rendszerről elfolyó NH4-N koncentráció mind a kilenc modellezett esetben jelentősen csökkenthetőnek mutatkozott. Valószínűsíthető volt tehát az, hogy az N-szűrőről visszamosott autotrof nitrifikáló biomassza ilyen módon történő elszaporításával még a hidegebb

időszakokban

is

nitrifikációt

lehetne

fenntartani

az

eleveniszapos

bioreaktorokban. Az 53. ábra tanúsága szerint az aerob medencékben az oxigén koncentráció megemelésével az ammónia eltávolítás hatékonysága tovább növelhetőnek mutatkozott, ami arra vezethető vissza, hogy mivel a nitrifikáló baktériumok növekedésének oldott oxigénszinttől való függése igen nagy, és a mérések során – jellemzően az első három levegőztetett bioreaktorban – az oldott oxigén koncentráció igen alacsonynak (0-1 mg/l) adódott. Az eleveniszapos rendszerről elfolyó összes szervetlen nitrogén (TIN) koncentráció – azaz az NO3-N, NO2-N és az NH4-N koncentrációk értékek összegének – értékeit az 54. ábrán szemléltettem. Mivel az eleveniszapos rendszerről elfolyó TIN értékek közvetlen összefüggésben állnak a denitrifikálás metanol igényével és a szerves szénforrás eliminációjához szükséges levegő mennyiségével, a teljes szervetlen nitrogén (TIN) értékekből kiszámítottam, hogy a mérési adatokkal megadható technológiai körülményekhez képest milyen mértékű a modellezett esetek potenciális költség-megtakarítási lehetősége (ld. 55. ábra Megj.: Költség hányad: a szimulációs eredményekből ill. a mért eredményekből következő költségtételek hányadosa). A NO3-N valamint az NH4-N koncentráció alakulásából következően a TIN értékek esetében is a visszaoltás kihasználása nélkül modellezett adatok reprodukálták legjobban a valós rendszer eredményeit, ennek megfelelően a kiszámított költséghányad az 1-et közelíti. A visszaoltás kihasználásával illetve a megfelelő anoxikus ill. aerob oldott oxigén szintek beállításával az eleveniszapos rendszerről elfolyó TIN értékek az esetek döntő többségében szignifikánsan csökkenthetőnek bizonyultak, és ezáltal egyben jelentősen (jellemzően 60-80%-ra) csökkenthetőnek mutatkoztak a metanol felhasználásra és a szennyvíz szervesanyag tartalmának eltávolításához szükséges levegőztetésre fordítandó költségek. Megállapítható, hogy szeptember 27-én az oldott oxigén koncentráció szintek megfelelő beállításával jelentősen csökkenthető lett volna az eleveniszapos rendszerről elfolyó szennyvíz TIN értéke (és ezzel párhuzamosan a költségek, ld. 55. ábra), ami annak köszönhető, hogy aznap az anoxikus medencékben viszonylag magas (0,06 ill. 0,09 mg/l), az aerob medencékben viszont különösen alacsony oldott oxigén koncentráció értékeket mértünk. Ennek megfelelően sem a denitrifikációnak sem a nitrifikációnak nem adódtak kedvező körülmények.

82

45

Telepen mért érték Visszaoltás kihasználásáv al, aktuális DO mellett modellezett Visszaoltás kihasználása nélkül modellezett Visszaoltással, megemelt ill. lecsökkentett DO-v al modellezett

40

NH4-N (mg/l)

35 30 25 20 15 10 5

december 2.

november 18.

október 28.

október 7.

szeptember 27.

szeptember 7.

augusztus 17.

augusztus 8.

július 22.

0

53. ábra. A mért és a modellezett eleveniszapos elfolyó NH4-N koncentráció értékek 45

Telepen mért érték Visszaoltás kihasználásáv al, aktuális DO mellett modellezett Visszaoltás kihasználása nélkül modellezett Visszaoltással, megemelt ill. lecsökkentett DO-v al modellezett

40

TIN (mg/l)

35 30 25 20 15 10 5

december 2.

november 18.

október 28.

október 7.

szeptember 27.

szeptember 7.

augusztus 17.

augusztus 8.

július 22.

0

54. ábra. A mért és a modellezett eleveniszapos elfolyó TIN értékek 1.4 Visszaoltás kihasználásáv al, aktuális DO mellett modellezett

1.3

Visszaoltás kihasználása nélkül modellezett

Költség hányad

1.2

Visszaoltással, megemelt ill. lecsökkentett DO-v al modellezett

1.1 1 0.9 0.8 0.7 0.6 0.5 december 2.

november 18.

október 28.

október 7.

szeptember 27.

szeptember 7.

augusztus 17.

augusztus 8.

július 22.

0.4

55. ábra. A tényleges üzemmenethez viszonyított metanol ill. szervesanyag eltávolítására fordított levegőztetési költség hányad a modellezett esetekben

83

Az eleveniszapos rendszerről elfolyó TIN koncentráció ill. a vonatkozó üzemeltetési költségek visszaoltás kihasználásával elérhető csökkenése augusztus 17-én viszonylag kisebbnek adódott, november 18-án pedig a visszaoltás kihasználását feltételező modellezés kis mértékben ugyan, de rosszabb eredményeket mutatott a valós rendszernél. A befolyó értékeket elemezve megállapítottuk, hogy ebben a két esetben az előülepített szennyvízben a könnyen biodegradálható (denitrifikáható) KOI és az NH4-N koncentráció aránya igen alacsony (2,26 ill. 2,47) volt, ami arra utal, hogy ekkor a denitrifikálható szénforrás nem állt rendelkezésre megfelelő mennyiségben. Az 56. ábrán az előülepített szennyvíz denitrifikálható KOI/NH4-N koncentrációjának függvényében ábrázoltuk a visszaoltás kihasználásával – azaz megfelelő levegőztetés és oldott oxigén szint biztosításával – ill. a jelenlegi üzemmenet mellett metanolra és a levegővel való szervesanyag eliminálásra fordított költségeinek hányadosát. Megállapítható, hogy minél nagyobb a denitrifikálható KOI NH4-N-hez viszonyított aránya, annál nagyobb költségmegtakarítás érthető el (annál kisebb a relatív költség hányad), mivel az eleveniszapos rendszer anoxikus reaktoraiban ennek megfelelően növekszik az előülepített szennyvíz szénforrásával eltávolítható nitrát mennyisége. A szimulált körülmények között megfelelő szénforrás mennyiség mellett a megtakarításnak az anoxikus medencébe recirkuláltatható nitrát mennyisége szab határt. 1.1 1

Költség hányad

0.9 0.8 0.7 0.6 0.5 0.4 1.40

2.40

3.40

4.40

5.40

6.40

Befolyó szennyvíz SS/NH4-N

56. ábra. A tényleges üzemmenethez képest elérhető metanol ill. szervesanyag levegőztetési költség megtakarítás a visszaoltás kihasználásával, megfelelő DO értékekkel a denitrifikálható KOI/NH4N arány függvényében

84

9. Nagyüzemi kísérlet a kombinált biológiai tisztító rendszer optimalizálására A profilmérések során kapott eredmények egyértelműen arra utaltak, hogy az eleveniszapos elődenitrifikáció jelentősen nagyobb mennyiségű nitrát eliminációjára lenne alkalmas, mint amennyi az aktuális üzemmenet során denitrifikálódik az anoxikus medencékben. Ennek megfelelően a rendszer optimalizálásával jelentős költségmegtakarítás mutatkozott lehetségesnek. Az optimalizálás első lépéseként a nitrát recirkuláció emelését, és az eleveniszapos denitrifikációs kapacitás ezúton történő kihasználásának lehetőségét tanulmányoztuk. Ezáltal – amellett hogy a metanol költségek csökkennek – az elődenitrifikáció során eliminálódott nitrát mennyiségével ekvivalens mennyiségű levegő válik hozzáférhetővé, elősegítve a nem megfelelő levegőztetés által gátoltnak bizonyult eleveniszapos nitrifikációt és így biztosítva a további optimalizálás lehetőségét.

9.1. Az utóülepítő terhelhetőségének vizsgálata A nitrát recirkuláció növelésének elsősorban az utóülepítő kapacitása és részben az ezzel összefüggő esetlegesen előálló műszaki problémák szabhattak határt. Ennek megfelelően a nagyüzemi kísérlet megkezdése előtt megvizsgáltuk az utóülepítők terhelhetőségét annak érdekében, hogy megállapíthassuk hogy a nitrát recirkuláció milyen mértékben növelhető. Ennek érdekében felhasználtuk a holland STOWA (Stichting Toegepast Onderzoek Waterbeheer) számítási módszerét [61], ami az iszapkoncentráció ill. az iszapülepedési index függvényében megadja, hogy az adott körülmények között a vonatkozó utóülepítő milyen felületi terhelés ill. ennek megfelelően milyen térfogati terhelés mellett képes hatékonyan üzemelni. A modell alkalmazásával 4 különböző térfogatáram (75000 m3/d, 95000 m3/d, 113000 m3/d, és 130000 m3/d) és változó ülepedési index értékek mellett vizsgáltuk a hatékony ülepíthetőség határát (ld. 57. ábra). Magasabb iszapindexek, azaz rosszabb ülepíthetőség

és

magasabb

térfogatáramok

mellett

a

biztonságosan

fenntartható

iszapkoncentráció értelemszerűen alacsonyabb. A 8. fejezetben ismertetett profilmérési eredmények alapján megállapítható, hogy a vizsgálatok során a Délpesti Szennyvíztisztító Telep eleveniszapjának ülepedési indexe minden esetben az igen kedvező 62 és 95 cm3/g közötti tartományba esett. Az Üzemeltető által szolgáltatott adatok szerint a mérési napokra vonatkozó befolyó térfogatáram értékek

85

átlaga 63000 m3/d, a nitrát recirkuláció értéke pedig 23000 m3/d, azaz az utóülepítőt terhelő teljes térfogatáram 86000 m3/d volt. Ezzel egyidejűleg a Telepen a vizsgált időszakokban az iszapkoncentráció legmagasabb értéke 3,1 g/l-nek , az átlagos iszapkoncentráció pedig 2,6 g/lnek adódott. Az 57. ábrán megvizsgálva a görbék helyzetét a mért ülepedési index értékek alapján meghatározott 100 cm3/g-os felső határon, megállapítható, hogy az adott ülepedési sajátságok mellett még 3,1 g/l-es koncentráció esetén is 130 000 m3/d átfolyó térfogatáram

az

utóülepítő

túlterhelése

nélkül,

biztonságosan

beállíthatónak

mutatkozott. Ez a megállapítás jó összhangban van azzal, hogy az eleveniszapos egységet a bővítéskor 120 000 m3/d térfogatáramra tervezték és a nitrát recirkulációt ezen névleges kapacitás eléréséig javasolták. Mindennek megfelelően a Telep jelenlegi befolyó térfogatárama mellett a nitrát recirkuláció értéke akár többszörösére is növelhetőnek mutatkozott. Ennek meg felelően

Iszapkoncentráció (g/l)

kezdtük meg a nagyüzemi kísérletet. 16 15 14 13 12 11 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0 0

50

100

150

200

250

Iszapindex Q=75000

Q=95000

300

350

400

450

500

(cm3/g)

Q=113000

Q=130000

(m3/d)

57. ábra. Az utóülepítő terhelhetőségének vizsgálata a STOWA modell alkalmazásával

9.2. A kísérlet végrehajtása Az Üzemeltetővel egyetértésben a 2005. év során több lépésben növeltük a nitrifikáló szűrőt követően visszavezetett nitrát recirkuláció nagyságát. Minden egyes emelést követően méréseket végeztem annak ellenőrzése érdekében, hogy az anoxikus eleveniszapos reaktorokban a denitrifikáció teljes-e, azaz a recirkuláltatott nitrát elfogy-e az elődenitrifikáció során. A mérési pontokat a 58. ábrán szemléltettem.

86

Fölösiszap Tisztított elfolyó

Előülepítő

Előülepítő

Előülepítő 1

4

7

Eleveniszapos medencék


6


5


Visszamosás

3


Denitrifikáló szűrő

2


Metanol adagolás

Fertőtlenítő

Utóülepítő

Utóülepítő

Utóülepítő

Utóülepítő

Utóülepítő

Utóülepítő

Homokfogó

Rács

9

Nitrifikáló szűrő

Visszamosás

1-2. ÁG

3-4. ÁG

8

58. ábra. A nagyüzemi kísérlet során alkalmazott mintavételi pontok

5-6. ÁG

Befolyó szennyvíz

Mind a kilenc mérési ponton vizsgáltam a minta nitrát koncentrációját. Célunk volt a nitrogén-mérleg kiszámítása, valamint az elért eredmények szimulációs vizsgálata. Ennek érdekében az előülepítőt elhagyó szennyvízből (1. mintavételi pont) meghatároztuk a TKN valamint az ammónia koncentráció értéket. Az utóülepítők egyesített elfolyójából (8. mintavételi pont) pedig a nitrát koncentráció mellett az ammónia koncentrációját is megmértük. A vizsgálatok során mértük továbbá a szennyvíz hőmérsékletét ill. esetenként a befolyó szennyvíz KOI értékét is. A méréseket a 8.1.1. ill. 8.1.2. fejezetekben ismertetett módon hajtottuk végre. Az eleveniszapos denitrifikáció hatékonyságát befolyásolhatja a terhelés növekedése ill. ennek következtében a hidraulikai tartózkodási idő csökkenése, valamint a hozzáférhető szén és nitrát arányának változása. Mivel az előülepítőről kilépő szennyvíz térfogatárama a nap folyamán változik, a terhelés ingadozások hatásának felderítése érdekében naponta több mérést végeztem, általában kora reggeltől késő délutánig. A kapott eredmények alapján meghatároztam a nitrogén-mérleget és az eleveniszapos rendszerben denitrifikált nitrogén mennyiségét. A térfogatáram értékek és a mért koncentráció értékek ismeretében az 1. anoxikus medencékbe befolyó kevert szuszpenzió nitrát

koncentrációját az anyagmérleg alapján a következőképpen határoztuk meg:

canox = ahol:

c Nsz ∗ QNrec + crec * Qrec Qbef + Qrec + QNrec

(28)

c Nsz : a nitrifikáló szűrő elfolyójában mért NO3-N koncentráció [mg/l] Q Nrec : az adott ágra jutó nitrát recirkuláció térfogatárama [m3/h] c rec : az utóülepítőről recirkuláltatott iszap NO3-N koncentrációja [mg/l] Qrec : az adott ág iszap recirkulációjának térfogatárama [m3/h] Qbef : az adott ág befolyójának térfogatárama [m3/h] Mivel a mérések során az utóülepítő elfolyójában igen alacsony nitrát koncentráció

értékeket kaptam, az anyagmérleg számításakor egyszerűsítésképpen feltételeztem, hogy a recirkuláltatott iszap nitrát koncentrációja gyakorlatilag megegyezik az utóülepítőt elhagyó szennyvízben mért értékkel. Az anoxikus medencében denitrifikálódott nitrát mennyiségét az 1. anoxikus medencékbe befolyó kevert szuszpenzió számított nitrát koncentrációja és az anoxikus medencében mért nitrát koncentráció különbségeként határoztam meg.

88

9.3. Az eredmények és értékelésük A kísérlet során mért recirkulációs és befolyó térfogatáramokat a 18. Táblázatban foglaltam össze. 2004-ben az átlagos befolyó térfogatáram 63000 m3/d volt, amitől 2005-ben az első három napon mért térfogatáram értékek nem tértek el jelentősen. Augusztus 2-án kissé alacsonyabb (59664 m3/d), szeptember 8-án valamivel magasabb (68424 m3/d) befolyó térfogatáramot regisztrált az Üzemeltető. Ez utóbbi mérési napon az iszaprecirkuláció értéke is jelentősen magasabb volt a korábbi értékekhez viszonyítva. A kísérletek során a nitrát recirkuláció térfogatáramát lépésenként a 2004-es 24000 m3/d átlagértékről 42288 m3/d-ra emeltük. Az utóülepítőt terhelő térfogatáram így 86000 m3/d-ról 110712 m3/d-ra emelkedett, ami azonban a 9.1. fejezetben ismertetett eredmények tanúsága szerint még mindig tolerálhatónak mutatkozott. A nyár folyamán zajlottak az 5. és 6. ág közös előülepítőjének karbantartási munkálatai, így időlegesen csak az 1-4. eleveniszapos ágak üzemeltek, fogadva a Telep teljes terhelését. Ezt az üzemállapotot az utóülepítők hidraulikai terhelésének vizsgálatára, a STOWA-modellel számított eredmények ellenőrzésére használtuk fel. A 2-3. ágak eleveniszapos terhelését külön is megadtuk, annak érdekében, hogy a vonatkozó eredmény az augusztus 2-i méréssel is összehasonlítható legyen, amikor a telep 5-6. ágai nem üzemeltek. 18. Táblázat. A kísérletek során regisztrált térfogatáram értékek 2004.

2005. 3. 18.

2005. 4. 13.

2005. 6. 2.

2005. 8. 2.

2005. 9. 8.

Előülepített szennyvíz

63000

63571

63636

63744

59664

68424

Iszap recirkuláció

70800

70800

70800

70800

62400

91824


23000

29520

34128

35256

22776

42288

N-recirk + Eü elf 3-4. eleveniszapos ágak közös befolyó szv.

86000

93120

97728

98956

82440

110712

21000

22173

22176

22656

33888

24720

3-4. ágak bef. szv. + N-rec.

29600

32517

32520

35016

47640

39240

A nitrát koncentráció valamennyi normál üzemmenetben működő ág első anoxikus medencéjének kilépésénél még a legmagasabb recirkuláltatott nitrát mennyiség mellett is, a nap valamennyi vizsgált időszakában gyakorlatilag nullának adódott, azaz a szennyvíz denitrifikációs kapacitása még a legnagyobb terhelés mellett is alkalmasnak bizonyult a teljes nitrát mennyiség eliminálására.

89

Az 59. ábrán az előülepítőt elhagyó szennyvíz 2004. évi átlagos TKN értékét, valamint a 2005-ben vizsgált napok átlagos TKN értékeit tüntettem fel. Megállapítható, hogy a vizsgált üzemidőszakokban a befolyó nitrogén mennyisége jelentősen nem változott, az összes mérési nap átlagos előülepített TKN koncentráció értéke az 56-70 mg/l tartományba esett. Az egyes mérési napokon az 1. anoxikus eleveniszapos medencékben eltávolított nitrát nitrogén számított mennyiségét a 60. ábrán szemléltettük. Megállapítható, hogy a térfogatáram növelésének hatására a szennyvíz szénforrásával eltávolított nitrát mennyisége 552 kg/d-ról átlagosan 797 kg/d-re növekedett. Hasonló tendenciát mutat az eleveniszapos rendszer anoxikus reaktoraiban eltávolított nitrogén mennyiség és a befolyó TKN mennyiségé 61. ábrán feltüntetett hányadosa is, amely 13,5%-ról 27%-ra növekedett (Megj.: az összehasonlító diagramokban nem tüntettem fel az augusztus 8-ára vonatkozó eredményeket, mert a jelentősen különböző üzemeltetési körülmények következtében azok nem hasonlíthatók össze a többi mérési nap eredményeivel.) Megvizsgáltam, hogy a nitrát recirkuláció növeléséből adódóan a metanol igény milyen mértékben változott. A 62. ábrán mutatom be azt, hogy a 2004-es átlag értékhez viszonyítva, kizárólag a recirkuláció növeléséből adódó eleveniszapos többlet denitrifikáció milyen elméleti metanol nyereséget képvisel. Ez a megnövelt térfogatáramok esetében a pillanatnyi üzemállapot és befolyó szennyvíz minőség mellett 600-720 kg/d metanol megtakarítást jelent. A 63. ábrán az előülepített szennyvíz TKN koncentráció értékét és az utóülepítő elfolyó ammónia nitrogén koncentráció értékét együtt ábrázoltam. Megállapítható, hogy annak ellenére, hogy a befolyó nitrogén terhelés jelentősen nem változott, az eleveniszapos rendszerről elfolyó ammónia koncentráció a 2004-ben mért 31,6 mg/l-es átlag értékről 15,3 mg/l-ig csökkent. A csökkenés egyik oka egyértelműen a nitrát recirkuláció, és ezáltal az eleveniszapos befolyó hígításának növelése volt. A hígítást azonban a teljes betáplált áramot (előülepített befolyó, iszaprecirkuláció, nitrát recirkuláció) tekintve olyan mértékben nem növeltük meg, hogy az az elfolyó ammónia nitrogén koncentrációját gyakorlatilag a felére csökkenthette volna.

90

70 60

TKN (mg/l)

50 40 30 20 10 0 2004

2005.03.18

2005.04.13

2005.06.02

2005.09.08

2005.09.08

59. ábra. Az előülepített szennyvíz TKN értékei

900 800

NO3 -N (kg/nap)

700 600 500 400 300 200 100 0 2004

2005.03.18

2005.04.13

2005.06.02

2005.09.08

60. ábra. Az 1. anoxikus medencékben eltávolított nitrát mennyisége

91

Eltávolított N/TKN (%)

30 25 20 15 10 5 0 2004

2005.03.18

2005.04.13

2005.06.02

2005.09.08

61. ábra. Az eleveniszapos rendszerben eltávolított nitrát nitrogén és a befolyó TKN mennyiségének hányadosa

800 700

MeOH (kg/d)

600 500 400 300 200 100 0 2005.03.18

2005.04.13

2005.06.02

2005.09.08

62. ábra. A nitrát recirkuláció 2004. éves átlaghoz viszonyított növeléséből adódó metanol megtakarítás

92

Utóülepítő elfolyó NH4N

Utóülepítő elfolyó NH 4N (mg/l)

Előülepített TKN

70 60

30

50 25

40

20

30 20

15

Előülepítő elfolyó TKN

35

10

10

0 2004

2005.03.18

2005.04.13

2005.06.02

2005.09.08

63. ábra. Az eleveniszapos elfolyó ammónia és az előülepített befolyó szennyvíz TKN koncentráció értéke

93

9.4. A kísérleti eredmények elemzése szimulációs modellezéssel A profil mérések eredményei, a helyszíni modellkísérlet és az elvégzett modellezés azt mutatta, hogy a Telepen a nitrifikációnak elsősorban a levegőztetés elégtelensége szab határt. A nitrát recirkuláció növelésével ugyanakkor a denitrifikáció jelentős mennyiségű szénforrást távolít el anoxikus módon, felszabadítva a megfelelő levegőmennyiséget a nitrifikáció számára. Az utóülepített vízben mért ammónia koncentráció értékek jelentős csökkenése alapján, ennek megfelelően feltételezhettük az eleveniszapos nitrifikáció beindulását. A kifejlesztett, 5. fejezetben ismertetett szimulációs modell alkalmazásával számításokat végeztem annak felderítésére, hogy a visszaoltás hatására előálló nitrifikáció beindulása okozhatta-e az eleveniszapos elfolyóben mért ammónia koncentráció értékek szignifikáns csökkenését. Az utóülepített szennyvízben mért ammónia nitrogén koncentráció értékeit a 64. ábrán együtt ábrázoltam három, a következőképpen modellezett eredménysorral: •

Hatékony oltás nélkül modellezett: feltételeztem, hogy a recirkuláltatott biomassza nem tud szaporodni az eleveniszapos medencékben (fv=0).

•

40%-os hatékonyságú oltással modellezett: feltételeztem, hogy a recirkuláltatott biomassza 40%-a aktívan növekszik és nitrifikál az eleveniszapos rendszerben (fv=0,4).

•

100%-os hatékonyságú oltással modellezett: feltételeztem, hogy a recirkuláltatott biomassza teljes mennyisége aktívan szaporodik és nitrifikál az eleveniszapos rendszerben (fv=1). A számításokat a 64. ábrán feltüntetett oldott oxigén koncentráció értékekkel ill.

iszapkoncentráció tartományban végeztem el. Megállapítható, hogy a 2004-es átlag, valamint a 2005. április 13-án mért érték a hatékony visszaoltás nélkül modellezett koncentrációkat közelítik, a 2005 március 18-án mért érték pedig a hatékony oltás nélkül modellezett és a 40%-os hatékonyságú oltással modellezett értékek közé esik. A 2005 június 2-án ill. szeptember 8-án kinutatott értékek azonban már jól illeszkednek a 40%-os hatékonyságú oltással modellezett eredményekre. Valószínűsíthető tehát, hogy a denitrifikációs kapacitás nagyobb arányú kihasználása következtében felszabadult oxigén hatására a nitrifikáció a két utóbbi mérési alkalommal beindult, viszonylag alacsony eleveniszapos elfolyó ammónia nitrogén koncentráció értékeket eredményezve.

94

A 65. ábrán az eleveniszapos elfolyó ammónia nitrogén koncentráció értékekből számított metanol igényeket szemléltettem. Megállapítható, hogy a nitrát recirkuláció növelése, valamint a beinduló eleveniszapos nitrifikáció hatására az elméleti metanol igény közel állandó előülepített TKN koncentráció mellett 4400-5700 kg/d értékről 25003200 kg/d értékre csökkent. Ez a telep üzemeltetési költségében kizárólag a metanol igény különbségből adódóan – a levegőztetési igény csökkenést nem számítva havonta kb. 7,5 millió forintmegtakarítást jelent. A metanol megtakarítással összefüggésben további előnyként kínálkozik a túladagolás mérséklésével járó elfolyó KOI csökkenés ill. a kisebb mennyiségű nitrát utódenitrifikációjából fakadó esetleges elfolyó nitrát koncentráció csökkenés. A kisebb mértékű utódenitrifikáció ill. kötöttágyas nitrifikáció végül a biofiltereken kisebb ütemű biomassza szaporodást eredményezhet, ami hatékonyabb üzemmenetet és az esetlegesen ritkább visszaöblítés következtében energia megtakarítást jelenthet. 45

Utóülepítő elfolyó NH4-N (mg/l)

40

Mért

Hatékony oltás nélkül

40 % hatékonyságú oltás

100 % hatékonyságú oltás

35 30 25 20 15 10 5 0 2004

Hőmérséklet:

2005.03.18

17,5 °C

2005.04.13

2005.06.02

19 °C

22 °C

2005.09.08

21 °C

Modellezett oldott oxigén profil: 0; 0; 0,1; 0,3; 0,5; 1; 1,5; 1,5 Iszapkonc. = 2,2-2,5 g/l

64. ábra. Az eleveniszapos rendszer elfolyó ammónia koncentráció mért és modellezett értékei

95

6000

Metanol (kg/d)

5000 4000 3000 2000 1000 0 2004

2005.03.18

2005.04.13

2005.06.02

2005.09.08

65. ábra. A denitrifikáló szűrő számított metanol igénye

96

10. Összefoglalás Az élővizek ökoszisztémáját a kommunális szennyvizek esetében elsősorban a nitrogén és a foszfor veszélyezteti, mivel ezek a tápelemek az eutrofizáció fő előidézői. A világszerte legelterjedtebben alkalmazott eleveniszapos szennyvíztisztítás során ennek megfelelően a nitrogén és a foszfor eltávolítása kulcsfontosságú. Az elmúlt évtizedben a biotechnológiai ismeretek bővülésével a nitrogén és foszfor eltávolítás technológiája is sokat fejlődött. Azokon a helyszíneken, ahol eredetileg csupán a szervesanyag eltávolítás volt a tisztítási cél, az érzékeny befogadók védelmére bevezetett szigorú határértékek betartása, a befogadóba távozó tisztított szennyvíz szennyezőanyag tartalmának csökkentése érdekében az eleveniszapos szennyvíztisztítást további kémiai vagy biológiai kezeléssel egészítették ki. Doktori tevékenységem során a biofilm reaktorokkal kiegészített eleveniszapos rendszerek működését és optimalizálási lehetőségeit tanulmányoztam. A vizsgálatokat a Délpesti Szennyvíztisztító Telepen végeztem, ahol az eredeti nagyterhelésű eleveniszapos rendszer 1999-óta BIOFOR® technológiájú biofilmes utó-nitrifikáló és utó-denitrifikáló egységekkel,

és

kémiai

foszfor

kicsapással

kiegészítve

üzemel.

A

nemzetközi

szennyvíztisztítási gyakorlatban a biofilmes egységek és az eleveniszapos technológia együttes alkalmazásának elsődleges célja általában az, hogy az eleveniszapos rendszerekben nem, vagy csak részlegesen elérhető nitrifikációt a biofilmes egységben valósítsák meg. Ezekben a technológiákban az eleveniszapos rendszer és a biofilmes egység egymás után, többnyire szerves kapcsolat nélkül üzemel. A kutatás során célom annak tanulmányozása volt, hogy az eredetileg különálló egységként összekapcsolt eleveniszapos és biofilm reaktorok technológiailag hogyan kombinálhatók a hatékonyság és a gazdaságosság egyidejű növelésével. A Délpesti Szennyvíztisztító Telepen létrehozott technológia – hasonlóképpen más külföldön üzemelő megoldásokhoz – egy nagyterhelésű eleveniszapos rendszer kötöttágyas bioreaktorokkal való kiegészítése a nitrogén eltávolítási hatékonyság növelése érdekében. Ezek az egységek az eredeti elképzelés szerint egymás után, gyakorlatilag minden kapcsolat nélkül üzemelnének. Az 1999-ben lefolytatott tendertárgyalások során a BME Mezőgazdasági Kémiai Technológia Tanszéke javasolta azt, hogy az eredetileg teljesen levegőztetett eleveniszapos rendszer elején nyíljon lehetőség a nitrifikáló szűrőről recirkuláltatott nitrát denitrifikálására a szennyvíz szénforrásának felhasználásával. Az eleveniszapos denitrifikáció az üzemeltetés szempontjából több előnnyel rendelkezik:

97

•

A DN-szűrőn alkalmazott metanol pótszénforrás helyett a recirkuláltatott nitrát mennyiség eleveniszapos denitrifikációja során a befolyó szennyvíz szennyezőanyag tartalma hasznosul szénforrásként.

•

Az anoxikus medencében a denitrifikálódó nitrát elektron akceptorként hasznosul, és ezáltal a levegőztetett medencékben zajló aerob szervesanyag-eltávolításból ekvivalens mennyiségű oxigént vált ki.

•

A denitrifikáló szűrőre jutó nitrát terhelés ill. ezáltal a telepi elfolyó nem denitrifikált nitrát hányad is csökken.

•

A beadagolandó metanol mennyiség abszolút csökkenése révén az esetleges túladagolásból adódó telepi elfolyó KOI növekedés visszafogható. A telep optimalizálása során tehát arra kell törekedni, hogy az eleveniszapos

denitrifikáló kapacitás minél teljesebb mértékben ki legyen használva. Ennek megvalósítására a nitrifikáló szűrőről visszavezetett nitrát recirkuláció növelése mellett, azon túlmenően, és feltétlenül előnyösebben, az eleveniszapos rendszerben történő nitrifikáció által kínálkozott lehetőség. Amennyiben nitrifikáció zajlik az eleveniszapos rendszerben, az iszaprecirkuláció segítségével az anoxikus reaktorokba nitrátot lehet recirkuláltatni az utóülepítő felületi terhelésének növelése nélkül. A Délpesti Szennyvíztisztító Telepen uralkodó alacsony (2-2,5 napos) iszapkor azonban nem kedvez a nitrifikációnak. Feltételeztük

azonban

azt,

hogy

az

N-szűrőről

az

eleveniszapos

rendszerbe

recirkuláltatott autotrof biomassza beolthatja nitrifikáló mikroorganizmusokkal az eleveniszapos rendszert, elősegítve ezzel a nitrifikációt. Az eleveniszapos és a biofilmes technológia ilyen módon történő kombinációját mindeddig a nemzetközi gyakorlatban sehol sem alkalmazták, sőt a rendszer ilyen irányú üzemeltetése sok esetben kifejezetten ellenjavallt volt az üzemmenet feltételezett bizonytalansága miatt. Szakirodalmi adatok arra utaltak, hogy amennyiben az eleveniszapos rendszer elé csatolt biofilmes nitrifikáló egység nincs ülepítővel elválasztva és így a lemosódó biomassza bekerül az eleveniszapos reaktorokba, ott életképes maradhat és csökkentheti a nitrifikációhoz szükséges iszapkort. Nincs utalás azonban arra, hogy a beoltás hatékony lehet olyan rendszerben is, ahol a biofilmes egység az eleveniszapos egység után következik. Ebben az esetben ugyanis a tisztítási technológia végén elszaporodó, az esetlegesen befolyó toxikus anyagok alacsonyabb koncentrációjához adaptálódott nitrifikáló biomassza kétséges, hogy a rendszer elején feltételezhető magasabb toxikus anyag koncentrációknál is képes aktív maradni.

98

Azok a korábbi vizsgálatok, amelyek a nitrifikáló mikroorganizmusokkal való visszaoltás lehetőségét tanulmányozták, nem rendelkeztek megfelelő támponttal annak megítélésére, hogy beoltás nélkül és hatékony beoltással hogyan üzemelne a rendszer. Kutatásom első lépése ezért egy olyan matematikai szimulációs modell kifejlesztése volt, ami alkalmas a kombinált eleveniszapos-biofilmes rendszer leírására. A modell alapjaként és az eleveniszapos egység modellezésére az Activated Sludge Model No. 1. (ASM1) rendszert alkalmaztam. A teljes rendszer modellezése az ASM1 modellrendszer és a bioszűrő leírására kidolgozott modell együttes alkalmazásával vált lehetségessé. A kifejlesztett matematikai modell segítségével különböző technológiai ill. üzemeltetési opciók vizsgálatát végeztem el az optimalizálás lehetőségeinek feltárására. A szimulációs vizsgálatok eredményei azt mutatták, hogy a visszaoltás kihasználásával hatékony nitrifikáció érhető el az eleveniszapos rendszerben. A legerőteljesebb nitrifikációs hatékonyság növekedést a 15-től 21 °C-ig terjedő hőmérséklet tartományban tapasztaltam. A számítások eredményei ugyanakkor azt is valószínűsítették, hogy a befolyó szennyvíz szervesanyag tartalma megfelelő szénforrást képes biztosítani a hatékony denitrifikációhoz. A kifejlesztett matematikai modell segítségével vizsgáltam a kialakított rendszer 1999 őszén végzett próbaüzemének eredményeit. Ennek során az alacsony (2-2,5 d) iszapkor ellenére időlegesen hatékony nitrifikáció zajlott az eleveniszapos rendszerben. A kifejlesztett matematikai modell alkalmasnak bizonyult a rendszer leírására,

a modellezés

eredményei pedig arra utaltak, hogy az eleveniszapos egységben előálló, nem várt nitrifikáció a nitrifikáló szűrőről visszamosott biomassza beoltó hatásának volt tulajdonítható. A szimulációs számítások továbbá valószínűsítették azt, hogy megfelelő levegőztetés alkalmazásával a nitrifikáció hatékonysága fokozható lenne. A Délpesti Szennyvíztisztító Telep későbbi üzemeltetése során azonban a nitrifikáció hatékonysága visszaesett, majd gyakorlatilag megszűnt, és az eleveniszapos rendszerben később sem valósult meg stabil nitrifikáció. A modellezési eredmények alapján azt feltételeztük, hogy a nitrifikáció visszaesését a levegőztetés elégtelensége ill. a bioszűrőkön keletkezett biomassza eleveniszapos medencékbe irányuló recirkulációjának nem megfelelő kontrollja okozhatta. Nem lehetett kizárni azonban azt sem, hogy a befolyó szennyvíz toxikus

anyag

tartalma

hátrányosan

hat

a

bioszűrőn

szaporodó

nitrifikáló

mikroorganizmusokra, csökkentve ezzel a hatékony visszaoltás lehetőségét. Annak

99

bizonyítására, hogy a visszaoltás kihasználásával az adott befolyó szennyvízminőség mellett hatékony nitrifikáció alakítható ki az eleveniszapos rendszerben, összehasonlító helyszíni modellkísérletet végeztünk. A helyszínen a befolyó előülepített szennyvíz és a recirkuláltatott nitrát ill. a biofilm reaktorokról leöblített iszap közvetlen felhasználásával elvégzett kísérlet során laboratóriumi méretű rendszerek üzemeltetésével modelleztük a nagyüzemi körülményeket. A két elvégzett helyszíni modell kísérlet egyértelműen alátámasztotta azt a feltételezést, hogy megfelelő körülmények között a visszaoltás kihasználásával az adott kis SRT érték mellett is hatékony nitrifikáció valósítható meg az eleveniszapos rendszerben. Mivel teljes nitrifikáció volt elérhető mindkét laboratóriumi méretű rendszerben, kijelenthető, hogy a szennyvíz minőség ill. a kis biomassza tartózkodási idő nem okozhatta a visszaoltás és a nitrifikációs hatékonyság ilyen mértékű csökkenését. Figyelembe véve a kísérleti rendszerben tapasztalt, a levegőztetés csökkentésének hatására bekövetkező nitrifikációs hatékonyság csökkenést, azt feltételeztük, hogy a Telepen az elégtelen levegőztetés lehet a nitrifikáció visszaesésének fő oka. A Délpesti szennyvíztisztító Telep üzemmenetének tanulmányozására 2004. július 22 és december 2 között kilenc alkalommal koncentráció profil méréseket és a kísérleti eredmények felhasználásával matematikai modellezést végeztünk. Az előülepítőt elhagyó szennyvíz KOI és BOI mérési eredményei azt mutatták, hogy a befolyó szervesanyag jelentős hányada biodegradálható. Az NO3-N profilok arra utaltak, hogy az eleveniszapos medencékben nem zajlott nitrifikáció. Az anoxikus medencékben sem volt kimutatható jelentős mennyiségű nitrát, azaz az N-szűrőről visszavezetett mennyiség már az első nem levegőztetett medencében denitrifikálódott. Mindez arra utalt, hogy a szennyvíz denitrifikációs kapacitása nincs kihasználva, azaz az adott körülmények között a két medencében nagyobb mennyiségű NO3-N is denitrifikálódhatna. A foszfát koncentráció profilok alapján megállapítottuk, hogy az iszap recirkulációs áramba adagolt vegyszer a befolyó szennyvíz ortofoszfát tartalmának jelentős hányadát vasfoszfát formájában kicsapta. A mikroszkópos vizsgálatok, és a Szingapúri Egyetemmel közösen végzett mikrobiológiai vizsgálatok ugyanakkor azt mutatták, hogy a rendszerben – valószínűsíthetően az anoxikus medencék parciális anaerobitása, valamint a relatív foszfor hiány miatt – glikogén akkumuláló mikroorganizmusok szaporodtak el, amelyek képesek anaerob módon eliminálni az egyébként denitrifikációra fordítható szénforrást.

100

A koncentráció profil mérési eredmények felhasználásával végzett szimulációs vizsgálatok azt támasztották alá, hogy a nitrifikáció elmaradása a Telepen elsősorban az elégtelen levegőztetésnek tulajdonítható. A szimuláció alapján ugyanakkor megállapítottuk, hogy megfelelő mennyiségű levegő bejuttatásával még a hidegebb időszakokban is nitrifikációt

lehetne

fenntartani

az

eleveniszapos

bioreaktorokban.

A

visszaoltás

kihasználásával ill. a megfelelő anoxikus és aerob oldott oxigén szintek beállításával az eleveniszapos rendszerről elfolyó összes szervetlen nitrogén koncentráció értékek az esetek döntő többségében szignifikánsan csökkenthetőnek mutatkoztak, és ezáltal jelentősen (jellemzően 60-80%-ra) csökkenthetőnek bizonyultak a metanol felhasználásra és a szennyvíz szervesanyag tartalmának eltávolításához szükséges levegőztetésre fordítandó költségek is. A számítások ugyanakkor arra is rámutattak, hogy a denitrifikálható szénforrás szűkös volta gátat szabhat a potenciális lehetőségek kihasználásának. Az optimalizálás első lépéseként a nitrát recirkuláció emelését, és az eleveniszapos denitrifikációs kapacitás ezúton történő kihasználásának lehetőségét tanulmányoztuk. Ezáltal – amellett hogy a metanol költségek csökkennek – az elődenitrifikáció során eliminálódott nitrát mennyiségével ekvivalens mennyiségű levegő válik hozzáférhetővé, elősegítve a nem megfelelő levegőztetés által gátoltnak bizonyult eleveniszapos nitrifikációt és így biztosítva a további optimalizálás lehetőségét. A nitrát recirkuláció növelésének azonban határt szab az utóülepítők kapacitása, ennek megfelelően a nagyüzemi kísérlet megkezdése előtt megvizsgáltam az utóülepítők terhelhetőségét. Az elvégzett számítások azt mutatták, hogy az adott ülepedési sajátságok mellett a nitrát recirkuláció mértékét közel háromszorosára lehetne emelni. Ennek meg felelően kezdtük meg a nagyüzemi kísérletet. A

kísérletek

során

a

nitrát

recirkuláció 3

térfogatáramát

az

Üzemeltetővel

3

együttműködésben négy lépésben 24000 m /d átlagértékről 42288 m /d-ra emeltük. Minden egyes üzemállapot változást követően méréseket végeztem annak ellenőrzése érdekében, hogy az anoxikus eleveniszapos reaktorokban a denitrifikáció teljes-e, azaz a recirkuláltatott nitrát elfogy-e az elődenitrifikáció során. A nitrát koncentráció még a legmagasabb recirkuláltatott nitrát mennyiség mellett is, valamennyi normál üzemmenetben működő ág első anoxikus medencéjének kilépésénél, a nap valamennyi vizsgált időszakában gyakorlatilag nullának adódott. A denitrifikációs kapacitás tehát még a közel kétszeresére növelt recirkuláltatott nitrát terhelés mellett is alkalmasnak bizonyult a teljes mennyiség eliminálására.

101

A kapott eredmények alapján számításokat végeztem a nitrogén-mérleg és az eleveniszapos rendszerben denitrifikált nitrogén mennyiségének megállapítására. A vizsgált üzemidőszakokban a befolyó nitrogén mennyisége jelentősen nem változott, ugyanakkor az 1. anoxikus eleveniszapos medencékben eltávolított nitrát mennyisége a nitrifikáló szűrőről visszavezetett recirkuláció növelésének hatására 552 kg/d-ről 797 kg/d-re növekedett. Ebből adódóan a 2004-es értékekhez viszonyítva számított, kizárólag a recirkuláció növeléséből adódó eleveniszapos többlet denitrifikáció a pillanatnyi üzemállapot és befolyó minőség mellett 600-720 kg/d metanol megtakarítást jelentett. Kimutattam ugyanakkor azt is, hogy annak ellenére, hogy a befolyó nitrogén terhelés jelentősen nem változott, az eleveniszapos rendszerről elfolyó ammónia koncentráció a 2004-ben mért 31,6 mg/l-es átlag értékről 15,3 mg/l-re csökkent. Az eleveniszapos rendszerről elfolyó ammónia koncentráció csökkenésének egyik oka egyértelműen a nitrát recirkuláció és ezáltal az eleveniszapos egységre befolyó szennyvíz hígításának növelése volt. A hígítást azonban a teljes betáplált áramot (előülepített befolyó, iszaprecirkuláció, nitrátrecirkuláció) tekintve olyan mértékben nem növeltük meg, hogy az az elfolyó ammónia nitrogén koncentrációját gyakorlatilag a felére csökkenthette volna. Az utóülepített szennyvízben mért ammónia koncentráció értékek jelentős csökkenése alapján, ennek megfelelően feltételezhettük az eleveniszapos nitrifikáció beindulását. A szimulációs vizsgálatok során kapott eredmények arra engednek következtetni, hogy a denitrifikációs kapacitás nagyobb arányú kihasználása következtében felszabadult, egyébként a szervesanyag eltávolítására fordítandó oxigén hatására a nitrifikáció a két utolsó mérési alkalommal beindult, viszonylag alacsony eleveniszapos elfolyó ammónia nitrogén koncentráció értékeket eredményezve. A recirkuláció növelésének, valamint a beinduló eleveniszapos nitrifikációnak együttes hatására így a számított metanol igény - közel állandó előülepített TKN koncentráció mellett - 4400-5700 kg/d értékről 2500-3200 kg/d értékre csökkent. Az eleveniszapos nitrifikáció stabilizálása érdekében a jövőben lehetőleg növelni kell az aerob iszapkort ill. a nitrifikáció oxigénnel való ellátottságának mértékét. Az így átmenetileg befektetett többletenergia a megnövekedett hatékonyságú eleveniszapos denitrifikáció nyomán visszatérül. A kombinált rendszer optimális üzemeltetéséhez szükséges továbbá a megfelelő kontrollparaméterek kiválasztása. Meghatározandó az, hogy ezek értékei

102

hogyan

vezéreljék

az

üzemmenetet

a

szennyvíz

szénforrásának

leghatékonyabb

denitrifikációra való felhasználása érdekében. Az esettanulmányként bemutatott Délpesti Szennyvíztisztító Telepen a 2-2,5 napos iszapkor mellett az eleveniszapos nitrifikáció alacsony hőmérsékleten (12 °C alatt) még a hatékony visszaoltás kihasználásával is jelentősen visszaeshet. A kidolgozott kombinált technológia alkalmazásánál újonnan létesítendő szennyvíztelepek esetében ennek megfelelően javasolt magasabb, 3-3,5 napos iszap tartózkodási idő fenntartását lehetővé tenni a tervezésnél, ebben az esetben ugyanis a nitrifikáció a teljes évben előforduló hőmérséklet tartományban jó hatásfokon stabilizálható. Fontos szempont továbbá az eleveniszapos rendszer levegőztetésének tervezésénél a nitrifikáció igen magas oldott oxigén igényének figyelembe vétele.

103

Irodalomjegyzék 1.

Grady C.P.L., Daigger G.T.: Biological Wastewater Treatment: Theory and Application, 2nd Edition, Marcell Dekker, Inc., New York, 1999.

2.

Sevella, B.: Biomérnöki műveletek és folyamatok, Műegyetemi kiadó, Budapest, 1998.

3.

Jobbágy A., Nyeste L. (1989) Bioreaktor elrendezések a szennyvíztisztításban, Folia Biotechnologica, 34, 108-113.

4.

Chudoba J., Grau P., Ottova V. (1973) Control of activated sludge filamentous bulking. II. Selection of microorganisms by means of a selector, Water Research, 7, 1389-1406.

5.

Water Environment Federation: Fixed Film Reactors, Draft Facilities Design Manual, Water Environment Federation, Alexandria, Virginia, 1997.

6.

Charaklis W.G. and Marshall K.C.: Biofilms, Wiley, New York, 1990.

7.

Jobbágy, A. (2002) A Délpesti Szennyvíztisztító Telep klórozási hatékonyság csökkenésének vizsgálata, kutatási jelentés.

8.

Verstraete W., Vaerenbergh E. (1986) Aerobic activated sludge in: Rehm H.S., Reed G. Biotechnology 8, Microbial Degradations, Weinheim, New York, VCH.

9.

Painter H.A. (1977) Microbial transformation of inorganic nitrogen, Progress in Water Technology, 8, 3-29.

10. Verstraete W., Alexander M. (1972) Heterotrophic nitrification in samples of natural ecosystem, Environmental Science and Technology, 7, 39-42. 11. Focht D.D., Chang A.C. (1975) Nitrification and denitrification processes related to wastewater treatment, Advances in Applied Microbiology, 19, 153-186. 12. Focht D.D., Verstraete W. (1977) Biochemical ecology of nitrification and denitrification, Advanced Microbiological Ecology, 1, 135-214. 13. US Environmental Protection Agency (USEPA): Process design manual for nitrogen control, Technology transfer. Washington, D.C., USEPA, 1975. 14. Downing A.L., Hopwood A.P. (1964) Some observations on the kinetics of nitrifying activated-sludge plants, Schweiz Z. Hydrol, 26, 271–288.

104

15. Painter H.A., Loveless J.E.(1983) Effect of temperature and pH value on the growth-rate constants of nitrifying bacteria in the activated-sludge process, Water Research, 17(3), 237248. 16. BioWin 32, Version 1.2.1. (2004) EnviroSim and Associates Ltd., Ontario, Canada. 17. Verstraete W., Vaerenbergh E. (1986) Aerobic activated sludge in: Rehm H.S., Reed G. Biotechnology 8, Microbial Degradations, Weinheim, New York, VCH. 18. Loosdrecht M.C.M. (1986) Kinetics of microbial processes in relation to modeling, Course on Environmental Biotechnology, Delft, 1993 máj. 9-16. 19. Henze M., Grady C.P.L., Gujer W., Marais G.V.R. and Matsuo T. (1987) A general model for single-sludge wastewater treatment systems, Water Research, 21, 20. Quinlan A.V. (1984) Prediction of the optimum pH for ammonia-N oxidation by Nitrosomonas europaea in well-aerated natural and domestic wastewaters, Water Research, 18, 561-566. 21. Xiong X., Hirata M., Takanashi H., Lee M. and Hano T. (1998) Analysis of Acclimation Behavior against Nitrification Inhibitors in Activated Sludge Processes. Journal of Fermentation and Bioengineering, 86(2), 207-214. 22. Anthonisen, A.C., Loehr, R.C., Prakasam, T.B.S., Srinath, E.G. (1976): Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid. J. Water Poll. Contr.Fed., 48, 689-701. 23. Tomlinson, T.G. (1966): Inhibition of nitrification in the activated sludge process of sewage disposal. J. Applied Bacteriology, 29, 354-565. 24. Henze M. (1986) Nitrate versus oxygen utilization rates in wastewater and activated sludge systems, Water Science and Technology, 18(6), 115-122. 25. Robertson L.A. and Kuenen J.G. (1984) Aerobic denitrification: A controversy revived, Archives of Microbiology, 139, 351-354. 26. Meijer S.C.F., van Loosdrecht M.C.M. and Heijnen J.J. (2001) Metabolic modeling and phosphorus removing WWTP’s, Water Research, 35(11), 2711-2723. 27. Oh J. and Silverstein J. (1999) Oxygen inhibition of activated sludge denitrification, Water Research 33(8), 1925-1937.

105

28. Makinia J. and Wells S.A. (2000) A general model of the activated sludge reactor with dispersive flow – I. model verification and application, Water Research, 34(16), 3987-3996. 29. Maurer, M., Gujer, W., Hany, R. & Bachmann, S. (1997): Intracellular carbon flow in phosphorus accumulating organisms from activated sludge systems, Water Research, 31(4), 907-917 30. Liu, W.-T., Mino, T., Nakamura, K., Matsuo, T. (1994), Role of glycogen in acetate uptake and polyhydroxyalkanoate synthesis in anaerobic-aerobic activated sludge with a minimzed polyphosphate content, Journal of Fermentation and Bioengineering 77(5), 535-540 31. Cech, J. S., Hartman, P. (1993), Competition between polyphosphate and polysaccharide accumulating bacteria in enhanced biological phosphate removal systems, Water Research 27(7), 1219-1225. 32. Jenkins, D., Richard, M. G., Daigger, G. T.: Manual on the Causes and Control of Activated Sludge Bulking and Foaming, 2nd edition, Lewis, Ann Arbor, 1993 33. U.S. Environmental Protection Agency (1993) Process Design Manual for Nitrogen Control, EPA/625/R-93/010, U.S. Environmental Protection Agency, Washington D.C. 34. Lutzack F.J, and Ettinger M.B. (1962) Controlling operation to minimize activated sludge effluent nitrogen, Water Pollution Control Federation, 34, 920-931. 35. Barnard J.L. (1976) A review of biological phosphorus removal in the activated sludge process, Water SA, 2, 136-144. 36. Ekama G.A., Siebritz I.P. and Marais G.V.R. (1983) Considerations in the process design of nutrient removal activated sludge processes, Water Science and Technology, 15(3/4), 283318. 37. Randall C.W., Waltrip D. and Wable M.V. (1990) Upgrading a municipal activated sludge plant for high-rate biological nutrient removal, Water Science and Technology, 22(7/8), 2133. 38. Salem S., Berends D.H.J.G., van der Roest H.F., van der Kuij R.J., van Loosdrecht M.C.M. (2004) Full-scale application of BABE technology®. Water Science and Technology, 50(7), 87-96. 39. Khrutková O., Novák L., Pachmanová L. and Wanner J. (2005) In-situ bioaugmentation of nitrification in regeneration zone – practical application and experiences at full-scale plants. IWA Specialized Conference “Nutrient Management in Wastewater Treatment Processes and Recycle Streams”, Krakow 19-21. September 2005, proc pp. 135-144.

106

40. Huyssteen J.A., Barnard J.L., Hendriksz J. (1990) The Olifantsfontein nutrient removal plant, Water Science and Technology, 22(7/8), 1-8. 41. Hu Z.R., Sotemann S., Moodley R., Wentzel M.C., Ekama G.A. (2003) Experimental investigation of the external nitrification biological nutrient removal activated sludge (ENBNRAS) system. Biotechnology and Bioengineering, 83(3), 260-273. 42. Chudoba P. and Pujol R. (2000) Technical solutions for upgrading high rate and medium loaded activated sludge plants for nutrient removal. Water Science and Technology, 41(9), 131-138. 43. Daigger G.T., Norton L.E., Watson R.S., Crawford D. and Sieger R.B. (1993) Process and kinetic analysis of nitrification in coupled trickling filter/activated sludge process. Water Environment Research, 65(6), 750-758. 44. Daigger G. T. and Parker D.S. (2000) Enhancing nitrification in North American activated sludge plants. Water Sci. Tech., 43(1), 97-105. 45. Sáez P.B., Rittmann B.E. (1988) Improved pseudoanalytical solution for steady-state biofilm kietics, Biotechnology and Bioengineering, 32, 379-385. 46. Sáez P.B., Rittmenn B.E. (1992) Accurate pseudoanalytical solution for steady-state biofilms, Biotechnology and Bioengineering, 39, 790-793. 47. Rittmann B.E. (1982) The effect of shear stress on biofilm loss rate, Biotechnology and Bioengineering, 24, 501-506. 48. Rittman B.E., McCarty P.L. (1980) Model of steady-state biofilm kinetics, Biotechnology and Bioengineering, 22, 2343-2357. 49. Jobbágy, A., Literáthy, B., Farkas, F., Garai, Gy. and Kovács, Gy. (2000). Evolution of the Southpest Wastewater Treatment Plant. Water Science and Technology, 41(9), 7-14. 50. Melitz Z. (2003) Partial nitrification in a high-load activated sludge system by biofilter backwash water recirculation, Water Science and Technology, 47(11), 93-99. 51. Jobbágy, A., Carrillo, J. C., Holvay, B., Literáthy, B., Merkel, N. and Tardy, G. M. (1999). Optimization of the configuration of a combined activated sludge-biofilter wastewater treatment plant. Design Study, Budapest University of Technology and Economics. 52. Jobbágy, A., Tardy, G., Literáthy, B. (2003) Enhanced nitrogen removal in the combined activated sludge-biofilter system of the Southpest Wastewater Treatment Plant, Water Science and Technology, Vol. 50(7), 1-8.

107

53. Vayenas, D. V., Pavlou, S. and Lyberatos, G. (1997). Development of a dynamic model describing nitrification and nitratification in trickling filters. Water Research, 31(5), 11351147. 54. Copp, J. B. and Murphy, K. L. (1995). Estimation of the active nitrifying biomass in activated sludge. Water Research, 29(8), 1855-1862. 55. Koch, G. and Siegrist, H. (1997). Denitrification with methanol in tertiary filtration. Water Research, 31(12), 3029-3038. 56. Lemmer, H., Zaglauer, A., Metzner, G. (1997). Denitrification in a methanol-fed fixed bed reactor. Part 1: physico-chemical and biological characterization, Water Research, 31(8), 1897-1902. 57. Aesoy, A., Odegaard, H., Bach, K., Pujol, R. and Hamon, M. (1998). Denitrification in a packed bed biofilm reactor (BIOFOR) – experiments with different carbon sources. Water Research, 32(5), 1463-1470. 58. Purtschert, I. and Gujer, W. (1999). Population dynamics by methanol addition in denitrifying wastewater treatment plants. Water Science and Technology, 39(1), 43-50. 59. Simulation of Single Sludge Processes V1.0 (1987) Clemson University, Clemson, SC, USA. 60. Plósz B.Gy., Jobbágy A., Grady C.P.L. (2002) Factors influencing deterioration of denitrification by oxygen entering an anoxic reactor through the surface, Water Research, 37, 853-863. 61. van der Roest (1997) STOWA Secondary Clarifier Model, szakmai egyeztetés során FAXon küldött anyag.

108

Szimbólumok jegyzéke Szimbólum

Jelentés

Dimenzió

bA bB bD bH D DMeOH fP fv iXB iXD JS ka kh kL KNH KNO KOA KOH KOinh KS KX L MLVSS Paut Phet Q qB QDN QN RMeOH/NO3-N rs S S0 SALK Se Sei SI Smin SND SNH SNO SO SRT SS SSF

Autotrof mikroorg. pusztulási koefficiense eleveniszapban Biomassza pusztulási koefficiense a biofilmben Biofilm eróziójából adódó veszteséget jellemző koefficiens Heterotrof mikroorg. pusztulási koefficiense eleveniszapban Diffúziós állandó Metanol igény a DN-szűrőn Nehezen biodegradálható biomassza frakció Túlélési faktor Biomassza nitrogén tartalma Biomassza nitrogén tartalma lízist követően a biofilmbe irányuló szubsztrát fluxus Ammonifikációs arány Maximális fajlagos hidrolízis arány a folyadék fázis anyagátadási együtthatója Ammónia féltelítési állandó autotrof biomasszára Nitrát féltelítési állandó heterotrof biomasszára Oxigén féltelítési állandó autotrof biomasszára Oxigén féltelítési állandó heterotrof biomasszára Oxigénre vonatkoztatott inhibiciós állandó Szubsztrát féltelítési állandó heterotrof biomasszára XS hidrolízisének féltelítési állandója biofilm vastagsága Aktív eleveniszap koncentráció az ASM1-ben N-szűrőn keletkező autotrof biomassza mennyisége DN-szűrőn keletkező heterotrof biomassza mennyisége Térfogatáram maximális szubsztrát eliminációs sebesség a biofilmben DN-szűrőn átfolyó térfogatáram értéke N-szűrőn átfolyó térfogatáram értéke Denitrifikáció metanol/nitrát arány koefficiense a szubsztrát fogyás sebessége Szubsztrát koncentráció Befolyó szubsztrát koncentráció Alkalinitás Elfolyó szubsztrát koncentráció i-edik reaktor elfolyó szubsztrát koncentrációja Oldott inert szervesanyag Biofilm fenntartásához szükséges minimális S Oldott biodegradálható szerves nitrogén Ammónia és ammónium nitrogén Nitrát és nitrit nitrogén Oldott oxigén Iszap tartózkodási idő (iszapkor) Oldott könnyen biodegradálható szervesanyag a folyadékfázisban uralkodó szubsztrát koncentráció

109

T-1 T-1 T-1 T-1 L2T-1 MT-1 ML-2T-1 M-1L3T-1 T-1 LT-1 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 L ML-3 MT-1 MT-1 L3T-1 T-1 L3T-1 L3T-1 ML-3T-1 ML-3 ML-3 mol L-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 T-1 ML-3 ML-3

ML-3 Mértékegység

SSS Szimbólum

a szubsztrát koncentráció a biofilm határfelületén Jelentés

T t V x X XB XBA XBH Xfölös XI Xlebegő XND XP XS Xszt Y YA YB YH YNH4-N YX/MeOH γ ΔNH4-N ΔNO3-N εMeOH εx ηg ηh µ µa µA μA20 µh µH µmax τ

Hőmérséklet Idő Reaktortérfogat hordozó felülettől való távolság a biofilm rétegben Biomassza koncentráció aktív biomassza koncentráció a biofilmben Aktív autotrof biomassza Aktív heterotrof biomassza Biomassza koncentráció a fölösiszap elvéteben Inert szervesanyag Lebegőanyag tartalom az elfolyó tisztított szennyvízben Nehezen biodegradálható szerves nitrogén Biomassza bomlásából származó sejttörmelék Nehezen biodegradálható szervesanyag Iszap szárazanyag tartalom Hozam Autotrof biomassza hozam biofilmet alkotó biomassza hozama Heterotrof biomassza hozam N-szűrőn szaporodó XBA NH4-N-re vonatkoztatott hozam értéke a denitrifikáló biomassza metanolra vonatkoztatott hozam értéke Iszap illékony hányad és a szárazanyag tartalom aránya N-szűrőn nitráttá konvertálódott NH4-N mennyisége DN-szűrőn denitrifikálódott NO3-N mennyisége Metanol KOI konverziós koefficiense Illékony hányad KOI konverziós koefficiense µH korrekciós faktora anoxikus környezet esetén Hidrolízis korrekciós faktora anoxikus környezet esetén Fajlagos növekedési sebesség Fajlagos növekedési sebesség, autotrof biomasszára Maximális fajlagos növekedési sebesség, autotrof biomasszára Autotrof mikroorganizmusok μA értéke 20°C-on Fajlagos növekedési sebesség, heterotrof biomasszára Maximális fajlagos növekedési sebesség, heterotrof biomasszára Maximális fajlagos növekedési sebesség Tartózkodási idő

Megjegyzés: M = tömeg egység, T = idő egység, L = méret egység

110

°C T L3 L ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 ML-3 T-1 T-1 T-1 T-1 T-1 T-1 T-1 T-1

Rövidítések jegyzéke

ASM – Activated Sludge Model (Eleveniszapos modell) BOI – Biokémiai Oxigén Igény CSTR – Completely Stirred Tank Reactor (Tökéletesen kevert tartályreaktor) DN-szűrő – Denitrifikáló szűrő EBPR – Enhanced Biological Phoshorus Removal (Biológiai többletfoszfor eltávolítás) GAO – Glycogen Accumulating Organisms (Glikogén akkumuláló mikroorganizmusok) KOI – Kémiai Oxigén Igény N-szűrő – Nitrifikáló szűrő PAO – Phosphorus Accumulating Organisms (Foszfor akkumuláló mikroorganizmusok) PHA – Polihidroxi alkanoát PHB – Polihidroxi butirát TIN – Total Inorganic Nitrogen (Teljes szervetlen nitrogén) TKN – Total Kjeldahl Nitrogen

111

Tartalomjegyzék

1.

BEVEZETÉS, A KUTATÁS JELENTŐSÉGE ................................................................................................. 1

2.

IRODALMI ÁTTEKINTÉS ................................................................................................................................ 2 2.1. AZ ELEVENISZAPOS TISZTÍTÁSI TECHNOLÓGIA ALAPJAI ................................................................................... 2 2.1.1. Szubsztrát eltávolítás a bioreaktorokban ................................................................................................. 2 2.1.2. A bioreaktor elrendezés szerepe............................................................................................................... 4 2.1.2.1. A reaktortagolás hatása a szubsztrát eltávolítás hatékonyságára ........................................................................ 4 2.1.2.2. A szelektoros technológia alapjai....................................................................................................................... 5

2.2. A BIOFILMES TECHNOLÓGIA ALAPJAI ............................................................................................................... 6 2.3. A BIOLÓGIAI TÁPANYAG ELTÁVOLÍTÁS FOLYAMATAI ...................................................................................... 9 2.3.1. Nitrogén körforgalom a biológiai rendszerekben..................................................................................... 9 2.3.2. Nitrifikáció ............................................................................................................................................. 10 2.3.2.1. A nitrifikáló mikroorganizmusok maximális fajlagos szaporodási sebessége.................................................. 11 2.3.2.2. A nitrifikációt befolyásoló tényezők ................................................................................................................ 12 2.3.2.3. A nitrifikációt gátló anyagok szerepe............................................................................................................... 14

2.3.3. A denitrifikáció....................................................................................................................................... 15 2.3.3.1. A szerves szén szerepe ..................................................................................................................................... 15 2.3.3.2. Az oxigén szerepe ............................................................................................................................................ 16

2.3.4. A biológiai foszfor eltávolítás................................................................................................................. 17 2.3.4.1. A biológiai foszfor eltávolítás folyamata ......................................................................................................... 17 2.3.4.2. A glikogén akkumuláló mikroorganizmusok metabolizmusa .......................................................................... 18

2.4. A BIOLÓGIAI TÁPANYAG ELTÁVOLÍTÁS TECHNOLÓGIÁI ................................................................................. 19 2.4.1. Eleveniszapos technológiák.................................................................................................................... 19 2.4.1.1. 2.4.1.2. 2.4.1.3. 2.4.1.4.

Teljesítendő követelmények............................................................................................................................. 19 Utó-denitrifikációs technológiák...................................................................................................................... 20 Elő-denitrifikációs technológiák ...................................................................................................................... 21 Kombinált biológiai nitrogén és foszfor eltávolítás.......................................................................................... 22

2.4.2. Alacsony iszapkorral üzemelő speciális nitrifikációs technológiák........................................................ 23 2.4.2.1. A BABE® technológia..................................................................................................................................... 24 2.4.2.2. Beoltás regenerációs zónából ........................................................................................................................... 25 2.4.2.3. Együttesen alkalmazott eleveniszapos-biofilmes technológiák........................................................................ 26

2.5. ELEVENISZAPOS ÉS BIOFILMES RENDSZEREK MODELLEZÉSE .......................................................................... 28 2.5.1. Az Activated Sludge Model No.1 (ASM1) modellrendszer ..................................................................... 28 2.5.1.1. Az ASM1 által modellezett folyamatok ........................................................................................................... 28 2.5.1.2. A modellben szereplő komponensek és kinetikai paraméterek ........................................................................ 28 2.5.1.3. Az ASM1 matematikai alapjai ......................................................................................................................... 31

2.6. BIOFILMES RENDSZEREK MODELLEZÉSE......................................................................................................... 32 3.

A DÉLPESTI SZENNYVÍZTISZTÍTÓ TELEP TECHNOLÓGIÁJA ......................................................... 34

4.

A KUTATÁS CÉLJA ......................................................................................................................................... 37

5.

A SZIMULÁCIÓS MODELL KIFEJLESZTÉSE .......................................................................................... 39 5.1. A BIOSZŰRŐK MODELLEZÉSE ......................................................................................................................... 39 5.1.1. A nitrifikáló szűrőn lejátszódó folyamatok modellezése ......................................................................... 40 5.1.2. A denitrifikáló szűrőn lejátszódó folyamatok modellezése ..................................................................... 40 5.2. A KOMBINÁLT RENDSZER MODELLEZÉSÉNEK MÓDSZERE ............................................................................... 40

6.

A VISSZAOLTÁS LEHETŐSÉGÉNEK ILL. HATÁSAINAK VIZSGÁLATA MATEMATIKAI MODELLEZÉSSEL........................................................................................................................................... 42 6.1. A TECHNOLÓGIAI ÉS ÜZEMELTETÉSI LEHETŐSÉGEK VIZSGÁLATA .................................................................. 42 6.1.1. A modellezés kiinduló paramétereinek meghatározása.......................................................................... 42 6.1.2. A modellezett technológiai lehetőségek.................................................................................................. 44

6.1.3. A modellezés eredményeinek értékelése ................................................................................................. 46 6.2. A TECHNOLÓGIAI PRÓBAÜZEM SZIMULÁCIÓS VIZSGÁLATA ............................................................................ 51 7.

HELYSZÍNI MODELLKÍSÉRLET A VISSZAOLTÁS LEHETŐSÉGÉNEK IGAZOLÁSÁRA............. 55 7.1. A KÍSÉRLETI ELRENDEZÉS ÉS MÓDSZER.......................................................................................................... 55 7.2. A KÍSÉRLETI RENDSZEREK ÜZEMÉNEK MODELLEZÉSE .................................................................................... 57 7.3. AZ EREDMÉNYEK ÉS ÉRTÉKELÉSÜK ................................................................................................................ 57 7.3.1. Steady-state szimulációs vizsgálatok...................................................................................................... 57 7.3.2. A helyszíni modellkísérlet eredményei.................................................................................................... 58 7.3.3. Dinamikus szimulációs vizsgálatok ........................................................................................................ 60

8.

A DÉLPESTI SZENNYVÍZTISZTÍTÓ TELEP ÜZEMÉNEK VIZSGÁLATA KONCENTRÁCIÓ PROFIL MÉRÉSEKKEL.................................................................................................................................. 64 8.1. A KÍSÉRLETI MÓDSZEREK ............................................................................................................................... 66 8.1.1. Mintavétel és mintaelőkészítés ............................................................................................................... 66 8.1.2. Az alkalmazott analitikai módszerek ...................................................................................................... 66 8.2. A PROFIL MÉRÉSEK EREDMÉNYEINEK ÉRTÉKELÉSE ........................................................................................ 69 8.2.1. Az oldott oxigén koncentráció, a pH és a hőmérséklet ........................................................................... 69 8.2.2. A kémiai és a biokémiai oxigén igény..................................................................................................... 70 8.2.3. Szervetlen nitrogénformák és TKN......................................................................................................... 72 8.2.4. Ortofoszfát koncentráció ........................................................................................................................ 75 8.2.5. Az eleveniszap mikrobiológiai vizsgálata............................................................................................... 77 8.2.6. Az iszapkoncentráció és az iszap ülepedési index .................................................................................. 79 8.3. A SZIMULÁCIÓS VIZSGÁLATOK EREDMÉNYEI ................................................................................................. 80

9.

NAGYÜZEMI KÍSÉRLET A KOMBINÁLT BIOLÓGIAI TISZTÍTÓ RENDSZER OPTIMALIZÁLÁSÁRA.................................................................................................................................... 85 9.1. 9.2. 9.3. 9.4.

AZ UTÓÜLEPÍTŐ TERHELHETŐSÉGÉNEK VIZSGÁLATA ..................................................................................... 85 A KÍSÉRLET VÉGREHAJTÁSA........................................................................................................................... 86 AZ EREDMÉNYEK ÉS ÉRTÉKELÉSÜK ................................................................................................................ 89 A KÍSÉRLETI EREDMÉNYEK ELEMZÉSE SZIMULÁCIÓS MODELLEZÉSSEL .......................................................... 94

10. ÖSSZEFOGLALÁS ........................................................................................................................................... 97 IRODALOMJEGYZÉK ......................................................................................................................................... 104 SZIMBÓLUMOK JEGYZÉKE ............................................................................................................................. 109 RÖVIDÍTÉSEK JEGYZÉKE................................................................................................................................. 111

Köszönetnyilvánítás: Ezúton szeretnék köszönetet mondani témavezetőmnek, Dr. Jobbágy Andreának, aki lehetőséget adott arra, hogy már egyetemi hallgató koromban csatlakozzak kutatócsoportjához. Munkámban mind szakmailag mind emberileg támogatott, lehetővé tette hogy külföldön végezzek szakmai munkát, valamint részt vegyek külföldi konferenciákon és tanulmányúton. Külön köszönet érte, hogy mikor lelkesedésemben lankadtam, segítségével mindig túl tudtam lendülni a holtponton. Simon Józsefnek, a gyakorlati munkákban nyújtott rengeteg segítségért, hasznos tanácsaiért, kezdeti labormunkákban megnyilatkozó bukdácsolásaim töretlen jókedvvel való elfogadásáért. doktorandusz kollegáimnak: Literáthy Bálintnak, Dr. Plósz Benedeknek, Kiss Bernadettnek, az együtt töltött évek során a munkában nyújtott sok segítséget, és azért, hogy a közös munka mindig kellemes és baráti légkörben zajlott. Szüleimnek, hogy tanulmányaimnak.

megteremtették

a

lehetőségét

egyetemi

és

posztgraduális

a kutatás egyes lépéseit finanszírozó Fővárosi Csatornázási Művek Rt.-nek és az OTKA-nak. a Varga József Alapítványnak anyagi támogatásáért.

Az értekezés témekörében megjelent publikációk

1. Jobbágy, A., Tardy, G., Literáthy, B. (2003) Enhanced nitrogen removal in the combined activated sludge-biofilter system of the Southpest Wastewater Treatment Plant,

Water Science and Technology, Vol. 50(7), 1-8.

2. Jobbágy, A., Literáthy, B., Tardy, G. (2005) Proliferation of glycogen accumulating organisms induced by Fe(III) dosing in a domestic wastewater treatment plant, Water

Science and Technology, közlésre elfogadva.

3. Tardy, G. and Jobbágy, A. (2005) Enhancing activated sludge nitrification through seeding from a downstream nitrifying fixed-film reactor, Periodica Polytechnica, közlésre elfogadva.

Eleveniszapos biofilmes szennyvíztisztító rendszerek biológiai nitrogén eltávolításának kombinált optimalizálása

Recommend Documents